Este Blog pretende ser una referencia para los profesionales en el campo de la depuración de aguas residuales. Tratamos de dar a conocer las líneas de investigación más interesantes y analizar su aplicabilidad en operación. Contamos con todos los lectores para que nos aporten sus conocimientos y nos planteen sus dudas.

This Blog is intended as a reference for professionals in the field of wastewater treatment. We try to present the most interesting lines of research and analyze their applicability in operation. We encourage readers to provide comments, and suggestions.

viernes, 6 de junio de 2014

DIGESTIÓN ANAEROBIA DE FANGOS, PROBLEMAS Y SOLUCIONES.

DIGESTIÓN ANAEROBIA. 


Fases de la digestión.

La digestión anaerobia de fangos de depuradora es un sistema de estabilización de fango que se emplea en la eliminación de una parte importante de la fracción volátil de los fangos que se generan en una EDAR. Los fangos sin estabilizar generan olores por putrefacción y riesgo de proliferación de bacterias infecciosas. Los sistemas de estabilización o inertización de los fangos son variados, desde la incineración, la oxidación total, o la digestión aerobia. En este caso vamos a analizar la digestión anaerobia.

El fango que se introduce en la digestión anaerobia es el proveniente de la línea de aguas, tanto el fango primario, como el fango biológico. En ambos casos se realiza un espesado previo a la digestión para aumentar la concentración y reducir los volúmenes de reactor (digestor) necesarios. La digestión anaerobia se diseña mediante uno (o varios) digestor(es) primario(s) y un digestor secundario o tampón. Puede ser de dos tipos según la temperatura a la que se realice, bien mesófila (óptimo entorno a 35-37ºC) o termófila (temperatura 55-60ºC).


Aunque las especies microbianas involucradas son distintas en cada caso, las fases en ambos casos son iguales. Comienza con la hidrólisis de la materia orgánica y la biomasa proveniente del sistema de fangos activos y del fango primario que realizan las bacterias fermentativas. Posteriormente las bacterias acidogénicas generan ácidos de cadena corta en la acidogénesis. Algunas bacterias acetogénicas pueden derivar estos ácidos en acetato, mientras que otras producen CO2 y H2. Finalmente en la última fase, las bacterias metanogénicas utilizan estos compuestos para generar gas metano (CH4), bien a partir de hidrógeno (bacterias metanogénicas hidrogenotróficas), bien a partir del acetato (bacterias metanogénicas acetoclásticas). Se da la circunstancia de que las bacterias que realizan las fases de hidrólisis y acidogénesis son más rápidas que las metanogénicas, que les cuesta más tiempo realizar la metanogénesis.


PROBLEMAS. 


Reducción de la producción de metano.

Este problema puede tener varias causas. Primero, por la inhibición o muerte de las bacterias metanogénicas; segundo, por la falta de sustrato para las bacterias metanogénicas, ya sean acetoclásticas o hidrogenotróficas; tercero, y ligado al anterior, por la inhibición de actividad de las bacterias acidogénicas que influyen sobre las fases de hidrólisis, fermentación y acidogénesis. 

Las causas subyacentes en cualquier caso son, la falta de sustrato (materia orgánica volátil en el fango llevado a digestión), condiciones de pH y temperatura inadecuadas, o la presencia de tóxicos (amoniaco, sulfuros, iones metálicos, metales pesados, biocidas) tal y como se recoge en una revisión de Ye Chen, et al. en 2007 "Inhibition of anaerobic digestion process: A review".

Para el caso específico de los metales pesados, un artículo de A. Mudhoo, et al. en 2013, en su artículo "Effects of heavy metals as stress factors on anaerobic digestion processes and biogas production from biomass", se estudian todas las fases de la digestión anaerobia y la afección en cada una de ellas de los metales pesados. Para la fase de hidrólisis no reporta referencias de efectos negativos de metales pesados. Sin embargo, para la fase de acetogénesis, recoge estudios en los que se determinó el orden relativo de toxicidad de los distintos metales pesados afectando a la degradación de los principales AGV. El orden de toxicidad en esta fase de la digestión es Cd > Cu > Cr > Zn > Pb > Ni. Finalmente, para la fase de metanogénesis, la afección de los metales pesados indica que es mayor, puesto que las bacterias son más sensibles. Además muestran una sensibilidad diferente siendo el orden de toxicidad relativa Zn > Cr > Cu > Cd > Ni > Pb. Hace referencia a varios estudios que determinan concentraciones de inhibición, la capacidad de adaptación a altas concentraciones de tóxico, etc.



Acidificación del medio.

Un problema que puede ser causa o puede ser efecto es la acidificación del medio en la digestión. 
En cuanto a la alimentación, un sistema de digestión anaerobia con alimentación continua y estable desarrolla una dinámica poblacional compensada, donde la población de bacterias metanogénicas se desarrolla hasta un nivel tal que es capaz de consumir todos los AGV que generan las bacterias acidogénicas. Sin embargo, cuando la alimentación tiene altibajos en el tiempo, el equilibrio poblacional no es capaz de adaptarse y su respuesta a la variabilidad de disponibilidad de sustrato genera problemas. Cuando la alimentación presenta picos altos, las bacterias acidogénicas generan AGV a la velocidad a la que se hidroliza el sustrato entrante, mientras que las metanogénicas puede llegar el momento de no ser capaces de consumir todos los AGV generados. La acumulación de AGV puede ser compensada por la capacidad tamponante del sistema, sin embargo, si la capacidad tamponante es insuficiente, el pH baja y la acidificación progresiva del medio incide en la reducción de actividad de la metanogénesis, generando un bucle de "menor consumo de AGV por las metanogénicas"-"acidificación"-"menor actividad de las metanogénicas" que desemboca en la parada completa del digestor.

