Fases del Crecimiento Microbiano y zonas en que operan los Procesos Biológicos Aerobios
Tratamiento de Aguas Residuales
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Fases del Crecimiento Microbiano y zonas en que operan los Procesos Biológicos Aerobios
DQO - DBO Demanda Química de Oxígeno - Demanda Bioquímica de Oxígeno
La diferencia principal entre la DBO y la DQO es que la DQO engloba la DBO, es decir , la DBO es parte de la DQO pero incluye más cosas. DBO y DQO son dos conceptos relacionados.
La DBO es la demanda biológica de oxígeno que tiene un agua. La cantidad de oxigeno que la biología presente en el agua echa en falta. Se mide en miligramos de oxígeno por litro de agua (mg O2/l).
La DQO es la demanda química de oxígeno del agua. Se mide también como la DBO en mgO2/l. Es la cantidad de oxígeno que químicamente demanda el agua.
El dato de DBO que se suele dar es la DBO5 o la DBO a los 5 días. La DBO se puede medir en cualquier momento, a la hora, al primer día o al séptimo, valor que preferían los alemanes hace algún tiempo. Sin embargo se ha estandarizado la medición a 5 días. ¿Por qué se ha tomado 5 días? Porque es el tiempo medio que los ríos británicos tardan en llegar al mar. Ellos decidieron que era el valor que les interesaba medir para ver la contaminación biológica que de sus ríos llegaba al mar. El valor de DBO varia si es a la hora o al día.
Como hemos dicho la DQO siempre incluye a la DBO, por tanto la DQO siempre ha de ser mayor que la DBO. Algún laboratorio ha enviado analíticas de agua en los que la DBO era mayor que la DQO. Es un error de concepto. Puede ser que por la forma de medir, por un error de escala, lo que sea, salga mayor el número que da el valor de la DBO que el de la DQO pero nunca se debería dar ese resultado externamente. Yo creo que es mejor no dar nada y hablar con el suministrador de la muestra que dar un dato imposible.
La DQO es una medida que abarca no solo el valor total máximo de DBO sino también otras necesidades de oxígeno del agua. Al hacer la prueba se busca la oxidación completa de la muestra.
DBO y DQO están relacionadas y mantienen su relación para cada tipo de agua. La relación entre ellas no es igual para diferentes tipos de agua, es decir un agua residual urbana puede tener un 60% de la DQO en forma de DBO (valor promedio), pero las diferentes aguas industriales tienen diferentes porcentajes. Por ejemplo, un agua residual que provenga de una fábrica de tomates o de zumos, puede tener un 80-90% de la DQO en forma de DBO mientras que un agua proveniente de una industria tipo metalúrgica tendrá una DQO con un 30% de DBO. Los porcentajes por supuesto pueden variar según los casos, pero la relación para cada tipo de proceso entre DBO/DQO será parecido.
De cara al futuro, a mi modo de ver, la DQO se acabará convirtiendo en la referencia fundamental a tomar. Con el fin de poder actuar sobre el agua para su mejor depuración, hacer estudios, etc, no tiene sentido una medida que necesita 5 días para ser analizada (con los errores que además se suelen producir). Tiene mucho más sentido una medida instantánea y falta de algo medible al instante, una medida como la DQO cuyos resultados se pueden obtener en menos de 3 horas.
El futuro es la DQO y creo que debemos empezar a pensar ya en términos de DQO. Será necesario haber realizado previamente un estudio para saber la relación DBO/DQO aproximada para conocer las necesidades biológicas de oxígeno, pero en estos momentos donde todo va tan rápido y cada día más, 5 días para una medida parecen un exceso que igual tenemos que empezar a pensar que no es aceptable.
La DQO es la demanda química de oxígeno del agua. Se mide también como la DBO en mgO2/l. Es la cantidad de oxígeno que químicamente demanda el agua.
El dato de DBO que se suele dar es la DBO5 o la DBO a los 5 días. La DBO se puede medir en cualquier momento, a la hora, al primer día o al séptimo, valor que preferían los alemanes hace algún tiempo. Sin embargo se ha estandarizado la medición a 5 días. ¿Por qué se ha tomado 5 días? Porque es el tiempo medio que los ríos británicos tardan en llegar al mar. Ellos decidieron que era el valor que les interesaba medir para ver la contaminación biológica que de sus ríos llegaba al mar. El valor de DBO varia si es a la hora o al día.
Como hemos dicho la DQO siempre incluye a la DBO, por tanto la DQO siempre ha de ser mayor que la DBO. Algún laboratorio ha enviado analíticas de agua en los que la DBO era mayor que la DQO. Es un error de concepto. Puede ser que por la forma de medir, por un error de escala, lo que sea, salga mayor el número que da el valor de la DBO que el de la DQO pero nunca se debería dar ese resultado externamente. Yo creo que es mejor no dar nada y hablar con el suministrador de la muestra que dar un dato imposible.
La DQO es una medida que abarca no solo el valor total máximo de DBO sino también otras necesidades de oxígeno del agua. Al hacer la prueba se busca la oxidación completa de la muestra.
DBO y DQO están relacionadas y mantienen su relación para cada tipo de agua. La relación entre ellas no es igual para diferentes tipos de agua, es decir un agua residual urbana puede tener un 60% de la DQO en forma de DBO (valor promedio), pero las diferentes aguas industriales tienen diferentes porcentajes. Por ejemplo, un agua residual que provenga de una fábrica de tomates o de zumos, puede tener un 80-90% de la DQO en forma de DBO mientras que un agua proveniente de una industria tipo metalúrgica tendrá una DQO con un 30% de DBO. Los porcentajes por supuesto pueden variar según los casos, pero la relación para cada tipo de proceso entre DBO/DQO será parecido.
De cara al futuro, a mi modo de ver, la DQO se acabará convirtiendo en la referencia fundamental a tomar. Con el fin de poder actuar sobre el agua para su mejor depuración, hacer estudios, etc, no tiene sentido una medida que necesita 5 días para ser analizada (con los errores que además se suelen producir). Tiene mucho más sentido una medida instantánea y falta de algo medible al instante, una medida como la DQO cuyos resultados se pueden obtener en menos de 3 horas.
El futuro es la DQO y creo que debemos empezar a pensar ya en términos de DQO. Será necesario haber realizado previamente un estudio para saber la relación DBO/DQO aproximada para conocer las necesidades biológicas de oxígeno, pero en estos momentos donde todo va tan rápido y cada día más, 5 días para una medida parecen un exceso que igual tenemos que empezar a pensar que no es aceptable.
