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Procedimientos para estimar la eficiencia de las tecnologías de reducción de lodos

'' No hay una prueba de lote simple para predecir el alcance de la reducción de lodos ''

(Ginestet P., Camacho P., 2007)

7.1 INTRODUCCIÓN Uno de los objetivos del proyecto europeo EVK1-CT-2000-00050 ( WIRES, formas de innovación para la reducción del exceso de lodo) fue determinar si y / o en qué medida es posible predecir la reducción de lodo a partir de pruebas de lotes simples. La respuesta fue que: '' No existe una prueba de lote simple para predecir el alcance de la reducción de lodo '', confirmando que se necesita un monitoreo a largo plazo de las plantas piloto (Ginestet y Camacho, 2007). La eficacia de las técnicas de reducción de lodos a menudo se evalúa mediante experimentos en plantas piloto y a escala de laboratorio, en condiciones operativas específicas, para simular configuraciones de plantas a gran escala y con el objetivo de ##

2010 IWA Publishing. Tecnologías de reducción de lodos en plantas de tratamiento de aguas residuales. Por Paola Foladori, Gianni

Andreottola y Giuliano Ziglio. ISBN: 9781843392781. Publicado por IWA Publishing, Londres, Reino Unido.

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Tecnologías de reducción de lodos en plantas de tratamiento de aguas residuales

llevar a cabo balances de masa y evaluar la reducción efectiva de lodo (o el rendimiento de lodo observado, Y obs). El parámetro Y obs es la relación entre la cantidad de VSS (o TSS) producida y la cantidad de DQO eliminada durante el proceso. Este parámetro es ampliamente utilizado en la evaluación de la reducción de lodos. Las plantas de laboratorio y piloto generalmente producen resultados confiables y representativos, pero necesitan largos períodos de monitoreo. Esto crea la necesidad de pruebas rápidas para evaluar la eficacia de las técnicas de reducción de lodo, por ejemplo, midiendo la solubilización de DQO, la inactivación de la biomasa bacteriana, el aumento de la biodegradabilidad del lodo, etc. . . Los métodos para determinar estos parámetros son generalmente rápidos de realizar, ya que requieren como máximo unas pocas horas para completarse, con los costos limitados resultantes en comparación con las investigaciones a escala piloto a largo plazo.

Debe subrayarse que una prueba de un solo lote, como la solubilización de DQO o la inactivación de bacterias, no puede, cuando se considera sola, dar una indicación completa de la reducción exacta de lodo que se espera. Por ejemplo, algunos tratamientos pueden producir una baja solubilización de DQO, pero demuestran una alta reducción de VSS cuando se combinan con un tratamiento biológico. Otros tratamientos pueden dar una mayor solubilización de DQO, pero una reducción moderada de VSS. anteriores no se utilizan, pero se realizan plantas laboratorio o piloto. Ciertamente, la oportunidad de utilizar unadeserie de pruebas de90 lotes simples y complementarias podría

proporcionar más información sobre la reducción de lodo esperada y también ayudaría a comprender los mecanismos involucrados en la tecnología específica para la reducción de lodo.

Por ejemplo: (1) las pruebas para evaluar la solubilización de DQO y SST podrían proporcionar información sobre la transformación de DQO en partículas y sólidos (fracciones bacterianas y no bacterianas) en DQO soluble (§ 7.2, § 7.3); (2) pruebas para estimar la biodegradabilidad del lodo, aplicadas bajo condiciones aeróbicas, anóxicas

evaluación de un reactor anaeróbico de flujo lateral integrado en las unidades de manejo de aguas residuales, las pruebas

y condiciones anaeróbicas, podrían predecir el destino de los lisados ​en reactores biológicos (§ 7.4, § 7.5, § 7.6);

(3) las pruebas para evaluar la inactivación de bacterias podrían proporcionar información sobre

viabilidad, muerte o daño a las células bacterianas, pero sin aportar nada sobre el comportamiento del resto de la DQO en partículas que no es biomasa bacteriana (§ 7.7).

Estas pruebas, cuando se consideran individualmente, no pueden ser exhaustivas, pero pueden proporcionar información útil cuando se usan en combinaciones apropiadas.

Las pruebas de lotes simples no están disponibles para todas las técnicas de reducción de lodo; Por ejemplo, en la

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Además, cuando se utilizan plantas piloto para evaluar la reducción de lodos, algunos parámetros operativos deben ser considerados o recalculados, tales como:

-

tiempo de retención de lodos (§ 7.8)

tecnologías de reducción de lodos 91 - rendimiento de lodo observado (§ 7.9)

-

reducción de lodos en términos de sólidos (§ 7.10)

-

frecuencia de tratamiento (§ 7.11)

-

propiedades físicas del lodo, que afectan la capacidad de sedimentación y / o deshidratación del lodo (§ 7.12).

partículas inicialmente presente en el lodo no tratado. Procedimientos para estimar la eficiencia de las

7.2 SOLUBILIZACIÓN COD Y TSS La capacidad de una técnica de reducción de lodo para solubilizar la fracción particulada de lodo puede evaluarse a través del grado de solubilización de DQO o el grado de solubilización de TSS (o desintegración de TSS). no La DQO efectivamente solubilizada después del tratamiento se compara así con la DQO en Latratado. desintegración de TSS se define por la siguiente expresión, como un porcentaje:

Desintegración de TSS ð% Þ ¼ TSS 0 0 TSS t

TSS 0 0

· 100

dónde:

tratado. La diferencia COD 0 0 SCOD 0 0 como el denominador representa la DQO en partículas en el lodo TSS 0 0 ¼ concentración de TSS en el lodo no tratado; TSS t ¼ concentración de TSS en el lodo

después del tratamiento. El término desintegración de TSS es más adecuado para describir la expresión anterior, porque tiene en cuenta tanto la solubilización þ mineralización potencial

La solubilización de DQO (S BACALAO) se calcula con la siguiente expresión, como un porcentaje ( Entre otros Bougrier et al. 2005; Cui y Jahng, 2006; Benabdallah El-Hadj et al. 2007; Yan et al. 2009):

soluble en el lodo después del tratamiento; BACALAO 0 0 ¼ concentración de DQO total en el lodo no

Solubilización de DQO ¼ S BACALAO ð% Þ ¼ SCOD t SCOD 0 0

BACALAO 0 0 SCOD 0 0

· 100

dónde: SCOD 0 0 ¼ concentración de DQO soluble en el lodo no tratado; SCOD t ¼ concentración de DQO

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Tecnologías de reducción de lodos en plantas de tratamiento de aguas residuales

Algunos autores usan expresiones simplificadas para calcular S BACALAO, considerando insignificante el término SCOD 0:

S BACALAO ð% Þ ¼ SCOD t SCOD 0 0

BACALAO 0 0

· 100 o S BACALAO ð% Þ ¼ SCOD t

· 100

BACALAO 0 0

Otra forma tiene en cuenta la DQO en partículas, dada por la diferencia entre la DQO total y la DQO soluble (por ejemplo, Saktaywin et al. 2005): concentración de DQO soluble en el lodo. 92 solubilización de DQO en partículas ð% Þ ¼ PCOD 0 0 PCOD t

PCOD 0 0

· 100

dónde: destruye biomasa bacteriana, nopartículas habrá consumo deno oxígeno, habrá unade alta PCODtoda 0 0 ¼ la concentración de DQO en en el lodo tratado; mientras PCOD t ¼que concentración DQO en partículas en el lodo después del tratamiento. Esta expresión coincide con S BACALAO solo si la concentración total de DQO permanece constante antes y después del tratamiento (DQO 0 0 BACALAO t) Por el contrario, por ejemplo, en el caso de que se produzca mineralización durante un tratamiento como la ozonización, esta expresión incluye la solubilización de partículas. þ mineralización potencial

biomasa bacteriana y la disponibilidad de sustrato biodegradable. En la situación extrema donde se A partir de las diversas experiencias a las que se hace referencia en la literatura, se puede ver que el análisis de la DQO soluble no está estandarizado: algunos autores utilizan la filtración en

0.45- metro m-membrana, mientras que otros usan 2- metro membrana m, etc. . . La solubilización de DQO y SST

orgánicos en el líquido a granel,en mientras quecomo el consumo de oxígeno se debe metabolismo de la ha sido ampliamente monitoreada la literatura un indicador aproximado de la al mejora en la reducción de lodos, esperada cuando se combina la técnica con un tratamiento biológico posterior, especialmente en el caso de técnicas basadas en el mecanismo del crecimiento críptico de lisis celular.

consumo de oxígeno. La DQO soluble nos permite comprender cómo se liberan los compuestos

7.3 GRADO DE DESINTEGRACIÓN

El grado de desintegración es un parámetro ampliamente aplicado para evaluar la eficacia de los tratamientos físicos / mecánicos para la reducción de lodos (véanse los capítulos 9 y 10).

El grado de desintegración puede determinarse en función de la solubilización de DQO o el

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7.3.1 Grado de desintegración basado en la solubilización de DQO (DD BACALAO)

Para medir el grado de desintegración usando COD, la solubilización máxima de COD debe determinarse mediante un proceso de fusión total alcalina usando NaOH. La concentración de DQO soluble medida después de este tratamiento químico se indica como SCOD NaOH

El grado de desintegración (DD BACALAO, Grado de desintegración, expresado como un porcentaje) se calcula a través de la siguiente expresión (Mu¨ller, 2000b):

· 100

DD BACALAO ð% Þ ¼ SCOD t SCOD 0 0

SCOD NaOH SCOD 0 0

dónde: SCOD 0 0 ¼ concentración de DQO soluble en el lodo no tratado; SCOD t ¼ concentración de DQO soluble en el lodo después del tratamiento; SCOD NaOH ¼ concentración máxima de DQO que puede solubilizarse y corresponde a la DQO soluble después de la hidrólisis alcalina. Las concentraciones de SCOD 0 0 y SCOD t en lodo se determinan después de la filtración a 0,45 metro m (alternativamente en el sobrenadante después de la centrifugación). La hidrólisis alcalina se puede realizar usando NaOH 0.5 mol / L o 1 mol / L durante 22-24 ha temperatura ambiente (Tiehm et al. 2001; Gonze et al. 2003; Bougrier

et al. 2005; Nickel y Neis, 2007). El tratamiento alcalino se lleva a cabo en lodos no tratados y SCOD NaOH se mide después de la filtración. Algunos autores miden la solubilización máxima de DQO después de la digestión con H 2 ENTONCES 4, en lugar de NaOH (Braguglia et al. 2006).

