REMOCIÓN DE NUTRIENTES EN UN REACTOR DISCONTINUO SECUENCIAL

¹ Carmen Cárdenas, ²Tomás Perruolo, ³Yolima Tärre, ⁴Keillen Flores, ⁵Alberto Trujillo, ⁶Luisa Saules, ⁷Ismenia Araujo y ⁸Suher Yabroudi

1 Ingeniero Químico y Maestría en Ingeniería Ambiental, Universidad del Zulia (LUZ), Venezuela. Profesora y Directora del Centro de Investigación del Agua (CIA), LUZ, Venezuela. e-mail: chcarden@luz.edu.ve

2 Ingeniero Civil, Universidad Central de Venezuela (UCV). Maestría en Ciencias Sanitarias y Salud Pública, University of Oklahoma, EEUU. Profesor, LUZ, Venezuela.

3 Ingeniero Químico, LUZ, Venezuela. Investigadora, CIA-LUZ, Venezuela.

4 Ingeniero Químico, LUZ, Venezuela. Investigadora, CIA-LUZ, Venezuela.

5 Ingeniero Civil y Maestría en Ingeniería Ambiental, LUZ, Venezuela. (LUZ) 1993. Jefe de Planta, CIA-LUZ, Venezuela.

6 Ingeniero Químico, UCV, Venezuela. Maestría en Ingeniería Ambiental, LUZ, Venezuela. Jefa del Laboratorio de Ingeniería Ambiental, CIA-LUZ, Venezuela.

7 Ismenia Araujo. Licenciada en Educación, LUZ, Venezuela. Maestría en Microbiología, University of Georgia, EEUU. Profesora, LUZ. Coordinadora del Laboratorio de Microbiología, CIA-LUZ, Venezuela.

RESUMEN

La elevada concentración de nutrientes en efluentes no tratados puede tener efectos negativos en las aguas receptoras de lagos, ríos y embalses donde son vertidos, estimulando el crecimiento de algas y plantas, e interferir con los usos beneficiosos de los recursos hídricos, especialmente cuando se emplean en el abastecimiento de agua, cultivo de peces y/o usos recreativos. Para estudiar la remoción biológica de nutrientes de un agua residual doméstica se utilizó un reactor discontinuo secuencial (RDS o SBR, por sus siglas en inglés) a escala piloto, con un volumen de 2000 litros. Los ciclos de operación consistieron en una secuencia de etapas de llenado, mezclas anaeróbica, aeróbica y anóxica, sedimentación y vaciado, con variación del tiempo de las etapas de las mezclas. Los parámetros medidos fueron demanda química de oxígeno (DQO), demanda bioquímica de oxígeno (DBO), nitrógeno total Kjeldahl (NTK), nitrito (N-NO₂^-), nitrato (N-NO₃^-), nitrógeno amoniacal (N-NH₃), pH, temperatura, fósforo total (PT), sólidos suspendidos totales (SST) y volátiles (SSV), en las diferentes etapas de cada ciclo de evaluación. El ciclo con mejor rendimiento fue el que constaba de 1h de mezcla anaeróbica, 6h de mezcla aeróbica y 16h de mezcla anóxica, alcanzando valores de remoción promedios de 85% para la DQO, 92% para la DBO, 52% para el NT, 65% para el N-NO₃^- y 67% para el PT, demostrándose así la aplicabilidad de los SBR en la remoción de materia orgánica y nutrientes del agua residual doméstica.

SUMMARY

The high concentration of nutrients in non-treated effluents may have negative effects on water bodies where they are poured, as they stimulate the growth of algae and plants, and interfere with the beneficial uses of the hydraulic resources, specially when used for water supply, fish cultivation and recreation. A sequential batch reactor (SBR) was used at pilot scale, with a volume of 2000 liters, to study the biological removal of nutrients from domestic residual water. The sequence of stages of operation in a cycle of the reactor consisted of filling, anaerobic, aerobic and anoxic mixing, sedimentation and draining. The measured parameters were chemical oxygen demand (COD), biochemical oxygen demand of oxygen (BOD), total Kjeldahl nitrogen (TKN), nitrite (N-NO₂^-), nitrate (N-NO₃^-), ammonia nitrogen (N-NH₃), pH, temperature, total phosphorus (TP), total suspended solids (TSS) and volatile suspended solids (VSS), in the different stages of each cycle of evaluation. The cycle that showed the best results was that consisting of 1h of anaerobic mixing, 6h of aerobic mixing and 16h of anoxic mixing, obtaining average removals of 85% for COD, 92% for BOD, 52% for TN, 65% N-NO₃^- and 67% TP. The results confirmed the usefulness and applicability of the SBR for the removal of organic matter and nutrients from domestic residual wastewater.