Los problemas de acumulación de ácido pueden ser la causa, pero también pueden ser el efecto de la inhibición de la fase de metanogénesis por tóxicos, temperatura, pH, etc. Cualquier inhibición de la última fase de la digestión puede presentar episodios de acidificación, será cuestión del operador que analice cuáles son las causas subyacentes.









viernes, 9 de mayo de 2014

PROBLEMAS DE FOAMING


La aparición de espumas en las Estaciones Depuradoras de Aguas Residuales es un problema que afecta a no pocas instalaciones en todo el mundo. Existen fotos en Internet espectaculares sobre episodios de espumas que llegan a la altura de 2-3 metros de altura saliendo fuera de los reactores biológicos y decantadores.


Cuando las espumas están causadas por el vertido de detergentes y tensioactivos, las espumas resultantes son de color blanco y aparecen en los saltos de agua y en los reactores biológicos, como si de un enorme jacuzzi de un Spa se tratara. Claro que, ni se trata de un jacuzzi, ni tampoco es lo que ocurre normalmente. 

Las espumas que aparecen con mayor frecuencia son de color marrón porque la biomasa flota sobre la superficie del agua. La flotación de la biomasa tiene varias causas probables. La más temida es un bulking filamentoso, una proliferación masiva de microorganismos filamentosos que producen flóculos enmarañados que atrapan las burbujas de aire y flotan, generando una densa capa superficial flotante donde se condensa y muere la biomasa. Las costras resultantes pueden ser realmente rígidas y secas, como dicen muchos operadores de planta, "se puede andar sobre ellas".

Otra causa puede ser el estrés de la biomasa, sobre todo por deficiencia de nutrientes, en cuyo caso algunas especies segregan productos hidrófobos o mucilaginosos que atraparan microburbujas y por esa causa flotan. En este caso las espumas son como una mouse de chocolate. 


¿Pero cómo podemos asegurarnos de las causas? Existen varias herramientas que nos pueden ayudar a descartar unos frente a otros. En primer lugar tenemos el control de los parámetros de funcionamiento de la EDAR. La edad de fango, la temperatura del agua y la carga másica nos pueden ayudar a ver si hay una relación F/M adecuada, lo que podríamos simplificar en los comensales que hay, la comida que se reparten y la velocidad a la que comen. Si hay poca comida los microorganismos se estresarán y probablemente tengamos un episodio de espumas no necesariamente ligado a filamentosas. 

La falta de nutrientes puede desembocar en un bulking filamentoso, pero para confirmarlo la herramienta más sencilla es el microscopio. Los neófitos en el uso del microscopio pudieran no confundir la simple presencia de microorganismos filamentosos (totalmente necesarios para mantener la macroestructura del flóculo), con una proliferación excesiva, como aparece en la comparativa inferior (imagen de Andrés Zornoza). Es básico por lo tanto tener unos conocimientos mínimos sobre microbiología y la bioindicación para poder realizar una correcta valoración de la situación. Estos conocimientos permitirán además poder identificar la especie de filamentosa que aparece en los flóculos, puesto que sus características son distintas, las causas por las que aparecen son diferentes y su gestión también varía. En caso de no tener esa mínima base de conocimiento, existen opciones para adquirir la formación necesaria, por ejemplo en http://aula-bioindicacion.blogspot.com.es/


Los episodios de foaming pueden ser recurrentes, dándose en la misma época del año. La recurrencia del problema puede ayudar al operador de planta a prevenirlo o corregirlo con mayor facilidad, siempre que sea capaz de determinar sus causas correctamente y operar en consecuencia, y siempre que sea capaz de hallar un método eficaz de corrección. Es por eso que la experiencia es del operador tiene un papel importante en la gestión de este tipo de episodios. Evidentemente siempre es preferible prevenir las causas para que no ocurran. 

En cuanto a las posibles soluciones, dependerán en cada caso de su origen. Si la relación de F/M es excesivamente baja habrá que reducir la edad de fango y probablemente reducir la eficacia de la decantación primaria para permitir el paso de más carga al volumen de reactor biológico. Cuando la causa sean filamentosas, la solución dependerá de la especie que se trate, pero normalmente con el correcto manejo de los selectores anaerobios y anóxicos puede ir corrigiéndose, o mediante la utilización de duchas de hipoclorito sódico sobre las espumas. Otra manera eficaz, aunque costosa, suele ser la eliminación de la espuma en lugar de deshacerla con mangueras. Existen muchas maneras de corregir el problema, y para cada caso, como se suele decir, "cada maestrillo tiene su librillo". 

Es importante documentar los episodios y los causas, si se consigue determinarlas, ya que ésto ayudará en el futuro a los operadores que vengan después. Será interesante conocer las experiencias de operadores de planta que lean esta noticia y quieran compartir su experiencia.

martes, 29 de abril de 2014

INTRODUCCIÓN A LA MODELACIÓN

La modelación de procesos, físicos, químicos o biológicos, es una disciplina de estudio que permite realizar predicciones del comportamiento de un sistema utilizando un modelo y unas condiciones de contorno. Se podría decir que se trata de una forma alternativa a la experimentación para obtener predicciones. Resulta muy útil por lo tanto para sistemas complejos en los que la experimentación lleva mucho tiempo o cuya operación supone costes o riesgos muy elevados (centrales nucleares, térmicas, sistemas biológicos, etc.).