Se ha intentado establecer una correspondencia entre los parámetros DD BACALAO y S BACALAO. SCOD NaOH se

considera aproximadamente la mitad del total de DQO en el lodo no tratado (Bo¨hler y

Siegrist, 2006): SCOD NaOH < 0: 5 · BACALAO 0 0

Además,

ese

considerando

generalmente SCOD 0 0 55 SCOD NaOH y

SCOD 0 0 55 BACALAO 0, Se obtiene la siguiente expresión aproximada: SCOD t SCOD 0 0 BACALAO 0 0 | fflfflfflfflfflffl {z fflfflfflfflfflffl}

< 0: 5 · SCOD t SCOD 0 0

SCOD NaOH

| fflfflfflfflfflffl {z fflfflfflfflfflffl}

S BACALAO

DD BACALAO

de lo cual parece que S COD < 0: 5 · DD BACALAO. Esta relación aproximada se puede utilizar al comparar resultados obtenidos en diferentes experimentos reportados en la literatura.

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7.3.2 Grado de desintegración basado en el consumo de oxígeno. El grado de desintegración también puede evaluarse sobre la base del consumo de oxígeno por lodos tratados y no tratados (Kopp et al. 1997). Según el método propuesto por Kopp et al. ( 1997) el grado de desintegración basado en el consumo de oxígeno (indicado como DD O2 Grado de desintegración, expresado como porcentaje) se calcula de la siguiente manera:

DD O2 ð% Þ ¼ 1 OC t

jefe 0 0

· 100

dónde:

-

jefe 0 0 es el consumo de oxígeno del lodo no tratado;

-

jefe t es el consumo de oxígeno del lodo tratado.

En este tipo de prueba, el consumo de oxígeno se mide en un período corto y no se proporcionan respirogramas. Se espera que el consumo de oxígeno disminuya como resultado de la desintegración y el daño o la muerte de las células. Sin embargo, se debe considerar que durante la desintegración del lodo generalmente ocurrenmás dos representativo. fenómenos: el valor NUESTRO 94 (1) la liberación de compuestos solubilizados (una parte de los cuales son biodegradables); (2) el daño / muerte de una fracción de bacterias.

En consecuencia, el consumo de oxígeno del lodo tratado es el resultado de la respiración de las bacterias restantes que pueden oxidar los compuestos biodegradables liberados por el tratamiento. Por lo tanto, para investigar por separado el daño bacteriano y la liberación de compuestos biodegradables, la respirometría puede ser útil, pero la interpretación de los resultados es más compleja. La medida de NUESTRO ( Tasa de absorción de oxígeno) mediante respirómetros cerrados secuenciados (ver § 7.4) y la adquisición de respirogramas por períodos de varias horas o un día, podría ayudar en esta dirección. Camacho también propuso un enfoque similar et al. ( 2002a) que estimó la inactivación heterotrófica de biomasa (I) sobre la base del OUR específico máximo después del tratamiento (NUO t) y el máximo NUESTRO específico antes del tratamiento (NUESTRO max):

yo ð% Þ ¼ 1 NUESTRO t NUESTRO max

· 100

Esta expresión es similar a la propuesta anteriormente para DD O2 pero el valor OC se reemplaza con

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7.4 BIODEGRADABILIDAD EVALUADA POR RESPIROMETRÍA Más allá de la solubilización de la DQO, ampliamente aplicada para evaluar el potencial de una técnica de reducción de lodos, se debe prestar gran atención a la biodegradabilidad de la materia orgánica liberada, que desempeña un papel importante en los procesos de reducción de lodos (Paul et al. 2006b). Para evaluar la biodegradabilidad del lodo, se pueden realizar pruebas respirométricas, de acuerdo con los procedimientos desarrollados para la caracterización de DQO en aguas residuales por Spanjers y Vanrolleghem (1995), Vanrolleghem et al. ( 1999), Andreottola y Foladori (2007).

Hay varios tipos de respirómetros disponibles en el mercado con diferentes configuraciones y procedimientos operativos. Por ejemplo, el tipo de respirómetro propuesto por Spe´randio y Paul (2000), Ziglio et al. ( 2001), Andreottola y Foladori (2007), consiste en un reactor por lotes donde una muestra de lodo activado se airea continuamente (opción 1) o se airea de manera intermitente sobre la base de dos puntos de ajuste (opción 2, Figura 7.1) .

Alimentación

Oxímetro Bomba de aire

Hacer control Hacer sonda

Agitador magnético

Baño de temperatura

Control automático de aireación.

Figura 7.1. Esquema de un respirómetro simple.