Fuente texto: www.aguaydepuracion.com
Fuente videos: NORLEYMORETO
Granulación aerobia Tecnologías de Tratamiento de Aguas Residuales
El tratamiento biológico de las aguas residuales en las estaciones depuradoras de aguas residuales a menudo se lleva a cabo por medio de la aplicación de sistemas basados en lodos activos. Estos sistemas generalmente requieren grandes superficies para la implantación de las diversas unidades de tratamiento y posterior separación de la biomasa, debido a la pobre sedimentabilidad de los lodos. En los últimos años se han desarrollado nuevas tecnologías buscando mejoras en estos sistemas. El uso de lodo granular aerobio es una de ellas.
Biomasa aerobia granular
Una definición para distinguir entre un gránulo aerobio y un simple flóculo con buena sedimentabilidad se propuso en los debates que tuvieron lugar durante el “1er IWA-Workshop Aerobic Granular Sludge” en Munich (2004) y dice literalmente:
“Los gránulos que forman un lodo granular aerobio son agregados de origen microbiano que no coagulan en condiciones de bajo estrés hidrodinámico y que sedimentan significativamente más rápido que los flóculos de lodo activo.” (de Kreuk et al. 2005)"
Formación de gránulos aerobios
La biomasa granular aerobia se forma en reactores discontinuos secuenciales (Sequencing Batch Reactors, SBR) sin materiales de soporte. Estos sistemas cumplen los requerimientos necesarios para la formación de los gránulos, como son:
Periodos de saciedad-hambruna: se utilizan tiempos cortos de alimentación para crear periodos de saciedad seguidos de periodos de hambruna (Beun et al. 1999[2]), caracterizados por la presencia o ausencia de materia orgánica en el medio líquido respectivamente. Con esta estrategia de alimentación se logra la selección de los
microorganismos adecuados para la formación de los gránulos. Cuando la concentración de sustrato en el medio líquido es alta, los organismos que forman gránulos pueden almacenar materia orgánica en forma de poly-''β''-hidroxibutirato que pueden consumir en el periodo de hambruna, con lo que estos organismos estarán en ventaja en esas condiciones sobre los organismos filamentosos.
Tiempos cortos de sedimentación: esta presión selectiva hidráulica sobre los microorganismos permite retener la biomasa granular dentro del reactor, mientras la biomasa floculenta es lavada. (Qin et al. 2004[3])
Estrés hidrodinámico: las pruebas muestran que la aplicación de altas fuerzas de corte favorece la formación de gránulos aerobios y mejora las características físicas de los mismos. Los gránulos sólo se forman con valores de esfuerzo cortante superiores a un valor umbral de 1,2 cm/s en términos de velocidad superficial ascensional del aire en un reactor SBR. Se forman gránulos más regulares, más redondeados y más compactos cuanto más alta sea la fuerza de corte hidrodinámica. (Tay et al., 2001).
Una definición para distinguir entre un gránulo aerobio y un simple flóculo con buena sedimentabilidad se propuso en los debates que tuvieron lugar durante el “1er IWA-Workshop Aerobic Granular Sludge” en Munich (2004) y dice literalmente:
“Los gránulos que forman un lodo granular aerobio son agregados de origen microbiano que no coagulan en condiciones de bajo estrés hidrodinámico y que sedimentan significativamente más rápido que los flóculos de lodo activo.” (de Kreuk et al. 2005)"
Formación de gránulos aerobios
La biomasa granular aerobia se forma en reactores discontinuos secuenciales (Sequencing Batch Reactors, SBR) sin materiales de soporte. Estos sistemas cumplen los requerimientos necesarios para la formación de los gránulos, como son:
Periodos de saciedad-hambruna: se utilizan tiempos cortos de alimentación para crear periodos de saciedad seguidos de periodos de hambruna (Beun et al. 1999[2]), caracterizados por la presencia o ausencia de materia orgánica en el medio líquido respectivamente. Con esta estrategia de alimentación se logra la selección de los
microorganismos adecuados para la formación de los gránulos. Cuando la concentración de sustrato en el medio líquido es alta, los organismos que forman gránulos pueden almacenar materia orgánica en forma de poly-''β''-hidroxibutirato que pueden consumir en el periodo de hambruna, con lo que estos organismos estarán en ventaja en esas condiciones sobre los organismos filamentosos.
Tiempos cortos de sedimentación: esta presión selectiva hidráulica sobre los microorganismos permite retener la biomasa granular dentro del reactor, mientras la biomasa floculenta es lavada. (Qin et al. 2004[3])
Estrés hidrodinámico: las pruebas muestran que la aplicación de altas fuerzas de corte favorece la formación de gránulos aerobios y mejora las características físicas de los mismos. Los gránulos sólo se forman con valores de esfuerzo cortante superiores a un valor umbral de 1,2 cm/s en términos de velocidad superficial ascensional del aire en un reactor SBR. Se forman gránulos más regulares, más redondeados y más compactos cuanto más alta sea la fuerza de corte hidrodinámica. (Tay et al., 2001).
Fuente:
Contaminantes Emergentes Efectos y Tratamientos de Remoción
García-Gómez C., Gortáres-Moroyoqui P. y Drogui P.
Con el desarrollo de la tecnología se han producido muchos compuestos químicos sintéticos, lo que ha generado un incremento en el número de contaminantes que son considerados un potencial amenazador para el ambiente y todo organismo vivo.
Hoy en día se habla de contaminantes emergentes y se refiere a productos farmacéuticos, del cuidado personal, surfactantes, aditivos industriales, plastificantes, plaguicidas y una gran variedad de compuestos químicos que alteran las funciones endocrinas. Estos compuestos se encuentran en bajas concentraciones (generalmente en partes por millón o partes por trillón) y la mayoría siguen sin estar regulados o reglamentados por la mayoría de los países (Kuster et al., 2008).
Una de las principales fuentes de contaminantes emergentes son las aguas residuales que no reciben ningún tratamiento y los efluentes de plantas tratadoras de aguas, las cuales no están diseñadas para tratar este tipo de sustancias, por lo que una alta proporción de estos compuestos y sus metabolitos no sufren ningún cambio y entran con una gran toxicidad al medio acuático, como acuíferos y sistemas marinos entre otros (Dougherty et al., 2010).
Una de las principales fuentes de contaminantes emergentes son las aguas residuales que no reciben ningún tratamiento y los efluentes de plantas tratadoras de aguas, las cuales no están diseñadas para tratar este tipo de sustancias, por lo que una alta proporción de estos compuestos y sus metabolitos no sufren ningún cambio y entran con una gran toxicidad al medio acuático, como acuíferos y sistemas marinos entre otros (Dougherty et al., 2010).