RESUMO

A elevada concentração de nutrientes em efluentes não tratados pode ter efeitos negativos nas águas receptoras de lagos, rios e lagos de represas onde são vertidos, estimulando o crescimento de algas e plantas, e interferir com os usos beneficiosos dos recursos hídricos, especialmente quando se empregam no abastecimento de água, cultivo de peixes e/ou usos recreativos. Para estudar a remoção biológica de nutrientes de uma água residual doméstica se utilizou um reator descontínuo seqüencial (RDS ou SBR, por suas siglas em inglês) a escala piloto, com um volume de 2000 litros. Os ciclos de operação consistiram em uma seqüência de etapas de enchimento, misturas anaeróbica, aeróbica e anóxica, sedimentação e esvaziamento, com variação do tempo das etapas das misturas. Os parâmetros medidos foram demanda química de oxigênio (DQO), demanda bioquímica de oxigênio (DBO), nitrogênio total Kjeldahl (NTK), nitrito (N-NO₂^-), nitrato (N-NO₃^-), nitrogênio amoniacal (N-NH₃), pH, temperatura, fósforo total (PT), sólidos suspendidos totais (SST) e voláteis (SSV), nas diferentes etapas de cada ciclo de avaliação. O ciclo com melhor rendimento foi o que constava de 1h de mistura anaeróbica, 6h de mistura aeróbica e 16h de mistura anóxica, alcançando valores de remoção médios de 85% para a DQO, 92% para a DBO, 52% para o NT, 65% para o N-NO₃^- e 67% para o PT, demonstrando-se assim a aplicabilidade dos SBR na remoção de matéria orgânica e nutrientes da água residual doméstica.

El agua de calidad para satisfacer las necesidades humanas es un recurso cada vez más escaso (Kiely, 1999). La contaminación de las aguas ha ocurrido por la existencia de vertidos líquidos urbanos e industriales que, con poca o nula depuración, alcanzan cursos superficiales de aguas y acuíferos, por el depósito de residuos sólidos urbanos o industriales no controlados y las aportaciones, poco racionales, de fertilizantes y fitosanitarios en agricultura, aunado al impacto de la contaminación natural, que afecta principalmente a las aguas subterráneas próximas a las costas por la intrusión salina (Kiely, 1999; Pérez y Valverdú, 2001). Las aguas residuales domésticas tienen una composición relativamente homogénea y predecible, mientras que las aguas residuales industriales son mucho más variables y de tratamiento mucho más complejo (Díaz y Antón, 2002). El nitrógeno y el fósforo son los principales nutrientes de importancia en el vertido de aguas residuales tratadas, debido a que pueden acelerar la eutroficación de lagos, ríos y embalses, y estimular el crecimiento de algas y plantas acuáticas arraigadas en cursos de agua poco profundos. Por ello, el control de estos nutrientes está ganando importancia en la gestión de calidad del agua y en proyectos de plantas de tratamiento.

El reactor discontinuo secuencial (RDS o SBR, por sus siglas en inglés) es utilizado para el tratamiento biológico de aguas servidas, donde los procesos unitarios que intervienen son idénticos a los de un proceso convencional de lodos activados. Si se compara con los tratamientos continuos de agua residual es un sistema relativamente simple y compacto, porque todos los procesos del tratamiento tienen lugar en el mismo reactor (Hvala et al., 2001).