Un modelo es un esquema o expresión, normalmente matemática, que refleja un sistema y lo que en él ocurre y que se utiliza para analizar el comportamiento de dicho sistema en ciertas condiciones. Los modelos deben poder predecir el comportamiento de las variables que resultan de interés.

Existen varios tipos de modelos. Están los modelos mecanicistas (White box), que son modelos cuyos procesos están descritos con mucho detalle y que tienen en cuenta gran cantidad de variables y parámetros. El problema que plantean es que son tan detallados que exigen un gran conocimiento del sistema, de los procesos y de las condiciones y que exige un esfuerzo enorme para la calibración.

Los modelos empíricos (Black box) son modelos mucho más sencillos en cuanto a su calibración ya que buscan una relación matemática que sea capaz de predecir el comportamiento de las variables de interés, sin tener en cuenta ningún proceso interno. Los valores de salida de las variables son función de los valores de muchísimos menos parámetros de entrada, y esto reduce la complejidad en la calibración de estos modelos. Sin embargo, la relación matemática no tiene ningún significado ya que se trata de una relación matemática que no describe el proceso de ningún modo.



Los modelos mecanicistas simplificados (Grey box) son modelos muy versátiles ya que son modelos intermedios cuya complejidad es la elegida por el desarrollador. Cuanto más complejo es el modelo más se aproxima a los mecanicistas, cuantas más simplificaciones se hacen más se parece a un modelo empírico. Son los más utilizados puesto que reducen el esfuerzo necesario en la calibración, ya que simplifican los modelos mecanicistas agrupando procesos. Permiten equilibrar el esfuerzo necesario para su calibración y la información que nos van a ofrecer sobre los procesos que ocurren en el sistema.



Si nos centramos en el desarrollo de modelos para simular la depuración de las aguas residuales, suelen ser modelos mecanicistas simplificados que tratan de simular los procesos por los que se libera al agua de los contaminantes. La modelación en el campo de la depuración se ha centrado en los procesos biológicos de depuración, sobre todo en el sistema de Fangos Activados, aunque hay modelos de sedimentación, de precipitación y de procesos fisico-químicos de depuración.

En la modelación de sistemas biológicos, los primeros modelos matemáticos de eliminación de materia orgánica y nutrientes desarrollados por la IWA y ampliamente aceptados fueron los modelos ASM1 (1987) y ASM2 (1995). En el primero se modelaron la eliminación de materia orgánica y nitrógeno, introduciendo la notación matricial (que luego explicaremos) mientras que en el segundo se incluyó también la eliminación de fósforo. En 1999 la IWA lanzó una ampliación del modelo ASM1 con la inclusión de procesos como almacenamiento de compuestos orgánicos o de respiración endógena. Esta ampliación no tuvo demasiado éxito por el mínimo aporte de información con respecto al modelo anterior, en comparación con el aumento de la complejidad de calibración. Sin embargo, en el mismo año la IWA realizó una revisión del ASM2, el ASM2d, en la que se incluyó la desnitrificación de las bacterias PAO y que actualmente es el más utilizado en el desarrollo de las aplicaciones de simulación. Desde 1994, la Universidad Técnica de Delft desarrolla el modelo TUD que amplia el modelo ASM2d con un modelo metabólico de las bacterias PAOs incluyendo el glicógeno en los procesos. En cuanto a los modelos de Digestión Anaerobia, en 2002 aparece el más utilizado actualmente, que es el ADM1.

Los modelos presentan una complejidad elevada en su desarrollo y comprensión. Se basan en la descripción de procesos en los que existen componentes que tienen relaciones estequiométricas y cuya velocidad de ocurrencia del proceso afecta a los compuestos que en él participan. Se basan en realizar balances de materia a través del sistema a lo largo del tiempo:

Acumulación = Entradas - Salidas + Generación - Consumo.

La notación matricial es la forma más sencilla de presentar toda la información necesaria para definir un modelo. El modelo viene definido por dos matrices, la matriz estequiométrica y la matriz de componentes. Para definir ese modelo tenemos que elegir; 1) los componentes, que son todas las especies que participan en los procesos; 2) los procesos, que son las reacciones físicas, químicas o biológicas que afectan a los componentes; y 3) los materiales a conservar, cuya continuidad es la base para el cálculo de las relaciones estequiométricas.



En la matriz estequiométrica, como su nombre indica, se define la estequiometría de los procesos. En las columnas de la matriz se sitúan los componentes y en las filas se colocan los procesos. Para cada componente se deberá definir la estequiometría en los procesos en los que participe. Generalmente se convienen valores positivos para la generación y valores negativos para la desaparición de los componentes en cada proceso. 

Para el cálculo de la estequiometría en la matriz superior se utiliza la matriz de composición. En la matriz de composición se incluyen los factores de conversión, indicando el contenido de cada material a conservar en cada componente del modelo. Para cada material a conservar se aplica la ecuación de continuidad, de manera que el número de materiales a conservar deben ser tantos como incógnitas hay en la matriz estequiométrica. 

Para terminar de definir el modelo por completo, queda la parte más importante, que es la definición de la cinética de los procesos, puesto que nos da información de la velocidad a la que aparecen y desaparecen los componentes. A la hora de definir la cinética para cada proceso existen varias expresiones cinéticas que expresan matemáticamente la evolución temporal de dicho proceso. Existen expresiones cinéticas independientes o de grado 0. Cinéticas lineáles o de primer grado. Y existen cinéticas complejas como las cinéticas exponenciales, de saturación o de Monod, o cinéticas de inhibición.


martes, 15 de abril de 2014

BIOLOGICAL PHOSPHORUS REMOVAL / ELIMINACIÓN BIOLÓGICA DE FÓSFORO

La eliminación biológica de fósforo se viene desarrollando desde finales de los años 50, en Suiza (Morse G.K. et al., 1997). Se basa en el desarrollo de microorganismos acumuladores de polifosfatos en ciertas condiciones, que acumulan en el interior celular el fósforo, eliminándolo del agua.