Los contaminantes emergentes son de gran interés científico, ya que sus emisiones en el medio ambiente puede aumentar la presencia de bacterias resistentes (Daughton et al., 1999), además debido a sus propiedades físico-químicas (alta solubilidad en agua y poco biodegradable) son capaces de llegar a cualquier medio natural y representar un grave riesgo para el consumo de agua potable (Janssens et al., 1997; Knepper et al., 1999).
En este artículo se revisan los efectos en la salud que pueden generar los contaminantes emergentes y de igual manera se discuten las alternativas propuestas para la eliminación de estos compuestos contenidos en aguas residuales.
Efectos de los contaminantes emergentes
Los compuestos emergentes presentan efectos significativos alterando al sistema endocrino y bloqueando o perturbando las funciones hormonales, afectan a la salud de los seres humanos y de especies animales aun cuando se encuentran en tan bajas concentraciones. Para el caso del compuesto bisfenol A el cual es utilizado en la fabricación de resinas epoxicas y plásticos policarbonatos (para empaques de alimentos y agua) ha manifestado efectos estrogénicos en ratas (Dodds et al., 1998) y hormonales que aumentan el riesgo de cáncer de mama en humanos (Krishnan et al., 1993), además se ha reportado que actúa como un antiandrógeno causando efectos secundarios feminizadores en hombres (Sohoni et al., 1998). Los ftalatos o ésteres de ftalato utilizados como plasticidas en plásticos como PVC, han provocado complicaciones en embarazos (IEH, 2005). De igual manera se ha reportado que el diclofenaco afecta a los tejidos de las branquias y de riñones en peces de agua dulce, lo que sugiere un posible riesgo para este tipo de poblaciones (Hoeger et al., 2005). Asimismo pesticidas como Dicloro-difenil-tricloroetano (DDT) ha causado efectos hormonales provocando adelgazamiento en la cascara de huevo de diferentes especies, daños en la función reproductiva en el hombre y cambios de comportamiento en humanos (Colborn et al., 1995). Otro pesticida como el Penconazol es un fungicida que puede afectar la tiroides, próstata y tamaño de testículos (McKinney et al., 1994). También la exposición a compuestos organoclorados como DDT y bifenilos policlorados (PCBs)ha impactado en la reproducción y la función inmune de focas causando disminución de la población (Damstra et al., 2002). Por su lado, antibióticos como penicilina, sulfonamidas y tetraciclinas causan resistencia en patógenos bacterianos (Witte et al., 1998). Aunque estos contaminantes los encontramos en muy bajas concentraciones sus efectos son significativos, por lo que es necesario implementar adecuados diseños de tratamientos de aguas para su eficiente remoción.
Remoción de contaminantes emergentes
A lo largo de la historia las plantas de tratamiento de aguas residuales han sido diseñadas para la eliminación de materia orgánica y ciertos tipos de contaminantes, especialmente los que se especifican en las normas oficiales. Sin embargo, el estudio de nuevos contaminantes como los emergentes, los cuales poseen una amplia gama de propiedades químicas, requieren de tratamientos avanzados para una segura incorporación de las aguas residuales al medio ambiente.
Tratamientos fisicoquímicos
Diferentes tratamientos fisicoquímicos como coagulación, flotación y cloración se han utilizado para eliminar contaminantes emergentes en aguas residuales. En un estudio realizado a nivel laboratorio utilizando diversos tratamientos (coagulación/flotación, suavización con cal, ozonación, cloración y adsorción con carbón activado granular (CAG)) se analizó la eliminación de 30 diferentes compuestos farmacéuticos, no se obtuvo una remoción significante (<20%) con los procesos de coagulación/flotación ni suavización con cal, pero si un buen resultado con carbón activado granular y oxidación por ozono y cloración (>90%) (Westerhoff et al., 2005). Estos resultados concuerdan con Adams et al. (2002), donde compuestos farmacéuticos (carbadox, salfadimetoxina, trimetroprim) no fueron removidos utilizando coagulantes como sulfato de aluminio y sulfato férrico. De igual manera en otros estudios, la coagulación resultó ineficiente para la eliminación de diclofenaco, carba, azepina, ibuprofeno y ketoprofeno (Petrovic et al., 2003; Vieno et al., 2006).
Otras investigaciones concuerdan que procesos de adsorción por carbón activado y tratamientos de oxidación son efectivos para remover contaminantes emergentes (Filale et al., 2004; Westerhoff et al., 2005) y esto se debe a las interacciones hidrofóbicas con los compuestos orgánicos polares (Ying et al., 2004), aunque diversas causas reducen el alcance de la separación por carbón activado, como la competencia por sitios activos en la superficie y/o el bloqueo de los poros con otras partículas, sin embargo, resulta ser el adsorbente más eficaz, especialmente para aguas residuales que contienen materia orgánica refractaria y compuestos no biodegradables. Schafer et al. (2003) utilizó CAG y obtuvo la remoción de más del 90 % con varios compuestos emergentes. Otro estudio comparó coagulación y adsorción por carbón activado para eliminar estrógenos donde se afirma que este último proceso resulto el más eficiente logrando una remoción mayor al 90%, incluso mejor que un sistema de nanofiltración por membranas (Bodzek et al., 2006)
Por otro lado los procesos de oxidación por ozono y cloración resultan ser una buena alternativa, sin embargo, al reaccionar con diferentes químicos se pueden generar subproductos de efectos desconocidos. Estos procesos se recomiendan para una baja carga de carbono orgánico disuelto (COD) ya que este parámetro representa una fuerte influencia en el proceso (Huber et al., 2006). Los procesos de oxidación por ozono se caracterizan por el ataque directo de ozono sobre los compuestos e/o indirectamente por la generación de radicales hidroxilo (OH•), los cuales se caracterizan por un gran potencial de oxidación lo que representa una buena alternativa para el tratamiento de contaminantes (Trujillo et al., 2010). Aunque los sólidos suspendidos (SS) incrementan la demanda de ozono, la influencia en general es menor, ya que en un tratamiento dado, una dosis de 5 mg/l es suficiente para altas concentraciones de SS (Huber et al., 2005).