Los sistemas RDS tienen en común cuatro etapas, las cuales se llevan a cabo en secuencia: etapa de llenado para la adición del sustrato (agua residual) al reactor; etapa de reacción, en la cual el reactor se airea, una vez alcanzado el 100% de su capacidad; etapa de sedimentación que permite la separación de sólidos para lograr un sobrenadante clarificado como efluente; y etapa de vaciado, cuyo propósito es la extracción del agua clarificada del reactor (Metcalf Eddy, 1996). Estos sistemas permiten el manejo de un amplio espectro de compuestos orgánicos y, además, con la incorporación de etapas anaeróbicas/anóxicas se puede lograr la remoción conjunta de materia orgánica (MO), nitrógeno (N) y fósforo (P). Con la introducción de la fase anaeróbica se produce liberación de P por parte de los microorganismos y consumo de oxígeno (demanda bioquímica de O₂; DBO); en la fase aeróbica tiene lugar la nitrificación, consumo de O₂ (demanda química de O₂; DQO) y de P, mientras que la desnitrificación ocurre en la subsiguiente fase anóxica. Debido a que en la operación de un RDS el sustrato orgánico soluble es consumido previamente en la fase aeróbica, se deben efectuar diferentes mediciones para asegurar suficiente sustrato orgánico soluble para la desnitrificación (Hvala et al., 2001). En la fase anóxica, la adición externa de carbono provee la materia orgánica para la desnitrificación, lo cual también puede lograrse con el aporte de un donador de electrones intracelular (glicógeno), que puede ser generado en la fase aeróbica, si ésta es lo suficientemente larga, o a través del uso de sustratos en el influente. Esto significa que la fase aeróbica es detenida antes de que todo el sustrato soluble sea usado. Para este propósito algunos autores han propuesto realizar repeticiones breves de fases aeróbicas y anóxicas, en lugar de solo una sucesión de fases aeróbicas y anóxicas largas. Otros autores han propuesto asegurar la DQO del influente para la desnitrificación, dividiendo la carga del influente en dos partes iguales (Crites y Tchobanoglous, 2000). El objetivo del presente trabajo fue optimizar los procesos de eliminación de nutrientes en el tratamiento de agua residual doméstica, utilizando un reactor discontinuo secuencial a escala piloto. Para ello se estudió la influencia del tiempo de duración de las etapas de las mezclas anaeróbica, aeróbica y anóxica en los procesos de remoción de nutrientes, se evaluó el desarrollo de los procesos de eliminación de N y P durante cada etapa del tratamiento y la eficiencia de su remoción.

Características del reactor discontinuo secuencial

El tanque del reactor consistió en una cuba cilíndrica de fibra de vidrio de 1,97m de altura y 1,20m de diámetro con una capacidad de 2000 litros. El sistema de descarga para el agua tratada, constó de un arreglo de válvulas de bronce tipo bola, dispuestas al 50 y 30% de la altura, con diámetros de 2,54cm (1'') y 1,9cm (¾''), respectivamente. El sistema tenía también otra válvula de 1,27cm (½'') de diámetro en el fondo para vaciar totalmente el tanque. El sistema de carga estuvo constituido por un sistema de bombeo con una bomba centrífuga de 1HP y una tubería de PVC de 1,27cm (½''). El sistema de aireación estuvo integrado por un compresor de 2HP, conectado a un sistema de difusión de aire, que consistió en un arreglo de tuberías de PVC de 1,27cm, perforadas y dispuestas en forma de cruces. El sistema de mezclado estuvo integrado por un mezclador de acero inoxidable con un eje de 1m, provisto de una hélice de tres hojas de 0,15m de diámetro y conectado a un motor bifásico de 110V; 0,5HP y 1350rpm (Cárdenas et al., 2006).

Lodo activado y agua residual

El lodo utilizado fue obtenido en dos plantas de tratamiento de aguas residuales domésticas ubicadas en el Municipio Miranda de la Costa Oriental del lago de Maracaibo. El lodo se aclimató a las condiciones del sistema en estudio, realizando procesos (ciclos) continuos de carga y descarga de agua residual. Dichos procesos involucraban etapas de aireación, mezclado, reposo y purga, a fin de estabilizar el lodo a las condiciones de trabajo. El agua residual que se sometió a tratamiento provino del colector C del sistema de recolección de aguas residuales de la región norte de la ciudad de Maracaibo, estado Zulia, del cual se alimenta el sistema experimental de lagunas de estabilización del Centro de Investigación del Agua (CIA) de la Universidad del Zulia.