Biological phosphorus removal has been developing since the late 1950s, in Switzerland (Morse G.K. et al., 1997). Its based on polyphosphate accumulating microorganism growing under certain conditions. Those microorganisms accumulate phosphorus inside their cytosol, removing from the wastewater.

Es una tecnología que se basa en una modificación del proceso de fangos activos. Está ampliamente implantada, aunque requiere una configuración de planta más específica y una operación más compleja. Presenta la misma configuración que un sistema normal de fangos activos pero con un volumen anaerobio previo a la zona de aireación. El selector anaerobio recibe toda la carga orgánica del agua influente y el fósforo, la corriente pasa posteriormente a la zona aerobia (configuración A/O). No debe hacerse la recirculación interna al volumen anaerobio, ya que la presencia de nitratos permite a las bacterias heterótrofas desnitrificantes competir por el sustrato e inhiben.

It's a technology based on a modification of the activated sludge process. It's widely deployed but requires a more specific plant configuration and more complex operation. It has the same configuration as the activated sludge system, but before aeration zone it has an anaerobic volume. The anaerobic selector gets all the organic and phosphorus load of influent water, it flows then to the aerobic zone (configuration A/O). Recirculation current shouldn't be recirculated into the anaerobic volume, cause the presence of nitrates enables heterotrophic denitrifying bacteria to compete for the substrate and inhibit PAO's growing.




Los microorganismos responsables de la eliminación del fósforo son conocidos por PAO (Poliphosphate Accumulating Organisms). Han evolucionado para obtener una ventaja competitiva respecto al resto de microorganismos heterótrofos. La configuración descrita potencia esa ventaja competitiva respecto a las bacterias heterótrofas comunes, y es que dado que éstas últimas son dependientes de la presencia de aceptores de electrones como nitratos u oxígeno para realizar su actividad metabólica, en la zona anaerobia del reactor biológico no pueden desarrollarse.

The microorganisms responsible for the removal of phosphorus are known by PAO (Poliphosphate Accumulating Organisms). They have evolved to gain a competitive advantage over other heterotrophic microorganisms. The described plant configuration let them a competitive advantage over common heterotrophic bacteria. The common heterotrophic bacteria depend on the presence of electron acceptors such as nitrate or oxygen for their metabolic activity, and the anaerobic area prevents that activity.

Las PAOs presentan la peculiaridad de que son capaces de acumular ácidos grasos volátiles (AGV, como si dijeramos "comida") de manera intracelular en condiciones anaerobias, aunque este proceso requiere de una fuente de energía. La energía utilizada proviene de la oxidación del glucógeno y de los polifosfatos  (PoliP) que tienen acumulados en su interior celular. Así que en el selector anaerobio destruyen glucógeno y PoliP y sueltan fosfatos (P), para obtener la energía suficiente que les permite acumular AGV. Cuanto más se llenan de AGV, más podrán crecer en condiciones "desfavorables". Es lo que ocurre cuando estas bacterias pasan a condiciones aerobias. Cuando la flujo las arrastra a la parte aerobia del reactor se encuentran con que las heterótrofas "comen y crecen" más rápido que las PAO. En este momento las PAO, comienzan a consumir sus reservas internas de comida, de modo que no compiten por el sustrato que hay en el exterior. Esa comida, o AGV, la utilizan para dos cosas principalmente, para regenerar Glucógeno y PoliP, para lo que absorben del medio ingentes cantidades de fosfatos, y para crecer y multiplicarse. La relación de DQO fácilmente asimilable / fósforo total debe ser de como mínimo de 10, aunque relaciones muy elevadas promueven el desarrollo de bacterias GAO, competidoras de las PAO por los AGV.

The PAOs have the peculiarity that they are able to accumulate volatile fatty acids (VFA, we say "food") intracellularly under anaerobic conditions, although this process requires a source of energy. The energy used comes from the glycogen oxidation and polyphosphates (polyP) that have accumulated inside cell. So in the anaerobic selector they destroy Glycogen and PoliP and release phosphates (P) to obtain the energy that allows them to accumulate VFA. The more they fill with VFA, the more they will grow under "unfavorable" conditions. It happens when these bacteria are in aerobic conditions. When they are in aerobic part of the reactor they find that heterotrophic "eat and grow" faster than PAO. In aerobic conditions PAOs start using their internal food reserves, so they don't compete for the remaining substrate. That food is used mainly for a couple processes, regenerating PoliP and Glycogen, (they absorb great amount of phosphate from the medium), and to grow and multiply. The ratio of readily assimilable COD / total phosphorus, must be at least 10, although very high ratios promote GAO bacterial growth, competitors of the PAOS by VFA.



Las especies de bacterias que se engloban en acumuladoras de polifosfatos son: ActinobacteriaRhodocyclus spp. (llamada Accumulibacter phosphatis por Hesselman et al. 1999), y Propionibacter pelophilus. (Crocetti et al., 2000). La taxonomía es muy compleja y dentro de las Betaproteobacterias, Rhodocyclus ahora se considera grupo, y no género. Así, hoy día la especie más estudiada es la Candidatus Accumulibacter phosphatis. Es muy recomendable para saber más sobre ésta especie el artículo de He S. et al., 2011, "Microbiology of 'Candidatus Accumulibacter' in activated sludge". En la imagen inferior detección comparativa mediante marcadores de fosforescencia (método FISH) para Eubacteria-PAO.