Procesos biológicos
Tratamientos convencionales como sistemas de lodos activados o filtros biológicos percoladores pueden rápidamente convertir diversos compuestos orgánicos en biomasa que posteriormente por medio de clarificadores pueden ser separados. Sin embargo no sucede lo mismo con moléculas como los emergentes. En un agua residual de una planta tratadora en Suiza se encontraron compuestos como diclofenaco, naproxeno y Carbamazepina, con una eficiencia de remoción de un 69, 45 y 7% respectivamente (Tixier et al., 2003). También se realizó la degradación de pesticidas (isoproturon, terbutilazina, mecoprop y metamitrona) a nivel laboratorio, donde se alcanzó casi el 100% de remoción, pero con un largo tiempo de adaptación de los lodos activados. En una planta de tratamiento de aguas residuales convencional esto representa una desventaja ya que la utilización de plaguicidas es realizada durante un corto periodo y cuando el lodo activado recibe una carga de estos contaminantes no se encuentra aclimatado para una remoción satisfactoria (Nitscheke et al., 1999). Un largo período de aclimatación (alrededor de 4 meses) se observó a nivel laboratorio en reactores batch para la eliminación del plaguicida 2,4-D, donde se obtuvo prácticamente una completa eliminación (>99%) (Mangatet al., 1999). En otro estudio se estimó que cerca del 60-65% de compuestos nonilfenolicos, que contenía un efluente de una planta tratadora de agua, no sufrieron transformación y fueron descargados al ambiente, donde 19% representaban derivados caboxilatados, 11% de nonilfenol etoxilado lipofílico (NP1EO) y Nonilfenol dietoxilado (NP2EO), 25% de nonilfenol (NP) y 8% como nonilfenol etoxilado (NPEO) (Ahel et al.,1994).
Procesos avanzados
Los tratamientos biológicos se han catalogado como la tecnología más viable en el tratamiento de aguas residuales, sin embargo, solo generan una remoción parcial de contaminantes emergentes los cuales en la mayoría son descargados en los efluentes de las plantas tratadoras. Es por esta razón que hoy en día se busca tecnología más eficiente no solo para el tratamiento de aguas residuales, sino también para agua de consumo. En los últimos años se han estudiado sistemas membranales ya sea biológicos (MBRs) o no biológicos (osmosis inversa, ultrafiltración y nanofiltración) y procesos de oxidación avanzada (POA), estos sistemas son considerados como los más apropiados para remover concentraciones traza de contaminantes emergentes.
Los reactores biológicos de membrana (MBR) son considerados como una mejora al tratamiento microbiológico de aguas residuales, sin embargo debido a cuestiones económicas es limitada su aplicación como en plantas tratadoras de aguas industriales o municipales. Estos sistemas presentan considerables ventajas a los tratamientos biológicos convencionales debido a que se genera una baja carga de lodo en términos de DBO, lo que hace que las bacterias se vean obligadas a mineralizar los compuestos orgánicos de poca biodegradabilidad, además el largo tiempo de vida del lodo da a las bacterias tiempo suficiente para adaptarse al tratamiento de sustancias resistentes (Cote et al., 1997). En un estudio se logró remover más del 90% de nonifenol y bisfenol utilizando tres unidades de MBRs y una unidad externa de ultrafiltración seguida de una absorción por medio de carbón activado granular (CAG), este sistema fue implementado para un agua residual proveniente de una planta de lixiviados de residuos vegetales (Wintgens et al., 2002), en este mismo trabajo también se sugirió como alternativa, un módulo de membrana de nanofiltración seguido del tratamiento de MBRs donde se logró la retención del 70% de estos compuestos emergentes.
Por otro lado se han utilizado procesos de oxidación avanzados (POA) como ozono con peróxido de hidrogeno (O3/H2O2) para tratar ibuprofeno y diclofenaco, aquí se logó la eliminación de las del 90% de estos compuestos (Zwiener et al., 2000). También carbamazepina fue eliminada por completo por un sistema solar combinado de fotocatálisis con TiO2/H2O2 y O3 (Andreozzi et al., 2002). De igual manera se ha utilizado O3 con UV para tratar fragancias, metabolitos reguladores líquidos, bloqueadores y estrógenos (Ternes et al., 2003). Usando un reactor a nivel laboratorio se evaluó la eficiencia de un tratamiento con ozono en la degradación de metabolitos NPEO donde el ácido acético nonilfenol (NPE1C) fue completamente mineralizado, NP en un 80% y en un 50% el NP1EO en tan solo 6 minutos de tratamiento en todos los casos (Ike et al., 2003).
Tratamientos combinados
Los procesos avanzados se postulan como buena opción para el tratamiento de contaminantes emergentes sin embargo la desventaja se presenta en cuanto a un alto costo comparado con los procesos biológicos, sin embargo, el uso de un proceso avanzado utilizándolo como pre-tratamiento o post-tratamiento puede mejorar la biodegradabilidad de aguas residuales o lograr una casi completa remoción respectivamente. Se han reportado diversas investigaciones que contemplan la combinación de procesos de oxidación con biológicos, resaltando su gran potencial ante el problema del tratamiento de aguas contaminadas difíciles o imposibles de remover por procesos convencionales fisicoquímicos/biológicos y con el prometedor objetivo de reutilizar esa agua y contribuir con el cuidado medioambiental (Gogate y Pandit, 2004; Mantzavinos y Psillakis, 2004).
Para el tratamiento de penicilina se ha implementado ozonación y perozonación (O3/H2O2) a diferentes concentraciones antes de someter un efluente a un tratamiento biológico de lodos activados, el resultado de esta investigación ha sido la remoción del 83% de DQO no biodegradable (Arslan et al., 2004). De igual manera se realizó un tratamiento satisfactorio de sustancias estrógenas en un proceso combinado de ozonación y reactor de lecho móvil después de haberse sometido a un tratamiento convencional de lodos activados (Gunnarsson et al., 2009). Para el tratamiento de un común precursor farmacéutico como es el α-metilfenilglicina se ha utilizado un proceso de foto-fenton adicionado con H2O2 como pre-tratamiento a un reactor de biomasa inmovilizada (IBR) lográndose eliminar hasta el 95% del COT del cual el 33% corresponde al sistema de oxidación avanzada y el 62% al tratamiento biológico. En este mismo sistema combinado también se estudió la remoción de ácido nalidíxico (perteneciente al grupo de los Quinolonas) lográndolo remover totalmente en tan solo 190 minutos (Sirtori et al., 2009).