El proceso de tratamiento de agua residual estudiado constó de las etapas características para un reactor discontinuo secuencial convencional: etapa de llenado o alimentación para cargar el reactor con agua residual doméstica; mezcla anaeróbica, en la que se mezcla el agua residual cargada en el reactor con el lodo, sin suministrar aire al sistema; etapa de aireación, en la que se inyecta aire al sistema para un mezclado entre el agua y el lodo; mezcla anóxica para realizar un proceso de mezclado, sin proporcionar aire al sistema; etapa de sedimentación, en la que el lodo sedimenta por acción de la gravedad y se separa del agua residual tratada, obteniéndose un sobrenadante clarificado; y etapa de vaciado, en la que se retira el agua residual tratada (sobrenadante) a través del sistema de descarga. Durante el estudio se trabajó con una edad de lodo de 20 días extrayéndose 100 litros de licor mezclado diariamente, al final de la etapa anóxica.

Toma de muestras

Las muestras fueron tomadas al final de cada una de las etapas del ciclo de tratamiento evaluado. Cada muestreo se realizó en función de los análisis definidos para cada una de las etapas del ciclo en estudio. La Tabla I muestra los análisis realizados en cada una de las etapas del ciclo evaluado, según las metodologías sugeridas por el manual de APHA-AWWA-WEF (1999).

Ciclos de operación del reactor

El ciclo de operación del RDS es similar a los reportados en la literatura para aplicaciones similares. En el estudio se variaron los tiempos de las etapas de mezcla anaeróbica, mezcla aeróbica y mezcla anóxica, con la finalidad de determinar la influencia de la duración de estas etapas en la remoción de nutrientes. Tomando como base una investigación anterior (Cárdenas et al., 2006) se definieron los tres tipos de ciclos de trabajo que se describen en la Tabla II.

Nitrógeno

Se estudió la remoción biológica de nitrógeno mediante los mecanismos de nitrificación y desnitrificación. Para el estudio de estos procesos se midieron los parámetros nitrógeno amoniacal (N-NH₃), nitrito (N-NO₂^-), nitrato (N-NO₃^-), nitrógeno total Kjeldahl (NTK), pH y temperatura (T) para cada uno de los ciclos estudiados.

En la Tabla III se presentan los valores promedios de los parámetros determinados a la entrada del reactor y para cada ciclo estudiado.

Materia orgánica (MO)

Los valores promedio de los parámetros DBO_5-20 y DQO, a fin de determinar la carga orgánica en el sistema en la entrada del reactor, para cada tipo de ciclo evaluado, se muestran en la Tabla III. Se puede observar que éstos estuvieron en el mismo orden en los tres tipos de ciclo. El ciclo B resultó más eficiente en la remoción de MO, con porcentajes de remoción promedio de 99% para la DBO_5-20 y 98% para la DQO; no obstante, los otros tipos de ciclos también resultaron eficientes, con porcentajes de remoción promedio de DBO_5-20 de 96% para el ciclo A y de 92% para el ciclo C, y porcentajes de remoción promedio de DQO de 96% para el ciclo A y de 86% para el ciclo C. Los resultados demuestran que los RBS son sistemas de tratamiento eficientes para la remoción de materia orgánica de distintos tipos de aguas residuales, siendo similares a los obtenidos por otros autores (Brenner et al., 1992; García, 1987; Pierson y Pavlostathis, 2000; Cárdenas et al., 2006) aún cuando los efluentes tratados tenían características y procedencias diferentes. Para los ciclos de tipo C, se observó un aumento de la DQO y la DBO_5-20 a la salida, debido a que para este tipo de ciclo se trabajó con etapas anóxicas prolongadas (16h), ocasionando una disminución del sustrato orgánico disponible para los microorganismos y haciendo que éstos pasaran a la fase de respiración endógena. Bajo estas condiciones se destruye un cierto número de células y los nutrientes solubilizados se utilizan como alimento (Degremont, 1979). La Figura 1 muestra el aumento de la DQO del final de la aireación (FA) a la salida (S) para el tipo de ciclo C.

Proceso de nitrificación

Para los tipos de ciclo A y B la eficiencia de la nitrificación fue del 100% y los valores promedio de entrada de N-NH₃ para ambos tipos de ciclos fueron similares (22,91 y 23,70mg·l^-1, respectivamente). Por otra parte, para el tipo de ciclo C se encontraron mayores concentraciones de N-NH₃ en la entrada del sistema (44,67mg·l^-1) y menor eficiencia de nitrificación (58%).