The bacteria species included in group of polyphosphates accumulators are: Actinobacteria, Rhodocyclus spp. (called Accumulibacter phosphatis by Hesselman et al. 1999) and Propionibacter pelophilus. (Crocetti et al., 2000). The taxonomy is very complex and within Betaproteobacterias, Rhodocyclus is now considered as a group, not genus. So, today the most studied specie is the Candidatus Accumulibacter phosphatis. For learning more about them I highly recommend the article I S. et al., 2011, "Microbiology of 'Candidatus Accumulibacter' in activated sludge." In the image below, comparative using detection   phosphorescence markers (FISH method) for Eubacteria-PAO.

viernes, 11 de abril de 2014

BIOLOGICAL NITROGEN REMOVAL / ELIMINACIÓN BIOLÓGICA DE NITRÓGENO

This is a two-step process: nitrification and denitrification. Nitrification process, that has a two different fases, is the one wich oxidize first ammonium on nitrite (1) by action of ammonium-oxidizer-bacteria, and after that in nitrate (2) by the action of nitrite-oxidizer-bacteria. The nitrification process acidifies the medium, while it recovers alkalinity and raises the pH in denitrification process.

 Este proceso lo comprenden dos pasos; la nitrificación, y la desnitrificación. El proceso de nitrificación, que se realiza en dos fases, es aquél en el que el amonio se oxida a nitrito primero (1) por la acción de las bacterias amonio-oxidantes y a nitrato después (2) por acción de las bacterias nitrito-oxidantes. En la nitrificación se acidifica el medio y en la desnitrificación se recupera alcalinidad y sube el pH.


(1)        NH4+ 1.5O2    NO2+ H2O + 2H+ energía
(2)        NO2+ 0.5O    NO3+ energía                          

The ammonium oxidation step on nitrite is carried out by ammonium-oxidizer-bacteria (AOB), although there are ammonium-oxidizer-archaea (AOA), which belongs to Archaea domain.

El paso de oxidación de amonio a nitrito lo realizan las bacterias amonio-oxidantes (AOB), aunque existen archaea amonio-oxidantes (AOA) pertenecientes al dominio Archaea.


The most commonly AOB of Proteobacteria phylum, found on WWTP belongs to Nitrosomonas genus: N. europaea, N. eutropha, N. mobilis and N. oligotropha. These bacteria are affected by high pH values, low temperatures and low rates of Dissolved Oxygen. These bacteria normally develop inside the floc forming spherical compact clusters, as seen in the image (FISH).

Las AOB del phylum Proteobacteria que aparecen en EDAR de manera más común son del género Nitrosomonas: N. europaea, N. eutropha, N. mobilis y N. oligotropha. Estas bacterias son sensibles a pH excesivamente alto, a bajas temperaturas y a bajas concentraciones de oxígeno disuelto. Normalmente estas bacterias se desarrollan dentro del flóculo formando agrupaciones esféricas compactas, como se ven en la imagen (FISH).


The bacteria who oxidize nitrite to nitrate are nitrite-oxidizing-bacteria (NOB) and, although there are four phylogenetic groups performing this process, only 2 are common in WWTP. These genera Nitrospira and Nitrobacter. The first kind is better suited to the condition of low concentrations of nitrite and dissolved oxygen while Nitrobacter fits better in higher concentrations that occur for example in Batch reactors.

Las bacterias que oxidan el nitrito a nitrato son las bacterias nitrito-oxidantes (NOB), y aunque hay cuatro grupos filogenéticos que realizan este proceso, sólo 2 son comunes en EDAR. Se trata de los géneros Nitrospira y Nitrobacter. El primer género se adapta mejor a las condiciones de bajas concentraciones de nitrito y oxígeno disuelto mientras que Nitrobacter se adapta mejor en concentraciones más altas que se dan por ejemplo en reactores Batch. 


 (3)        NO3 6H+    N+ 3H2O

In the biological nitrogen removal, the second step is carried out by denitrifying bacteria, which are a much more heterogeneous group. In the WWTP mainly appears genus Pseudomonas, although there are many others. Are primarily facultative heterotrophic bacteria (there are also autotrophic facultatives) that have the capacity to use nitrate as an electron acceptor instead of oxygen when in anoxic conditions.

En la eliminación del nitrógeno de manera biológica el segundo paso lo llevan a cabo las bacterias desnitrificantes, que son un grupo mucho más heterogéneo. En EDAR principalmente aparece el género Pseudomonas, aunque hay muchos otros. Son sobre todo bacterias heterótrofas facultativas (hay también autótrofas facultativas) que tienen la capacidad de utilizar el nitrato como aceptor de electrones en lugar del oxígeno cuando se encuentran en condiciones de anóxia. 

The most important parameters affecting the dynamics of populations of bacteria are the death rate (quite similar in all bacteria), and its growth or generation rate. The concentration of their respective substrates, either ammonium, nitrite or nitrate, and concentration of the electron acceptor used by them in each case, either dissolved oxygen in the case of nitrifying bacteria or nitrate in the case of denitrifying bacteria. Also affect factors such as temperature or pH , although in this case the operator of the WWTP can do little to change them.

Los parámetros más importantes que afectan a las dinámicas de poblaciones de las bacterias son su velocidad de muerte (bastante parecido en todas las bacterias), y su velocidad de crecimiento o generación. La concentración de sus respectivos sustratos, ya sea amonio, nitrito o nitrato, y concentración del aceptor de electrones utilizado en cada caso, ya sea oxígeno disuelto en el caso de las nitrificantes o nitrato en el caso de las desnitrificantes. Afectan también factores como la temperatura o el pH, aunque en este caso el operador de la EDAR poco puede hacer para modificarlos. 