La degradación de 4-clorofenol a una concentración inicial de 400 mg/l se realizó en un sistema de fotocatálisis heterogénea utilizando TiO2 en suspensión como pre-tratamiento a un sistema biológico anaerobio de lodos activados realizado en matraces Erlenmeyer de 250 ml. Al final del tratamiento combinado se logró una completa mineralización del contaminante (Goel et al., 2010). Una mezcla de cinco pesticidas: metomil, dimetoato, oxamil, cimoxalin y pirimetanil fue mineralizada en un sistema combinado de oxidación avanzada y biológico. Se utilizó un sistema solar de oxidación por fotocatálisis con TiO2 y foto-fenton en reactores parabólicos compuestos para alcanzar la biodegradabilidad de un agua residual en un reactor de biomasa inmovilizada (IBR), aquí se logró una mineralización de más del 90 % de cada pesticida y una completa nitrificación (Oller et al., 2007). Recientemente se ha integrado a nivel laboratorio un MBR y un fotoreactor con TiO2 para degradar carbamazepina (CBZ) en donde la mayor parte de la demanda química de oxigeno (DQO) fue eliminada por el MBR y la oxidación fotocatalitica fue capaz de degradar por completo el CBZ (Laera et al., 2011).
Conclusión
Hoy en día los contaminantes emergentes siguen siendo ignorados y además de no ser monitoreados. Sus efectos adversos en la vida acuática y humana han sido reportados en diversas investigaciones, es por eso que el impacto sobre la salud y medio ambiente ha promovido el estudio de estos contaminantes y sus posibles opciones de remoción con nuevos sistemas de tratamiento de aguas residuales. Diversos tratamientos han sido aplicados para la eliminación de estos contaminantes; como adsorción por carbón activado, procesos de oxidación (ozono y peróxido de hidrógeno), coagulación/flotación, procesos biológicos como lodos activados y filtración por membranas. Los procesos por medio de carbón activado y membranales han demostrado ser los más eficientes para la remoción de contaminantes emergentes. Así también son varias las investigaciones que demuestran el gran potencial de los sistemas avanzados para la remoción de contaminantes emergentes, los cuales son principalmente utilizados como un pre y/o post tratamiento para obtener un agua con mayor biodegradabilidad. Desafortunadamente la mayoría de las plantas tratadoras de aguas no cuentan con estos tipos de sistemas por lo que estos contaminantes emergentes están siendo arrojados al ambiente, es por eso la importancia de implementar diversas tecnologías para lograr un buen tratamiento de estos compuesto y una mejora al medio ambiente.
Referencias
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En este artículo se revisan los efectos en la salud que pueden generar los contaminantes emergentes y de igual manera se discuten las alternativas propuestas para la eliminación de estos compuestos contenidos en aguas residuales.
Efectos de los contaminantes emergentes
Los compuestos emergentes presentan efectos significativos alterando al sistema endocrino y bloqueando o perturbando las funciones hormonales, afectan a la salud de los seres humanos y de especies animales aun cuando se encuentran en tan bajas concentraciones. Para el caso del compuesto bisfenol A el cual es utilizado en la fabricación de resinas epoxicas y plásticos policarbonatos (para empaques de alimentos y agua) ha manifestado efectos estrogénicos en ratas (Dodds et al., 1998) y hormonales que aumentan el riesgo de cáncer de mama en humanos (Krishnan et al., 1993), además se ha reportado que actúa como un antiandrógeno causando efectos secundarios feminizadores en hombres (Sohoni et al., 1998). Los ftalatos o ésteres de ftalato utilizados como plasticidas en plásticos como PVC, han provocado complicaciones en embarazos (IEH, 2005). De igual manera se ha reportado que el diclofenaco afecta a los tejidos de las branquias y de riñones en peces de agua dulce, lo que sugiere un posible riesgo para este tipo de poblaciones (Hoeger et al., 2005). Asimismo pesticidas como Dicloro-difenil-tricloroetano (DDT) ha causado efectos hormonales provocando adelgazamiento en la cascara de huevo de diferentes especies, daños en la función reproductiva en el hombre y cambios de comportamiento en humanos (Colborn et al., 1995). Otro pesticida como el Penconazol es un fungicida que puede afectar la tiroides, próstata y tamaño de testículos (McKinney et al., 1994). También la exposición a compuestos organoclorados como DDT y bifenilos policlorados (PCBs)ha impactado en la reproducción y la función inmune de focas causando disminución de la población (Damstra et al., 2002). Por su lado, antibióticos como penicilina, sulfonamidas y tetraciclinas causan resistencia en patógenos bacterianos (Witte et al., 1998). Aunque estos contaminantes los encontramos en muy bajas concentraciones sus efectos son significativos, por lo que es necesario implementar adecuados diseños de tratamientos de aguas para su eficiente remoción.Remoción de contaminantes emergentes
A lo largo de la historia las plantas de tratamiento de aguas residuales han sido diseñadas para la eliminación de materia orgánica y ciertos tipos de contaminantes, especialmente los que se especifican en las normas oficiales. Sin embargo, el estudio de nuevos contaminantes como los emergentes, los cuales poseen una amplia gama de propiedades químicas, requieren de tratamientos avanzados para una segura incorporación de las aguas residuales al medio ambiente.
Tratamientos fisicoquímicos
Diferentes tratamientos fisicoquímicos como coagulación, flotación y cloración se han utilizado para eliminar contaminantes emergentes en aguas residuales. En un estudio realizado a nivel laboratorio utilizando diversos tratamientos (coagulación/flotación, suavización con cal, ozonación, cloración y adsorción con carbón activado granular (CAG)) se analizó la eliminación de 30 diferentes compuestos farmacéuticos, no se obtuvo una remoción significante (<20%) con los procesos de coagulación/flotación ni suavización con cal, pero si un buen resultado con carbón activado granular y oxidación por ozono y cloración (>90%) (Westerhoff et al., 2005). Estos resultados concuerdan con Adams et al. (2002), donde compuestos farmacéuticos (carbadox, salfadimetoxina, trimetroprim) no fueron removidos utilizando coagulantes como sulfato de aluminio y sulfato férrico. De igual manera en otros estudios, la coagulación resultó ineficiente para la eliminación de diclofenaco, carba, azepina, ibuprofeno y ketoprofeno (Petrovic et al., 2003; Vieno et al., 2006).