Estos resultados sugieren que la disminución de la eficiencia de la nitrificación para el tipo de ciclo C pudo estar afectada por el aumento de la carga de N-NH₃; sin embargo, para concentraciones de N-NH₃ menores a los valores encontrados para el tipo de ciclo C, la eficiencia de nitrificación también fue baja. Además, en otros estudios con cargas de N-NH₃ equivalentes, la nitrificación alcanzó altas eficiencias (Espino y Manzanares, 2002; Cárdenas et al., 2006). Otros investigadores lograron eficiencias de nitrificación semejantes a las que se alcanzaron para el tipo de ciclo C (Castelló et al., 2002).

Son muchos los factores que pudieron afectar el proceso de nitrificación en el tipo de ciclo C, debido a que las bacterias nitrificantes tienen una baja velocidad de crecimiento y son organismos extremadamente sensibles a varios parámetros, incluyendo la presencia de sustancias tóxicas, pH, concentración de O₂ disuelto, tiempo de retención celular y temperatura, los cuales pueden impedir el crecimiento y la actividad de estos organismos, causando fluctuaciones en la velocidad de nitrificación. Durante la etapa de nitrificación del ciclo tipo C se observó un descenso en el pH (Figura 2), debido a que durante esta etapa se generan iones hidronio, los que ocasionan este descenso (Cervantes et al., 2000). Existe un intervalo de pH óptimo para que ocurra la nitrificación, entre 7,5 y 8,6; sin embargo, en sistemas con valores de pH menores se ha llevado a cabo la nitrificación exitosamente (Metcalf y Eddy, 1996; Cervantes et al., 2000; Louzeiro et al., 2002).

La edad de lodo es un factor crítico para el establecimiento de una población variable de bacterias nitrificantes (Louzeiro et al., 2002). Las bacterias nitrificantes crecen y se reproducen lentamente, por lo que edades de lodo altas favorecen la nitrificación. Para garantizar una nitrificación completa se requieren edades de lodo entre 12 y 20 días (Romero, 2000). En este estudio se empleó una edad de lodo de 20 días, manteniendo concentraciones de sólidos suspendidos totales (SST) entre 1,842-2,102mg·l^-1 y de sólidos suspendidos volátiles (SSV) entre 1,553-1,787mg·l^-1. Otro factor importante es la temperatura, ya que los organismos nitrificantes son altamente dependientes de ésta. Las bacterias nitrificantes tienen un rango óptimo entre 35 y 42ºC (Louzeiro et al., 2002). Durante los experimentos la temperatura se mantuvo ligeramente por debajo de este intervalo, oscilando entre 30,6 y 34ºC. No obstante, existen reportes de sistemas en los que se lleva a cabo la nitrificación a temperaturas mucho más bajas (~15ºC; Louzeiro et al., 2002).

El O₂ es la variable más importante en el proceso de nitrificación. En este estudio el suministro de flujo de aire fue constante y la concentración de O₂ en el reactor cambiaba con la proporción de uso del O₂ (Dangcong et al., 2000). Para los tipos de ciclo A y B, la etapa de aireación fue más larga que para el tipo de ciclo C, aunque el método de suministro de O₂ fue el mismo para todos. Durante los períodos de aireación, en los tipos de ciclos A y B se observó que una vez que el N-NH₃ se agotaba, la concentración de O₂ disuelto en el reactor aumentaba. La reducción del tiempo de aireación de 19 y 15h para los tipos de ciclo A y B hasta 6h para el tipo de ciclo C, pudo desfavorecer el crecimiento de las bacterias nitrificantes, disminuyendo así la eficiencia de nitrificación, por lo que el O₂ disuelto en el reactor durante el período de nitrificación fue muy bajo (<0,1mg·l^-1) para el tipo de ciclo C. Por lo tanto, es evidente que la razón de uso del O₂ fue mayor que la razón de suministro del mismo. Cuando el suministro de O₂ es limitado, la razón de su uso para la oxidación del amonio es mayor que la razón de su suministro, pero cuando se ha consumido casi todo el amonio, situación que se presentó en los ciclos A y B, la razón de suministro es mayor que la razón de uso, por lo que la concentración de O₂ disuelto en el reactor se incrementa. La afinidad específica por el O₂ de los organismos oxidantes del amonio es mayor que la de los oxidantes del nitrito; además, el requerimiento de O₂ para la oxidación del amonio es mayor que para la oxidación de nitrito (Dangcong et al., 2000).