In the nitrification process, the main problems encountered are; low oxygen concentration, which is especially important for the functioning of the AOB, whose activity is limited in rates below 2 mg/l of dissolved oxygen. Another problem may be the excessive aeration and high amount of dissolved oxygen contaminating the reactor volume in which it is intended to denitrification, in fact, is a very common error when the internal recirculation flow rate is very high. Another problem may be simultaneous biological removing of nitrogen and phosphorus, specially when the wastewater does not have enough substrate to satisfy bacterial demands.

En los procesos de nitrificación, los principales problemas que se dan son, la concentración baja de oxígeno, que es especialmente importante para el funcionamiento de las amonio-oxidantes, cuyo funcionamiento se limita por debajo de 2 mg/l de oxígeno disuelto. Otro problema puede ser que el exceso de aireación y la elevada cantidad de oxígeno disuelto contamine el volumen del reactor en el que se pretende realizar la desnitrificación, de hecho, es un error muy común cuando el caudal de recirculación interna es muy elevado. Otro problema puede ser el querer eliminar biológicamente el nitrógeno y el fósforo, y que el agua residual no disponga de sustrato suficiente para satisfacer la actividad bacteriana.

Substantial improvements in these biological processes are; 1) the proper aeration ( > 2 mg/l DO) on nitrification zones, but with a gradual lowering of dissolved oxygen to end of reactor, where nitrate carrying water is recirculated to the denitrification zone. 2) A strong internal recirculation ensures the possibility to remove more nitrates. 3) Having a exclusive denitrification area, that works as a methabolic selector, allows and powers growth facultative bacteria versus those that are not.

Como mejoras sustanciales en estos procesos biológicos suelen señalarse; 1) la correcta aireación (>2mg/l OD) de las zonas de nitrificación, pero con una progresiva bajada del oxígeno disuelto hasta cola de reactor, desde donde se recircula el agua cargada de nitratos hacia la zona de desnitrificación. 2) Una recirculación interna potente asegura la posibilidad de eliminar más nitratos. 3) Tener una zona de desnitrificación exclusivamente para ello, ya que actúa como un selector que potencia el crecimiento de las bacterias facultativas frente a aquellas que no lo son.

*Corrections are accepted in English version. I'm really sorry for the mistakes.

martes, 8 de abril de 2014

MICROORGANISMOS FILAMENTOSOS - FILAMENTOUS MICROORGANISM

Para el funcionamiento de un proceso de depuración de fangos activos, uno de los factores más importantes es la correcta formación de flóculos en los reactores biológicos. Estos flóculos están formados por microorganismos de muchos tipos. El adecuado tamaño de los flóculos además permite la decantación correcta de éstos en los clarificadores y la posterior recirculación de la biomasa de vuelta a los reactores biológicos (Ramalho 1996, Eckenfelder 2000).

In Activated Sludge depuration process, one of the most important factor is the proper floc formation in the biological reactors. This flocs are formed by many types of microorganisms. The appropiate size of these flocs also allows the proper settling in the clarifiers and subsequent recirculation of biomass into the biological reactors. (Ramalho 1996, Eckenfelder 2000).

Los factores principales en la formación de flóculos y su sedimentación son: la edad de fango, la presencia de tóxicos, la descarga de fangos, la cantidad de protozoos ciliados, el esfuerzo cortante en la corriente, la cantidad de compuestos surfactantes o tensioactivos, pero sobre todo del desarrollo de microorganismos formadores de flóculo, que generan unos polisacáridos pegajosos que provoca que los microorganismos se adhieran. (Eikelboom et al. 1998, Ramalho 1996).

The main factors in floc formation and settling are: sludge age, the presence of toxics, sludge discharges, ciliate protozoa activity, the shear stress in the flow, presence and amount of surfactants and surface-active compounds, but specially, the development of floc-fomer microorganisms. They generate viscous polysaccharides causing microorganisms adhere (Eikelboom et al. 1998, Ramalho 1996).

Sin embargo, no podemos quedarnos aquí y tenemos que pensar que no vale sólo con la "presencia" de flóculos, los flóculos deben tener una "calidad" que asegure su funcionalidad. La calidad de estos flóculos está determinada por la macroestructura, su forma, su composición y su densidad. El principal factor que afecta a la calidad de la relación de bacterias filamentosas y bacterias formadoras de flóculos. Una cantidad insuficiente de bacterias filamentosas impide la formación de macroflóculos capaces de sedimentar en los clarificadores, se denominan flóculos dispersos o "punta de alfiler". Una presencia elevada de filamentosas genera marañas, los flóculos no son densos y presentan problemas de sedimentación.

However, the "presence" of flocs isn`t the only condition for the proper operation, the flocs should have a good "quality" to ensure its functionality. The quality of these flocs is determined by the macro-structure, form, composition and density. The main factor affecting the floc-quality is the relation of filamentous bacteria and floc-forming bacteria. An insufficient amount of filamentous bacteria prevents the formation of macro-flocs and the settling in clarifiers. They are called dispersed flocs. An abundance of filamentous generates tangles, those flocs are not denses and  have sedimentation problems.



Existen muchas especies de bacterias filamentosas. Beggiatoa, Nocardia sp., Microthrix parvicella, Nostocoida limicola I, II y III, Sphaerotilus natans, Thiothrix I y II, Tipo 021N, Tipo 0041, Tipo 1863 y Tipo 0211 (Richard 1991, Jenkins et al. 1993). Algunas causan esponjamiento del fango (pérdida de densidad), otras generan espumas por sus paredes celulares muy hidrófobicas (M. parvicella) (Yongwoo et al. 1997).