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El oxígeno disuelto (OD) se mide directamente en el reactor principal (opción 2) o en una celda de medición pequeña separada, donde no se agrega oxígeno (opción 1). Dependiendo del sustrato disponible, el lodo activado puede estar en la fase de crecimiento o en la fase de respiración endógena. La muestra a analizar para determinar su biodegradabilidad se inyecta en el reactor discontinuo lleno de lodo activado y comienza su degradación biológica. Las variaciones de la concentración de OD a lo largo del tiempo se controlan para calcular la tasa de absorción de oxígeno (OUR), que proporciona una curva conocida como respirograma. Un ejemplo de un respirograma se indica en la Figura 7.2, obtenida usando: lodo activado (V 0) þ Lodo filtrado después del tratamiento de desintegración ultrasónica (V t)

60

NUESTRO (mgO 2 L –1 h –1)

50 40

Adición de

NUESTRO lisado

lisado

30

∆ O2

20

NUESTRO endógeno

10 0 00

42

6

8

10

12

14

dieciséis

18 años

20

Tiempo (h)

Figura 7.2. Respirogramas de NUESTROS endógeno y después de la adición de 0.45- metro m fi ltrado lodo después de sonicación (NUESTRO lisado).

La integración del respirograma proporciona la cantidad neta de oxígeno ( re O 2) consumido durante la biodegradación durante un período de tiempo (generalmente hasta que se haya restablecido la tasa de respiración endógena, es decir, de unas pocas horas a un día). Finalmente, re O 2 se convierte en una cantidad equivalente de DQO biodegradable (DQO si):

BACALAO si ¼ re O 2

1 año H

· V00þ Vt

Vt

[mgCOD / L]

introduciendo el máximo rendimiento de crecimiento, Y H igual a 0.67 gCOD / gCOD.

La concentración de DQO si representa la concentración de DQO biodegradable en el lodo filtrado, liberado por el tratamiento aplicado.

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7.5 TASA DE DENITRIFICACIÓN EVALUADA POR NUR TEST

Cuando se integra una técnica para la reducción de lodo en las unidades de manejo de aguas residuales y el lodo tratado mecánica, térmica o químicamente se recircula en la etapa de desnitrificación previa (de acuerdo con los esquemas de la Figura 7.3), la DQO liberada se puede utilizar para apoyar la eliminación de nitrógeno , pero solo cuando la relación DQO / N es suficientemente alta (cantidad de DQO liberada por el tratamiento por unidad de nitrógeno liberado).

Desnitrificación

Colono de oxidación / nitrificación

Lodo de retorno

Técnica de reducción de lodos

Espesamiento

Figura 7.3. Opciones para la integración de una técnica de reducción de lodos en las aguas residuales. manejo de unidades para soportar la desnitrificación.

La prueba de desnitrificación se utiliza para medir la tasa de desnitrificación y se conoce como prueba NUR ( Tasa de utilización de nitrato) ( Kristensen et al. 1992). Brevemente, consiste en una prueba por lotes realizada en un reactor de temperatura controlada a escala de laboratorio, en el cual el lodo activado þ lodo tratado þ los nitratos se mezclan sin suministro de oxígeno y el agotamiento del NO 3 Se controla la concentración de N a lo largo del tiempo.

En una prueba NUR convencional realizada con aguas residuales como fuente de carbono, ocurren tres fases de reducción de nitrato simultáneamente (Figura 7.4): (1) la primera y más alta tasa de desnitrificación (V D, 1) está determinado por fácilmente

DQO biodegradable; (2) la segunda tasa de desnitrificación (V D, 2) se debe a que es lentamente biodegradable BACALAO;

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(3) la tercera y más baja tasa de desnitrificación (V D, 3) está relacionado con el

respiración endógena

45 40

NO 3- N (mg / L)

35

NUR 1

30 25 20 15

NUR 2

10

NUR 3

5 0

0.0

0.5 0.5

1.0

1,5

2,0

2.5

3.0

3.5

4.0 4.0

Tiempo (h)

Figura 7.4. Ejemplo de una dinámica de NO 3- Concentración de N en una prueba NUR. 98

Un ejemplo de la prueba NUR se indica en la Figura 7.4. A partir del gráfico, se pueden calcular tres pendientes, indicadas como NUR con el subíndice 1,2,3 y expresadas como mgNO 3 NL 1 h 1:

NUR 1 ¼ V D; 1 þ V D; 2 þ V D; 3 NUR 2 ¼ V D; 2 þ V D; 3 NUR 3 ¼ V D; 3 Finalmente, la tasa de desnitrificación específica expresada como mgNO 3 N gVSS 1 h 1

se puede calcular dividiendo por la concentración de VSS en el lodo.

El lisado derivado de una técnica de reducción de lodo, que se espera que sea más biodegradable que el lodo no tratado, puede mejorar la tasa de desnitrificación, prolongando la duración de NUR 1 y NUR 2) Como ejemplo, la tasa de desnitrificación específica medida por las pruebas NUR y obtenida para tres técnicas diferentes de reducción de lodo se indica en la Tabla 7.1, en comparación con las tasas de desnitrificación de algunas fuentes de carbono comúnmente utilizadas para la desnitrificación. El tratamiento térmico realizado a 110 - C durante 45 minutos proporciona la tasa de desnitrificación más alta (5.5 mgNO 3 N gVSS 1 h 1) en comparación con el tratamiento mecánico (con molinos de bolas agitados y homogeneizadores de alta presión) y la hidrólisis enzimática, a través de la adición de enzimas a 35 - C (Müller, 2000a).