Otras investigaciones concuerdan que procesos de adsorción por carbón activado y tratamientos de oxidación son efectivos para remover contaminantes emergentes (Filale et al., 2004; Westerhoff et al., 2005) y esto se debe a las interacciones hidrofóbicas con los compuestos orgánicos polares (Ying et al., 2004), aunque diversas causas reducen el alcance de la separación por carbón activado, como la competencia por sitios activos en la superficie y/o el bloqueo de los poros con otras partículas, sin embargo, resulta ser el adsorbente más eficaz, especialmente para aguas residuales que contienen materia orgánica refractaria y compuestos no biodegradables. Schafer et al. (2003) utilizó CAG y obtuvo la remoción de más del 90 % con varios compuestos emergentes. Otro estudio comparó coagulación y adsorción por carbón activado para eliminar estrógenos donde se afirma que este último proceso resulto el más eficiente logrando una remoción mayor al 90%, incluso mejor que un sistema de nanofiltración por membranas (Bodzek et al., 2006)
Por otro lado los procesos de oxidación por ozono y cloración resultan ser una buena alternativa, sin embargo, al reaccionar con diferentes químicos se pueden generar subproductos de efectos desconocidos. Estos procesos se recomiendan para una baja carga de carbono orgánico disuelto (COD) ya que este parámetro representa una fuerte influencia en el proceso (Huber et al., 2006). Los procesos de oxidación por ozono se caracterizan por el ataque directo de ozono sobre los compuestos e/o indirectamente por la generación de radicales hidroxilo (OH•), los cuales se caracterizan por un gran potencial de oxidación lo que representa una buena alternativa para el tratamiento de contaminantes (Trujillo et al., 2010). Aunque los sólidos suspendidos (SS) incrementan la demanda de ozono, la influencia en general es menor, ya que en un tratamiento dado, una dosis de 5 mg/l es suficiente para altas concentraciones de SS (Huber et al., 2005).
Procesos biológicos
Tratamientos convencionales como sistemas de lodos activados o filtros biológicos percoladores pueden rápidamente convertir diversos compuestos orgánicos en biomasa que posteriormente por medio de clarificadores pueden ser separados. Sin embargo no sucede lo mismo con moléculas como los emergentes. En un agua residual de una planta tratadora en Suiza se encontraron compuestos como diclofenaco, naproxeno y Carbamazepina, con una eficiencia de remoción de un 69, 45 y 7% respectivamente (Tixier et al., 2003). También se realizó la degradación de pesticidas (isoproturon, terbutilazina, mecoprop y metamitrona) a nivel laboratorio, donde se alcanzó casi el 100% de remoción, pero con un largo tiempo de adaptación de los lodos activados. En una planta de tratamiento de aguas residuales convencional esto representa una desventaja ya que la utilización de plaguicidas es realizada durante un corto periodo y cuando el lodo activado recibe una carga de estos contaminantes no se encuentra aclimatado para una remoción satisfactoria (Nitscheke et al., 1999). Un largo período de aclimatación (alrededor de 4 meses) se observó a nivel laboratorio en reactores batch para la eliminación del plaguicida 2,4-D, donde se obtuvo prácticamente una completa eliminación (>99%) (Mangatet al., 1999). En otro estudio se estimó que cerca del 60-65% de compuestos nonilfenolicos, que contenía un efluente de una planta tratadora de agua, no sufrieron transformación y fueron descargados al ambiente, donde 19% representaban derivados caboxilatados, 11% de nonilfenol etoxilado lipofílico (NP1EO) y Nonilfenol dietoxilado (NP2EO), 25% de nonilfenol (NP) y 8% como nonilfenol etoxilado (NPEO) (Ahel et al.,1994).Procesos avanzados
Los tratamientos biológicos se han catalogado como la tecnología más viable en el tratamiento de aguas residuales, sin embargo, solo generan una remoción parcial de contaminantes emergentes los cuales en la mayoría son descargados en los efluentes de las plantas tratadoras. Es por esta razón que hoy en día se busca tecnología más eficiente no solo para el tratamiento de aguas residuales, sino también para agua de consumo. En los últimos años se han estudiado sistemas membranales ya sea biológicos (MBRs) o no biológicos (osmosis inversa, ultrafiltración y nanofiltración) y procesos de oxidación avanzada (POA), estos sistemas son considerados como los más apropiados para remover concentraciones traza de contaminantes emergentes.
Los reactores biológicos de membrana (MBR) son considerados como una mejora al tratamiento microbiológico de aguas residuales, sin embargo debido a cuestiones económicas es limitada su aplicación como en plantas tratadoras de aguas industriales o municipales. Estos sistemas presentan considerables ventajas a los tratamientos biológicos convencionales debido a que se genera una baja carga de lodo en términos de DBO, lo que hace que las bacterias se vean obligadas a mineralizar los compuestos orgánicos de poca biodegradabilidad, además el largo tiempo de vida del lodo da a las bacterias tiempo suficiente para adaptarse al tratamiento de sustancias resistentes (Cote et al., 1997). En un estudio se logró remover más del 90% de nonifenol y bisfenol utilizando tres unidades de MBRs y una unidad externa de ultrafiltración seguida de una absorción por medio de carbón activado granular (CAG), este sistema fue implementado para un agua residual proveniente de una planta de lixiviados de residuos vegetales (Wintgens et al., 2002), en este mismo trabajo también se sugirió como alternativa, un módulo de membrana de nanofiltración seguido del tratamiento de MBRs donde se logró la retención del 70% de estos compuestos emergentes.Por otro lado se han utilizado procesos de oxidación avanzados (POA) como ozono con peróxido de hidrogeno (O3/H2O2) para tratar ibuprofeno y diclofenaco, aquí se logó la eliminación de las del 90% de estos compuestos (Zwiener et al., 2000). También carbamazepina fue eliminada por completo por un sistema solar combinado de fotocatálisis con TiO2/H2O2 y O3 (Andreozzi et al., 2002). De igual manera se ha utilizado O3 con UV para tratar fragancias, metabolitos reguladores líquidos, bloqueadores y estrógenos (Ternes et al., 2003). Usando un reactor a nivel laboratorio se evaluó la eficiencia de un tratamiento con ozono en la degradación de metabolitos NPEO donde el ácido acético nonilfenol (NPE1C) fue completamente mineralizado, NP en un 80% y en un 50% el NP1EO en tan solo 6 minutos de tratamiento en todos los casos (Ike et al., 2003).
Tratamientos combinados
Los procesos avanzados se postulan como buena opción para el tratamiento de contaminantes emergentes sin embargo la desventaja se presenta en cuanto a un alto costo comparado con los procesos biológicos, sin embargo, el uso de un proceso avanzado utilizándolo como pre-tratamiento o post-tratamiento puede mejorar la biodegradabilidad de aguas residuales o lograr una casi completa remoción respectivamente. Se han reportado diversas investigaciones que contemplan la combinación de procesos de oxidación con biológicos, resaltando su gran potencial ante el problema del tratamiento de aguas contaminadas difíciles o imposibles de remover por procesos convencionales fisicoquímicos/biológicos y con el prometedor objetivo de reutilizar esa agua y contribuir con el cuidado medioambiental (Gogate y Pandit, 2004; Mantzavinos y Psillakis, 2004).