Bajo condiciones totalmente aeróbicas o cuando la concentración de O₂ disuelto es muy baja, algunas bacterias producen NO y N₂O a partir de NH₄⁺ y N-NO₂^-. El rendimiento energético de las bacterias nitrificantes es menor cuando se forman estos óxidos que cuando se forma nitrato por la oxidación del amonio; por lo tanto, el crecimiento de las bacterias nitrificantes será aún menor. De esta manera, se puede pensar que la formación NO y N₂O es una ruta de emergencia para la obtención de energía cuando el O₂ está limitado (Cervantes et al., 2000).

Un hecho importante que se observó en todos los tipos de ciclos estudiados, fue la pérdida de nitrógeno en la etapa de nitrificación, donde para el tipo de ciclo A las pérdidas son aproximadamente del 14%, para el tipo de ciclo B del 31% y del 33% para el tipo de ciclo C. Estos resultados indican que probablemente la duración de la etapa aeróbica tuvo influencia en estas pérdidas, en conjunto con el método de suministro de O₂. Como se sabe cuando el O₂ disuelto es limitado existe una competencia entre los organismos oxidantes del amonio y los oxidantes del nitrito. Además, la tasa de crecimiento de los oxidantes del nitrito es menor que la de los oxidantes del amonio. Estas condiciones pueden haber favorecido la nitrificación parcial (Pollice et al., 2002), favoreciéndose también la posible ocurrencia de desnitrificación simultánea con nitrificación (Dangcong et al., 2000). Por otro lado, parte del nitrógeno pudo ser utilizado por los microorganismos, por asimilación, principalmente por bacterias heterótrofas (Dangcong et al., 2000).

Asimismo, se ha observado que ciertas especies de bacterias pueden llevar a cabo desnitrificación en condiciones aeróbicas, aunque en una proporción baja. De hecho, en función de la concentración de O₂ disuelto el proceso nitrificante se puede volver desnitrificante (Kornaros y Liberatos, 1997; Cervantes et al., 2000). En la Figura 3 se presenta la variación de la concentración de N-NO₃^- + N-NO₂^- y MO, en la etapa aeróbica, para un ciclo del tipo C. Se observa que en la primera hora de aireación la nitrificación fue despreciable, pero una vez que se consumió la mayor parte de la MO, se inició la nitrificación. Al principio se observó un ligero incremento en la velocidad de nitrificación, y a partir de la segunda hora la velocidad de nitrificación aumentó significativamente. Una de las razones de ello puede ser lo afirmado por Czysz et al. (1991), quienes señalan que los organismos nitrificantes se activan una vez que los compuestos carbonáceos han sido considerablemente descompuestos.

En la Figura 4 se muestra la tendencia del proceso de nitrificación, en la etapa aeróbica, para un ciclo del tipo C. Las ecuaciones presentadas se utilizaron para estimar las velocidades de nitrificación. La primera velocidad observada fue de 0,305mg N-NO_x×g SST×h y la segunda, 1,70mg N-NO_x×g SST×h. La segunda de estas velocidades es comparable a la reportada por otros investigadores (Lin y Jing, 2001).

Proceso de desnitrificación

La ecuación que se muestra en la Figura 5 se utilizó para el cálculo de la velocidad de desnitrificación, la que tuvo un valor aproximado de 0,352mg N-NO₃^-×g SST×h (0,425mg N-NO₃^-×g SSV×h). Es importante resaltar que durante la desnitrificación se observó un incremento en el pH. En la Figura 2 se evidencia el aumento de pH durante el proceso de desnitrificación. En la literatura se menciona un intervalo de pH óptimo entre 7 y 8, y que la condición óptima se sitúa alrededor de 7 (Metcalf y Eddy, 1996). Las mayores eficiencias de desnitrificación se lograron en un intervalo de pH entre 7 y 7,2.

Nitrógeno total Kjeldahl (NTK)

El NTK se midió en la alimentación, al final de la etapa aeróbica y al efluente del reactor. Para los ciclos de tipo C, se observó un aumento del NTK del final de la etapa aeróbica a la salida. En la Figura 6 se muestra el aumento del NTK del final de la aireación a la salida. Este aumento tiene la misma explicación que el aumento de la DQO observado en la Figura 1. Dado que para este tipo de ciclo se trabajó con etapas anóxicas largas, donde la concentración de alimento disponible era mínima, los nutrientes que quedan en las células muertas difunden en el medio, proporcionando alimento a las células vivas existentes (Metcalf y Eddy, 1996).