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Procedimientos para estimar la eficiencia de las tecnologías de reducción de lodos 99

Tabla 7.1. Tasas de desnitrificación obtenidas de tres tecnologías diferentes para la reducción de lodos en comparación con otras fuentes de carbono comúnmente utilizadas ( de Müller, 2000a).

Técnica de reducción de lodos

Tasa de desnitrificación específica

Referencia

(mg NO 3 norte

gVSS 1 h 1)

Hidrólisis enzimática con

1.9

Müller (2000a)

5.9

Müller (2000a)

2.2

Müller (2000a)

enzimas añadidas (35 - C, 3 d) Tratamiento térmico (110 - C, 45 min) Desintegración mecánica (molino de bolas agitado y homogeneizador de alta presión) Aguas residuales

DQO fácilmente biodegradable

Respiración endógena

0.6–1

Kujawa y Klapwijk (1999)

1–3

Kujawa y Klapwijk (1999)

0.2-0.6

Kujawa y Klapwijk (1999)

7.6 BIODEGRADABILIDAD ANAEROBICA EVALUADA POR LA PRODUCCION DE BIOGAS La biodegradabilidad del lodo después del tratamiento mecánico, químico o térmico puede investigarse en pruebas anaeróbicas por lotes. Cuanto más eficiente sea el tratamiento de desintegración, mayor será la producción de biogás (ormetano) que se esperará. Las pruebas anaeróbicas por lotes pueden llevarse a cabo con diferentes equipos, desde los más simples hasta los más complejos, mantenidos a presión constante, o a volumen constante y / o acoplados con cromatografía de gases.

En su configuración más simple, el inóculo de lodo (lodo no tratado) tomado de un digestor convencional se usa además del lodo tratado a analizar. Los reactores de laboratorio están completamente mezclados y, si es necesario, tamponados con nutrientes o NaHCO 3, KH 2 correos 4 4 para mantener el pH alrededor de valores óptimos para la digestión anaeróbica. Para la digestión mesofílica, la temperatura debe mantenerse entre 33 y 35 - C.

Por lo general, se realiza una prueba en blanco sin la adición de lodo tratado (solo lodo de inóculo) para obtener la producción de biogás de referencia que se comparará / sustraerá de la prueba con lodo tratado. La mejora de la biodegradabilidad de un lodo tratado con una técnica específica de reducción de lodo puede evaluarse comparando el volumen de biogás producido por el lodo tratado þ inóculo con el inóculo mismo.

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Además, podría ser útil llevar a cabo una prueba de degradabilidad paralela con un alimento sintético como acetato o etanol (completamente biodegradable) para compararlo con el lodo tratado. Mediciones de producción de biogás (o metano, después de CO 2 absorción en material cáustico) generalmente se realizaron durante un período que varía de unos pocos días a varias semanas. La producción específica de biogás (o producción específica de metano) se calcula dividiendo el volumen de biogás (o metano) producido, por la cantidad de DQO agregada o puede expresarse, por ejemplo, como mLCH 4 / gVSS, o como gCOD / gVSS que convierte CH 4 4 en una cantidad correspondiente de DQO.

constituyentes en las células intactas y el potencial.

7.7 INACTIVACIÓN DE BACTERIAS La mayoría de las técnicas propuestas para la reducción de la producción de lodos tienen como objetivo la desintegración de la estructura biológica fl oc y la alteración de las células bacterianas. De esta manera, las células se someten a lisis y los compuestos intracelulares se liberan y se degradan aún más en reactores biológicos, a través de los mecanismos del crecimiento críptico de lisis celular.

Nebe-von-Caron ( 2000). de la membrana demuestra la protección lospropuesto Para investigaretlaal. eficacia de La unaintegridad técnica para dañar o lisar las células bacterianas, sede han diferentes enfoques, tanto convencionales como innovadores. Los enfoques convencionales basados ​en el cultivo de bacterias en medios selectivos se han utilizado ampliamente para evaluar la inactivación de bacterias. Pero hoy es bien sabido que el análisis dependiente del cultivo de poblaciones microbianas en lodo activado produce resultados parciales y muy sesgados (Wagner et al. 1993), porque solo una pequeña proporción (alrededor del 5%) puede crecer en medios nutritivos. De hecho, la mayoría de las bacterias en el lodo activado se encuentran en un estado fisiológico conocido como '' viable pero no cultivable '' (Nebe-von-Caron et al. 2000; Foladori et al. 2004). Las observaciones microscópicas de fl ujos biológicos también se han llevado a cabo con frecuencia, pero la estructura altamente agregada de lodo activado, en el que están incrustadas las bacterias, interfiere con las imágenes microscópicas, lo que limita la eficacia de las observaciones

reproductivo) puede aclararse teniendo en cuenta el esquema de la Figura 7.5 introducido por

directas de células individuales. Sin embargo, la desagregación o dispersión de fl ojos como consecuencia de un tratamiento de reducción de lodos puede apreciarse bien mediante observaciones microscópicas, como se muestra con frecuencia en las fotografías de la literatura.