Para el tratamiento de penicilina se ha implementado ozonación y perozonación (O3/H2O2) a diferentes concentraciones antes de someter un efluente a un tratamiento biológico de lodos activados, el resultado de esta investigación ha sido la remoción del 83% de DQO no biodegradable (Arslan et al., 2004). De igual manera se realizó un tratamiento satisfactorio de sustancias estrógenas en un proceso combinado de ozonación y reactor de lecho móvil después de haberse sometido a un tratamiento convencional de lodos activados (Gunnarsson et al., 2009). Para el tratamiento de un común precursor farmacéutico como es el α-metilfenilglicina se ha utilizado un proceso de foto-fenton adicionado con H2O2 como pre-tratamiento a un reactor de biomasa inmovilizada (IBR) lográndose eliminar hasta el 95% del COT del cual el 33% corresponde al sistema de oxidación avanzada y el 62% al tratamiento biológico. En este mismo sistema combinado también se estudió la remoción de ácido nalidíxico (perteneciente al grupo de los Quinolonas) lográndolo remover totalmente en tan solo 190 minutos (Sirtori et al., 2009).
La degradación de 4-clorofenol a una concentración inicial de 400 mg/l se realizó en un sistema de fotocatálisis heterogénea utilizando TiO2 en suspensión como pre-tratamiento a un sistema biológico anaerobio de lodos activados realizado en matraces Erlenmeyer de 250 ml. Al final del tratamiento combinado se logró una completa mineralización del contaminante (Goel et al., 2010). Una mezcla de cinco pesticidas: metomil, dimetoato, oxamil, cimoxalin y pirimetanil fue mineralizada en un sistema combinado de oxidación avanzada y biológico. Se utilizó un sistema solar de oxidación por fotocatálisis con TiO2 y foto-fenton en reactores parabólicos compuestos para alcanzar la biodegradabilidad de un agua residual en un reactor de biomasa inmovilizada (IBR), aquí se logró una mineralización de más del 90 % de cada pesticida y una completa nitrificación (Oller et al., 2007). Recientemente se ha integrado a nivel laboratorio un MBR y un fotoreactor con TiO2 para degradar carbamazepina (CBZ) en donde la mayor parte de la demanda química de oxigeno (DQO) fue eliminada por el MBR y la oxidación fotocatalitica fue capaz de degradar por completo el CBZ (Laera et al., 2011).
Conclusión
Hoy en día los contaminantes emergentes siguen siendo ignorados y además de no ser monitoreados. Sus efectos adversos en la vida acuática y humana han sido reportados en diversas investigaciones, es por eso que el impacto sobre la salud y medio ambiente ha promovido el estudio de estos contaminantes y sus posibles opciones de remoción con nuevos sistemas de tratamiento de aguas residuales. Diversos tratamientos han sido aplicados para la eliminación de estos contaminantes; como adsorción por carbón activado, procesos de oxidación (ozono y peróxido de hidrógeno), coagulación/flotación, procesos biológicos como lodos activados y filtración por membranas. Los procesos por medio de carbón activado y membranales han demostrado ser los más eficientes para la remoción de contaminantes emergentes. Así también son varias las investigaciones que demuestran el gran potencial de los sistemas avanzados para la remoción de contaminantes emergentes, los cuales son principalmente utilizados como un pre y/o post tratamiento para obtener un agua con mayor biodegradabilidad. Desafortunadamente la mayoría de las plantas tratadoras de aguas no cuentan con estos tipos de sistemas por lo que estos contaminantes emergentes están siendo arrojados al ambiente, es por eso la importancia de implementar diversas tecnologías para lograr un buen tratamiento de estos compuesto y una mejora al medio ambiente.
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Autores: García-Gómez C.1*, Gortáres-Moroyoqui P.1 y Drogui P.2
1 Instituto Tecnológico de Sonora, 5 de Febrero 818 Sur, Colonia Centro, Cd. Obregón, Sonora, C.P. 85000, México.
2 Institut National de la Recherche Scientifique (INRS-Eau Terre et Environnement), Université du Québec, 490 Rue de la Couronne, Québec, QC, G1K 9A9, Canada.
1 Instituto Tecnológico de Sonora, 5 de Febrero 818 Sur, Colonia Centro, Cd. Obregón, Sonora, C.P. 85000, México.
2 Institut National de la Recherche Scientifique (INRS-Eau Terre et Environnement), Université du Québec, 490 Rue de la Couronne, Québec, QC, G1K 9A9, Canada.
Fuente: Revista QuímicaViva
Wastewater Treatment, Water Reuse and VOC / Odor Control
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Fuente: TricelEU
Tratamiento de Desechos Líquidos por Rodrigo Herrera Vegas
para lanacion.com
A través de mi amigo, José Antonio David, licenciado en Ecología, conocí el otro día a Pablo Puyal, un ingeniero industrial argentino recibido en el ITBA que está desarrollando en el país una tecnología destinada al tratamiento de efluentes, que ganó el premio al proyecto más sustentable y con mayor impacto social de Argentina otorgado el año pasado por la ONG holandesa BID Network . De esta forma, competirá a fines de mayo con el resto de los proyectos ganadores de los demás países integrantes de esta organización.
El sistema de Pantanos Secos Artificiales (PSA) es una tecnología que emula los procesos físicos, químicos y biológicos tal como se desarrollan en los ecosistemas naturales. Su simpleza y fácil construcción son asombrosas.
Puyal vivió entre el 2005 y 2008 en Pamplona, España, trabajando en una ingeniería española especializada en el tratamiento de efluentes. Durante su trabajo en ese país recibió un manual de la EPA (Environmental Protection Agency), la Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos describiendo este sistema y se quedó fascinado con su potencial, especialmente para países en desarrollo. De forma anecdótica, su jefe en aquel entonces le dijo que no perdiera el tiempo con dicha tecnología.
Puyal vivió entre el 2005 y 2008 en Pamplona, España, trabajando en una ingeniería española especializada en el tratamiento de efluentes. Durante su trabajo en ese país recibió un manual de la EPA (Environmental Protection Agency), la Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos describiendo este sistema y se quedó fascinado con su potencial, especialmente para países en desarrollo. De forma anecdótica, su jefe en aquel entonces le dijo que no perdiera el tiempo con dicha tecnología.