Nitrógeno total (NT)

Los porcentajes de remoción promedio de NT fueron 18% para el ciclo tipo A, 47% para el ciclo tipo B y 55% para el ciclo tipo C. Aunque el mayor promedio de remoción de NT fue en el tipo de ciclo C, es importante señalar que en éste la nitrificación fue incompleta (58%); no obstante, el proceso de desnitrificación fue el más eficiente (34-96%). Para el tipo de ciclo B, aunque la desnitrificación fue menos eficiente, la remoción de NT fue similar a la del tipo C. En investigaciones relacionadas con este tema se han obtenido porcentajes de remoción de NT comparables con los obtenidos en los tipos de ciclo B y C (Castelló et al., 2002). En el tipo de ciclo A se obtuvo una deficiente remoción de NT, comparable con las obtenidas en otros estudios (Collí et al., 2002).

Fósforo

Para el estudio del proceso de remoción de fósforo, éste se cuantificó al final de las etapas de alimentación, anaeróbica y aeróbica, y en la salida. El menor porcentaje de remoción promedio de PT se obtuvo para el tipo de ciclo B (10%), a pesar de que para este tipo de ciclo se trabajó con una etapa anaeróbica de 2h. No obstante, en otros estudios al extender la etapa anaeróbica, se obtuvo mayores porcentajes de remoción (Mallia y Dautant, 2002). El mayor porcentaje de remoción de fósforo se obtuvo para el tipo de ciclo C (67%). Esto pudo deberse a que para este tipo de ciclo se trabajó con largas etapas anóxicas durante las cuales el reactor se pudo comportar como un fermentador (Sharman, 1998; Crites y Tchobanoglous, 2000), lo que originó la producción de ácidos grasos volátiles, que quedaban en el volumen de agua que no se extraía del reactor. Esto pudo haber ocasionado también la mayor liberación de fósforo por parte de los microorganismos en la etapa anaeróbica del siguiente ciclo, favoreciéndose así la eficiencia de remoción (Park et al., 2002), como se puede apreciar en la Tabla IV.

Se obtuvo mayores porcentajes de fósforo liberado y removido para el tipo de ciclo C, y también se puede apreciar que no hay una relación directa entre el porcentaje de fósforo liberado y el porcentaje removido. Sin embargo, se puede decir que cuando hubo mayor liberación de fósforo durante la etapa anaeróbica, la remoción total de fósforo fue mejor. Como se conoce, para el tipo de ciclo C el proceso de nitrificación fue menos eficiente; sin embargo, en éste se removió la mayor cantidad de fósforo, debido a una competencia entre las bacterias nitrificantes y las acumuladoras de fósforo. El crecimiento de estas últimas se favoreció con las condiciones de operación (Pérez et al., 2002; DNR, 1998). Jeon y Park (2000) reportaron la remoción de fósforo utilizando un RDS anaeróbico-aeróbico y un grupo de organismos acumuladores de polifosfatos. Por su parte, Kuba et al. (1997) evaluaron la remoción aeróbica de fósforo con desnitrificación en un RDS con ciclos cortos repetidos anaeróbicos-aeróbicos o anaeróbicos-anóxicos, y Wachtmeister et al. (1997) evaluaron la posibilidad de liberación anóxica de fósforo o ensayos de remoción de fósforo aeróbicos/anóxicos para caracterización de lodos.

Mallia y Dautant (2002) reportaron porcentajes de remoción de fósforo en sistemas de tratamiento biológico generalmente alrededor del 20%, comparables con los alcanzados para los tipos de ciclo A y B. Un fenómeno observado en algunos ciclos de tipo C fue la liberación de fósforo por parte de microorganismos también en la etapa anóxica. En otros trabajos referidos al caso se menciona este fenómeno (Crites y Tchobanoglous, 2000; Pérez et al., 2002). En la Tabla V se muestran las concentraciones de fósforo total al final de las etapas aeróbicas y anóxicas.

El reactor discontinuo secuencial utilizado mostró clara aplicabilidad en el tratamiento del agua residual doméstica, específicamente en la remoción de nutrientes y materia orgánica, debido a su flexibilidad y versatilidad para adaptarse a distintas condiciones de operación: cargas de entrada variable, distintos estados de la biomasa, condiciones ambientales y duración de las etapas.

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