There are many species of filamentous bacteria. Beggiatoa, Nocardia sp., Microthrix parvicella, Nostocoida limicola I, II and III, Sphaerotilus natans, Thiothrix I and II, Type 021N, Type 0041, Type 1863 and Type 0211 (Richard 1991, Jenkins et al. 1993). Some of them cause bulking (loss of density) and some of them cause foams, generated by very hydrophobic cells. (M. parvicella) (Yongwoo et al. 1997).

El crecimiento de bacterias filamentosas depende de las condiciones de operación y de factores que les ofrecen ventajas competitivas frente a las bacterias formadoras de flóculos. Bajas concentraciones de oxígeno disuelto, relación alta de sustrato/microorganismo, deficiencia de nutrientes (N y P), pH bajo, temperatura, carga orgánica baja, DBO residual soluble, concentración alta de grasas y aceites, y edad de fango alta (Jenkins et al. 1993), son los factores más estudiados.

The growth of filamentous bacteria depends on operating conditions and factors that provide them competitive advantages over floc-forming bacteria. The most studied factors are: low dissolved oxygen, high ratio of substrate / organism (F/M), deficiency of nutrients (N and P), low pH, temperature, low organic load, residual soluble BOD, high concentration of fats and oils, and high sludge age (Jenkins et al . 1993).


lunes, 7 de abril de 2014

FIABILIDAD EN LOS DATOS

En cualquier estudio sobre una depuradora, existen varios factores a tener en cuenta y que el responsable técnico deberá contemplar. Para realizar la caracterización de un proceso o una corriente, bien sea de aguas o de fangos, los datos de partida deberán ser fiables, deberán ser representativos, deberán ser de un periodo adecuado de análisis (a poder ser en estado estacionario) y deberán ser correctamente analizados, corregidos y procesados.

Normalmente el técnico parte de un mar de datos operativos y analíticos, una ingente cantidad de registros diarios sobre caudales, recirculaciones, concentraciones, temperaturas y otros parámetros. Dependiendo del objetivo del estudio, el análisis de esos datos puede resultar muy complejo.

En primer lugar se debe asegurar la fiabilidad de los datos en los que se basará el estudio. Es importante conocer la instrumentación y su estado, porque si un caudalímetro, o una sonda no tiene un adecuado mantenimiento puede presentar desviaciones en las mediciones que desvirtúen la información a utilizar. La calidad y fiabilidad del laboratorio es importante especialmente cuando el estudio tiene cierta entidad o en una investigación científica cuyas conclusiones deben basarse en información muy precisa. Además, para la elección de la metodología más adecuada lo recomendable es utilizar referentes como el "Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater", o adaptaciones metodológicas aprobadas por el órgano responsable de validar las analíticas.

En segundo lugar se debe tener en cuenta que los datos sean representativos. Como en cualquier estudio científico, no son útiles los datos que se desvían del estado normal de operación, (salvo que se trate de estudiar específicamente esas desviaciones). Pensando en el estado normal de operación de cualquier Estación Depuradora, los datos de operación y analíticos de un día de lluvia puntual no son representativos del funcionamiento normal. Si nos centramos en parámetros de estudio tan comunes como el caudal de llegada, los caudales de recirculación externa, los sólidos suspendidos influentes o la DQO influente, tenemos que saber que estos valores son variables en el tiempo y dependen de factores como: la hora de muestreo, la fecha, la pluviometría, la funcionalidad de la red separativa de colectores (si existe), el aporte industrial en el influente, etc.

 

El caudal de entrada en una EDAR describe típicamente una variación horaria similar a la que aparece en la imagen superior. Si el muestreo se realiza a las 8 a.m. ocurre que coincide con el momento de caudal más bajo de entrada a planta, pero además ésto tiene otras implicaciones.
La contaminación también experimenta variación horaria, y por lo tanto el muestreo puntual a las 8 de la mañana no es representativo de la carga contaminante que recibe la planta durante todo el día. 

A lo largo del año, no solo experimenta variaciones el caudal de entrada, sino que también experimenta variaciones la carga contaminante. Estas variaciones están sujetas al consumo de agua, a la actividad industrial, a la pluviometría del mes, etc. 

Las soluciones a esta problemática previa al estudio son las siguientes: Calibración de la instrumentación, control del proceso de muestreo y analítica, utilización de muestras compuestas si es posible, criba de datos cuyos valores presenten desviaciones significativas o sean datos de periodos no representativos (vacaciones, actividad industrial reducida, excesivo frío o lluvias abundantes) y la utilización de datos promedio de los periodos representativos elegidos. 

viernes, 4 de abril de 2014

NORMATIVA BÁSICA EN SANEAMIENTO.

Iniciamos nuestra actividad presentando la normativa básica de aplicación a la depuración de aguas en España.

Las fuentes de legislación en España son principalmente dos; la legislación europea a través de la Comisión y el Consejo, y el Poder Legislativo estatal.