Para obtener una visión más realista de las poblaciones de bacterias, la aplicación de en el lugar Se necesitan técnicas o enfoques moleculares directos. De esta manera, se puede dar una descripción más completa de las poblaciones bacterianas en el lodo activado y de sus estados fisiológicos.

El estado fisiológico de las células (integridad, muerte, actividad metabólica y crecimiento

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Procedimientos para estimar la eficiencia de las tecnologías de reducción de lodos 101

capacidad de actividad / reparación metabólica y crecimiento potencialmente reproductivo. Las células sin una membrana intacta se consideran permeabilizadas y pueden clasificarse como células muertas. Como sus estructuras están expuestas libremente al medio ambiente, eventualmente se descompondrán.

Células totales Células intactas

Estado de celda

(muertas)

Células metabólicamente activas

funcional permeabilizadas

en crecimiento Células reproductivas Criterio de prueba

División celular

Actividad metabólica

Integridad de la membrana Membrana

permeabilidad células

Figura 7.5. Relación de estados fisiológicos de las células según Nebe-von-Caron et al. ( 2000).

Las células intactas y muertas se pueden identificar simultáneamente sobre la base de la integridad de su membrana mediante la aplicación de una doble tinción fluorescente, como el yoduro de propidio (un tinte que solo puede ingresar a las células dañadas o permeabilizadas, identificadas como muertas) y SYBR-Green I (que puede ingrese todas las celdas, intactas o dañadas) (Ziglio et al.

2002; Foladori et al. 2007). La actividad metabólica es una condición más restrictiva, porque requiere que las células puedan demostrar una de las siguientes funciones: biosíntesis, actividad de bombeo, potencial de membrana o actividad enzimática. Entre estos, la actividad enzimática se puede identificar mediante el uso de sustratos fluorogénicos como BCECFAM y FDA (Ziglio et al. 2002) u otros, que liberan, después de la hidrólisis, compuestos a base de fluoresceína, retenidos dentro de las células que se vuelven fluorescentes.

Las ventajas de acoplar sondas moleculares fluorescentes seguidas de citometría de flujo (FCM) para la cuantificación rápida de células intactas, activas o muertas en suspensiones bacterianas se han destacado muchas veces en el campo medioambiental ( Entre otros Portero et al. 1997; Steen, 2000; Vives-Rego et al. 2000). El FCM, capaz de contar más de 1000 células por segundo, es un poderoso análisis unicelular que permite obtener una cuantificación rápida y precisa de las células libres en una suspensión. Con respecto a la observación convencional de suspensiones de bacterias al microscopio, el análisis de FCM es más rápido, los resultados son más confiables y se puede analizar una mayor cantidad de muestras diariamente.

Estos enfoques, y otros no citados aquí, se pueden usar de manera efectiva para la evaluación del daño a los microorganismos en el lodo después de la aplicación de una técnica de reducción de lodo. Como consecuencia de un tratamiento mecánico, térmico o químico, se espera una reducción de las células intactas, así como un aumento de las células muertas o una pérdida neta cuando se interrumpe.

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Tecnologías de reducción de lodos en plantas de tratamiento de aguas residuales

Por ejemplo, la huella digital PCR-DGGE, un método poderoso para analizar la población bacteriana en diversos entornos, se utilizó para evaluar la muerte de la bacteria y la destrucción del ADN bacteriano contenido en el lodo durante un proceso de ozonización (Yan et al. 2009). Foladori et al. ( 2007) aplicó tinción fluorescente y FCM para evaluar la integridad y muerte de bacterias en el lodo durante la sonicación. por elactivado 102

7.8 EFECTO EN EL TIEMPO DE RETENCIÓN DE LODOS (SRT) El tiempo de retención de lodo (SRT), conocido también como edad del lodo, se define como la masa de sólidos en los reactores de lodo activado dividida por los sólidos eliminados diariamente y se puede calcular aproximadamente de dos maneras:

más corto de los nitrificadores. Por lo tanto, la disminución de la SRT de los nitrificadores está casi compensada

(1) cuando se extrae el exceso de lodo, como de costumbre, del colono secundario la expresión es:

SRT re re Þ ¼ V · x Qs· Xs

(2) cuando se extrae el exceso de lodo del reactor, el SRT se calcula dividiendo

V por Q s, porque x ¼ X s:

reducción significativa de los nitrificadores debido a la inactivación parcial o la muerte, lo que resulta en un SRT SRT re re Þ ¼ V · x Qs· X ¼ V Qs

dónde: V ¼ volumen de reactores biológicos (m 3); X ¼ Concentración de TSS en reactores biológicos (kgTSS / m 3); Q s ¼ tasa diaria de exceso de flujo de lodo (m 3 / re); X s ¼ Concentración de TSS en Sin embargo, la aplicación de una técnica de reducción de lodo (basada en la desintegración) puede causar una exceso de flujo de lodo (kgTSS / m 3)

El hecho de que el exceso de lodo se reduce a medida que aumenta la eficiencia mediante una técnica de reducción de lodo, da como resultado un SRT aparentemente más alto si la concentración de TSS en el reactor permanece constante. Por lo tanto, el SRT real obtenido en el sistema de lodo activado debe recalcularse teniendo en cuenta la tasa de reducción de lodo en exceso (Bo¨hler y Siegrist, 2004; Paul y Debellefontaine, 2007). Debido a la mayor SRT, se podría argumentar que el crecimiento de la biomasa nitrificante podría mejorarse.

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aumento de la SRT aparente debido a la menor producción de lodo en exceso (Bo¨hler y Siegrist, 2004).

El SRT de los nitrificadores en un sistema de lodo activado integrado con una técnica de reducción de lodo (tratamiento de Q tratado) se puede calcular de la siguiente manera, de acuerdo con la expresión propuesta por Bo¨hler y Siegrist (2007) en el caso de la ozonización:

VQ s þ Q tratado · Z nitrificadores

SRT nitrificadores ¼

dónde Z nitri fi cador es la fracción de nitri fi cadores destruida.

Es importante conocer la SRT efectiva de los nitrificadores para estimar la seguridad de la nitrificación en caso de sobrecargas de amonio (Bo¨hler y Siegrist, 2007). Por ejemplo, en el caso de la ozonización de lodos, Bo¨hler y Siegrist (2004) observaron que la reducción de la capacidad de nitrificación era similar a la entidad de reducción de lodos (ver § 13.9.6). En este caso, la reducción de la SRT de los nitri fi cadores debido a la ozonización se ve más o menos compensada por el aumento de la SRT aparente debido a la menor producción de lodo en exceso (Bo¨hler y Siegrist, 2007).

7.9 RENDIMIENTO MÁXIMO DE CRECIMIENTO, RENDIMIENTO DE BIOMASA OBSERVADO, RENDIMIENTO DE LODO OBSERVADO Considerando un balance de masa de sustrato carbonoso en un sistema de quimiostato, Pirt (1965) propuso que una porción de la fuente de carbono se usara para mantenimiento y una porción para anabolismo. Cuando todo el sustrato se usa para el anabolismo, el rendimiento de crecimiento máximo ( o rendimiento de la síntesis; Y H para bacterias heterotróficas), Y H se obtiene teóricamente: este valor también se denomina rendimiento de crecimiento "verdadero". En un sistema que contiene una cantidad dada de biomasa, parte de la fuente de carbono siempre se usa para mantenimiento. Por lo tanto, la '' rendimiento de biomasa observado '' (Y obs)

es una función del rendimiento máximo de crecimiento (Y H) y SRT a través del coeficiente de mantenimiento (m s) o respiración endógena (k mi) según lo descrito por van Loosdrecht y Henze (1999), dando como resultado las siguientes expresiones: Y obs ¼ Y H ·

1 1 þ SRT · ms· YH 1 1 þ SRT

Y obs ¼ Y H · · k mi

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donde Y H es 0,67 gCOD / gCOD (0,45 gVSS / gCOD) en condiciones aeróbicas (ver § 8.3). El rendimiento de biomasa observado Y obs siempre es inferior a Y H.

Las formas de estas ecuaciones indican que los conceptos de mantenimiento y respiración endógena explicados en el § 4.4 son matemáticamente equivalentes.

Otra expresión para describir la Y obs El coeficiente es el siguiente (van Loosdrecht y Henze, 1999): 1

Y obs ¼ Y H ·

1 þ SRT · si · 1 1 f

Þ · YH

re

que se basa en el concepto de regeneración de muerte, incluida la descomposición / lisis de las células (indicado por la tasa de descomposición, si) y la conversión adicional de material descompuesto en un sustrato disponible para alimentar células vivas. En la expresión anterior el factor F

se introduce, que representa la fracción de material inerte formado durante la descomposición / lisis (residuo endógeno). En los enfoques prácticos en las PTAR, el parámetro Y obs se usa de manera más general, para evaluar la producción específica de lodo, y no solo para describir el crecimiento neto de la biomasa bacteriana. En este caso, el parámetro Y obs se define como '' rendimiento de lodo observado '' (u rendimiento sólido observado) y corresponde a la relación re VSS / re BACALAO. Es diferente del rendimiento de biomasa observado porque contiene otros sólidos orgánicos del agua residual que se miden como VSS, pero no son biológicos (Tchobanoglous et al. 2003). Se puede calcular como la masa sólida total de lodo generado por unidad de DQO eliminada, y corresponde a la pendiente de las líneas que se muestran en la Figura 7.6A.

Un cambio (disminución) en la Y obs Se espera un coeficiente después de la integración de una técnica de reducción de lodo en un proceso de lodo activado (ver Figura 7.6B), lo que demuestra que la cantidad total de lodo puede reducirse efectivamente.

O

ió ducc

Pro S, o VS

com

TSS

n de

o CO

ada

pres

s ex

lodo

D

Reducción de la producción de lodos.

)

(gVSS, TSS o COD)

Masa acumulativa (g)

DQ

do ina elim

Masa acumulada de lodo producido

si

UNA

Tiempo (d)

te

n ie nd

=

Y

s

ob

ea

ín

(l

no

a ad at

tr

Pe

( obs

da)

ata

a tr

líne

n

die

Pen

Y te =

DQO acumulativo eliminado (gCOD)

Figura 7.6. (A) Comparación entre la masa de DQO eliminada en el proceso y la producción de lodo en exceso; (B) las relaciones entre el aumento acumulado de lodos y DQO eliminado, para una línea no tratada y tratada.