En cuanto a Directivas europeas tenemos:

1) DIRECTIVA 91/271/CEE, de 21 de mayo de 1991, sobre el tratamiento de las aguas residuales urbanas. Es el primer referente normativo europeo, en cuyo Anexo I incluyeron los límites de vertido para todos los estados miembros de la CEE. En el Anexo II se definieron los criterios para determinar las zonas sensibles y menos sensibles
http://noticias.juridicas.com/base_datos/Admin/dir1991-271-ce.html

2) La Directiva 98/15/CE de la Comisión, de 27 de febrero de 1998, por la que se modifica la Directiva 91/271/CEE del Consejo en relación con determinados requisitos establecidos en su Anexo I.
http://eur-lex.europa.eu/LexUriServ/LexUriServ.do?uri=OJ:L:1998:067:0029:0030:ES:PDF



3) La Directiva 2000/60/CE del Parlamento Europeo y del Consejo, de 23 de octubre de 2000, por la que se establece un marco comunitario de actuación en el ámbito de la política de aguas. Es conocida como directiva MARCO DEL AGUA
http://noticias.juridicas.com/base_datos/Admin/dir2000-60-ce.html

Las directivas europeas se han traspuesto a la legislación estatal:

1) Real Decreto-ley 11/1995, de 28 de diciembre, por el que se establecen las normas aplicables al tratamiento de las aguas residuales urbanas. (Trasposición de la Directiva 91/271/CEE)
http://noticias.juridicas.com/base_datos/Admin/rdl11-1995.html

2) Real Decreto 509/1996, de 15 de marzo, de desarrollo del Real Decreto-ley 11/1995, de 28 de diciembre, por el que se establecen las normas aplicables al tratamiento de las aguas residuales urbanas. (Desarrollo de la norma anterior)
http://noticias.juridicas.com/base_datos/Admin/rd509-1996.html

3) Real Decreto 2116/1998, de 2 de octubre, por el que se modifica el Real Decreto 509/1996, de 15 de marzo, de desarrollo del Real Decreto-ley 11/1995, de 28 de diciembre, por el que se establecen las normas aplicables al tratamiento de las aguas residuales urbanas. (Trasposición de la Directiva 98/15/CE).
http://www.miliarium.com/legislacion/aguas/estatal/RD2116-98.asp

4) Real Decreto Legislativo 1/2001, de 20 de julio por el que se aprueba el texto refundido de la Ley de Aguas. (Refundición de toda la normativa existente hasta la fecha en materia de aguas).
http://noticias.juridicas.com/base_datos/Admin/rdleg1-2001.html

5) Resolución de 10 de julio de 2006, de la Secretaría General para el Territorio y la Biodiversidad, por la que se declaran las Zonas Sensibles en las Cuencas Hidrográficas Intercomunitarias (Vigente hasta el 17 de Agosto de 2011, derogada).
http://noticias.juridicas.com/base_datos/Admin/res100706-mam.html

En cuanto a la aplicación de la Directiva Marco del Agua en España, os dejo un enlace que analiza muy bien cómo está el tema, sobre todo con los problemas que existen de los planes de cuenca, que a día de hoy siguen sin estar terminados.
http://www.unizar.es/fnca/varios/panel/51.pdf

En las autonomías, las normativas autonómicas se ocupan especialmente de definir el ente (normalmente empresa pública) que tiene la responsabilidad de gestionar todas las aguas residuales de la región, así como la determinación del canon de saneamiento. Para ello se sirve de leyes específicas o del Estatuto Autonómico, con actualizaciones periódicas del canon en sus Presupuestos Autonómicos anuales. Además puede definir planes directores para el saneamiento de costas y ríos.

Los entes locales además tienen la capacidad de emitir normativa local para el control de vertidos a colector, por ejemplo.

Las competencias en medio ambiente están repartidas en los tres niveles; estado, autonomía y entes locales:

El Estado tiene competencia exclusiva en:

- (art. 149.1.22) la legislación, ordenación y concesión de recursos y aprovechamientos hidráulicos cuando las aguas discurran por más de una Comunidad Autónoma, y la autorización de las instalaciones eléctricas cuando su aprovechamiento afecte a otra Comunidad o el transporte de energía salga de su ámbito territorial.

- (art. 149.1.23) Legislación básica sobre protección del medio ambiente, sin perjuicio de las facultades de las Comunidades Autónomas de establecer normas adicionales de protección. La legislación básica sobre montes, aprovechamientos forestales y vías pecuarias.

- (art. 149.1.24) Obras públicas de interés general o cuya realización afecte a más de una Comunidad Autónoma.

Las Comunidades Autónomas podrán asumir competencias en:

- (art. 148.1.9) la gestión en materia de protección del medio ambiente.

- (art. 148.1.10) los proyectos, construcción y explotación de los aprovechamientos hidráulicos, canales y regadíos de interés de la Comunidad Autónoma; las aguas minerales y termales.

- (art. 148.1.11) en la pesca en aguas interiores, el marisqueo y la acuicultura, la caza y la pesca fluvial.

Los entes locales reciben la competencia de protección del medio ambiente a través de la Ley 7/1985, de 2 de abril, reguladora de las Bases de Régimen Local. (Establece la competencia de los ayuntamientos sobre el Suministro de agua, servicio de recogida y tratamiento de residuos, alcantarillado y tratamiento de aguas residuales).
http://noticias.juridicas.com/base_datos/Admin/l7-1985.html

martes, 1 de abril de 2014

NOS PONEMOS EN MARCHA PRÓXIMAMENTE.

En nuestro primer contacto nos gustaría dar la bienvenida a todos los futuros lectores. Este Blog nace el 1 de Abril de 2014 y en breve iniciaremos la publicación de entradas en temas sobre filamentosas, estruvita, eficiencia energética, problemas de operación en EDAR, y futuras tecnologías de aplicación a la depuración.

Esperamos vuestros comentarios y críticas que aceptaremos siempre desde el respeto y el ánimo de aprender. Muchas gracias por seguirnos y nos vemos en breves fechas.