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7.10 EVALUACIÓN DE REDUCCIÓN DE LODOS Aunque algunos de los métodos descritos anteriormente nos permiten obtener información rápida sobre la eficacia potencial de las técnicas utilizadas en la reducción de lodos, en general, se recomienda encarecidamente realizar experimentos a escala piloto para realizar evaluaciones más precisas de un proceso antes de las aplicaciones a gran escala. Los experimentos a largo plazo realizados a escala de laboratorio o piloto, utilizando aguas residuales reales y funcionando en paralelo con una planta de tratamiento de control, deben realizarse para evaluar correctamente la reducción de la producción de lodos desde un punto de vista técnico y económico (Paul et al. 2006b).

La razón es la importancia reconocida de evaluar el rendimiento de una nueva técnica bajo la variabilidad continua de las fracciones COD de aguas residuales fl uyentes y las condiciones operativas de la planta.

En una planta piloto o de laboratorio, la reducción de la producción de lodo debe evaluarse comparando dos líneas que operan en paralelo: (1) una línea utilizada como control, (2) la otra línea tratada, con una configuración idéntica y características operativas idénticas a la línea de control, pero integrado con la nueva tecnología para la reducción de lodos.

La cuantificación de la producción diaria de lodo (X) para cada línea de una planta de lodo activado debe calcularse a través de un balance de masa general aplicado a todo el período operativo, teniendo en cuenta: -

la masa de sólidos en el exceso de lodo extraída diariamente;

-

la masa de sólidos acumulada dentro del reactor biológico (verificando que la cantidad de lodo acumulado en el sedimentador sea insignificante);

-

la masa de sólidos perdidos con el efluente tratado;

-

(solo en plantas a escala de laboratorio o piloto) los sólidos perdidos con el muestreo.

Los valores de producción de lodo en la línea tratada (X t) y la línea de control (X 0) se utilizan para calcular la reducción de la producción de lodos (RSP):

RSP ð% Þ ¼ 1 X t

X00

· 100

7.11 FRECUENCIA DE TRATAMIENTO Un parámetro sensible en la aplicación de una técnica de reducción de lodos es el frecuencia de tratamiento conocido también como frecuencia de estrés ( SF, expresado como d 1)

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Tecnologías de reducción de lodos en plantas de tratamiento de aguas residuales

La frecuencia del tratamiento es un parámetro relacionado con el intervalo de tiempo establecido para el lodo que pasa a través de la unidad de tratamiento (Camacho et al. 2002a; 2005). Considerando, por ejemplo, una técnica de reducción de lodo integrada en el proceso de lodo activado como se indica en la Figura 7.7, la frecuencia del tratamiento se calcula de la siguiente manera:

h

SF ¼ cantidad de lodo tratado por día cantidad total de lodo en el sistema ¼ Q tratado · X tratado

V·x

yo re 1

dónde: Q tratado ¼ velocidad de flujo de lodo alimentada a la unidad de tratamiento (m 3 / re); X tratado ¼ Concentración de TSS en el lodo fl uido en la unidad de tratamiento (kgTSS / m 3);

V ¼ volumen de reactores biológicos (m 3); X ¼ Concentración de TSS en reactores biológicos (kgTSS / m 3)

Por ejemplo, un SF de 0.2 d 1 significa que el 20% del lodo presente en el sistema se somete al tratamiento diariamente (Figura 7.7).

lodo activado

colono

colono

lodo de retorno

técnica de

0.2 · V · x por día

reducción de lodos

Figura 7.7. Ejemplo de frecuencia de tratamiento para una técnica de reducción de lodos integrada en las unidades de tratamiento de aguas residuales.

7.12 PROPIEDADES FÍSICAS DEL LODO La evaluación de las propiedades físicas del lodo es importante ya que este conocimiento nos permite predecir el comportamiento del lodo cuando se maneja y se somete a diversas operaciones de utilización / eliminación (Spinosa y Wichmann, 2006). Spinosa y Wichmann (2006) revisan bien los parámetros principales e incluyen:

-

tiempo de succión capilar ( CST): ampliamente aplicado como un método rápido y simple para evaluar la deshidratación de lodos por filtración;

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eficiencia de las tecnologías de reducción de lodos 107

-

resistencia específica a la filtración ( SRF): indica la idoneidad del lodo para ser deshidratado por medio de un proceso de filtración; útil para predecir el rendimiento de dispositivos de filtrado a gran escala y la dosis óptima de productos químicos; gravedad, determinada después de la sedimentación con agitación suave. Procedimientos para estimar la

-

compresibilidad: complementario a SRF y útil para evaluar el mejor rango de presiones que se adoptarán para la filtración;

-

liquidabilidad: se usa para calcular la tasa de sedimentación de lodo y el índice de volumen de lodo (SVI);

-

espesabilidad: para una mayor concentración de sólidos de lodo suspendidos en la sedimentación por

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