A fines del 2007, decidió volver a la Argentina convencido de querer realizar aquí una diferencia positiva en el tema medioambiental y específicamente en el tratamiento de efluentes con tecnologías compatibles con nuestros limitados recursos. Habiendo ya renunciado a su trabajo, viajó a Estados Unidos invitado por una empresa norteamericana especialista en el manejo de efluentes para evaluar distintas tecnologías. Durante ese viaje, conoció al Dr. Ronald Lavigne CEO de New England Waste Systems quien lo llevó a visitar cinco pantanos secos cerca de Nueva York y acordaron trabajar juntos en Argentina. Puyal volvió en abril 2008 a nuestro país y desarrolló el primer PSA del país con una superficie de 800m² para una conocida empresa distribuidora de productos lácteos.
El próximo 29 de marzo, empieza la construcción del segundo sistema de PSA con una superficie de 8000m² en la Provincia de Buenos Aires para tratamiento de efluentes de una empresa del sector alimenticio con un caudal de 300 metros cúbicos diarios.
Esta tecnología de tratamiento de efluentes no perjudica el medioambiente y como prueba de ello, cabe destacar que ha sido utilizada en la isla de Santa Cruz, Galápagos, patrimonio natural de la humanidad. A su vez, puede utilizarse para proyectos a gran escala, como el de Puerto Azul en Guayaquil, Ecuador para tratar los efluentes de 150.000 habitantes.
El próximo 29 de marzo, empieza la construcción del segundo sistema de PSA con una superficie de 8000m² en la Provincia de Buenos Aires para tratamiento de efluentes de una empresa del sector alimenticio con un caudal de 300 metros cúbicos diarios.
Esta tecnología de tratamiento de efluentes no perjudica el medioambiente y como prueba de ello, cabe destacar que ha sido utilizada en la isla de Santa Cruz, Galápagos, patrimonio natural de la humanidad. A su vez, puede utilizarse para proyectos a gran escala, como el de Puerto Azul en Guayaquil, Ecuador para tratar los efluentes de 150.000 habitantes.
Aplicaciones de los PSA
Los PSA permiten el tratamiento de una gran variedad de efluentes incluyendo:
♦ Cloacales (grandes o pequeñas ciudades, barrios cerrados,etc.)
♦ Industriales (lácteas, tambos, frigoríficos, destilerías, azucareras, etc.)
♦ Minas de oro y cobre (ej, eliminación de cianuro en minas de oro)
♦ Rellenos sanitarios (lixiviados)
♦ Industria petrolera (agua de perforación)
Funcionamiento de un PSA
Un PSA es un proceso continuo que funciona gracias a distintas etapas de purificación emulando procesos naturales.
El agua contaminada, que a menudo termina sin tratamiento adecuado en nuestros ríos y otras superficies acuáticas, es desviada a la primer etapa llamada "separación de sólidos". Esta se realiza en un decantador de hormigón sin elementos mecánicos.
En este decantador se retiene el 65 por ciento de los sólidos. El 35 por ciento restante de sólidos no afecta sistema de PSA. El agua que sale del decantador se dirige a través de la fuerza de gravedad al primer lecho llamado 'lecho lijado' y de ahí al segundo llamado "lecho pulido".
En el lecho lijado se realiza la mayor parte de la depuración y en el lecho pulido se hace el ajuste final para que el efluente salga en condiciones. En el caso de líquido de rellenos sanitarios (lixiviados), se realizan múltiples etapas de cada tipo de lecho. A la salida del último lecho pulido, se obtiene agua que cumple con las normas de las Naciones Unidas para agua de natación. No es considerada potable para beber dado que todavía contiene algunas bacterias, pero se puede mejorar aún la calidad a través de esterilización de rayos ultravioletas.
Los PSA permiten el tratamiento de una gran variedad de efluentes incluyendo:
♦ Cloacales (grandes o pequeñas ciudades, barrios cerrados,etc.)
♦ Industriales (lácteas, tambos, frigoríficos, destilerías, azucareras, etc.)
♦ Minas de oro y cobre (ej, eliminación de cianuro en minas de oro)
♦ Rellenos sanitarios (lixiviados)
♦ Industria petrolera (agua de perforación)
Funcionamiento de un PSA
Un PSA es un proceso continuo que funciona gracias a distintas etapas de purificación emulando procesos naturales.
El agua contaminada, que a menudo termina sin tratamiento adecuado en nuestros ríos y otras superficies acuáticas, es desviada a la primer etapa llamada "separación de sólidos". Esta se realiza en un decantador de hormigón sin elementos mecánicos.
En este decantador se retiene el 65 por ciento de los sólidos. El 35 por ciento restante de sólidos no afecta sistema de PSA. El agua que sale del decantador se dirige a través de la fuerza de gravedad al primer lecho llamado 'lecho lijado' y de ahí al segundo llamado "lecho pulido".
En el lecho lijado se realiza la mayor parte de la depuración y en el lecho pulido se hace el ajuste final para que el efluente salga en condiciones. En el caso de líquido de rellenos sanitarios (lixiviados), se realizan múltiples etapas de cada tipo de lecho. A la salida del último lecho pulido, se obtiene agua que cumple con las normas de las Naciones Unidas para agua de natación. No es considerada potable para beber dado que todavía contiene algunas bacterias, pero se puede mejorar aún la calidad a través de esterilización de rayos ultravioletas.
Los lechos están formados por una capa de arena por debajo de la cual están las tuberías de infiltración de agua. En la superficie se colocan plantas que crecen por hidroponía. Los lechos están inundados pero unos 5cm por debajo de la superficie de la arena. No hay agua superficial, de donde surje su nombre de pantano seco. Los efluentes contienen las bacterias que van a realizar la depuración transformando la contaminación en CO2 y agua.
Para realizar este proceso necesitan de oxígeno que es aportado al sistema por las plantas. Estas últimas tienen la capacidad de absorber metales pesados, nitrógeno, y fósforo para su propio desarrollo. Este es solo un ejemplo de la variedad de procesos físico-químicos que ocurren dentro de este pequeño ecosistema. El sistema se dimensiona según el caudal, tipo y concentración de carga contaminante del efluente y es fácilmente ampliable (modular) a la hora de necesitar una expansión. Se puede bajar este PDF para ver detalles técnicos completos.
Ventajas de los PSA
♦ No requiere uso de electricidad
♦ Solo se utiliza gravedad y energía solar
♦ No emana ningún tipo de olores
♦ No es una fuente de proliferación de mosquitos dado que no hay agua superficial
♦ Es de facil construcción y no requiere mano de obra especialmente calificada
♦ Mínimo costo de mantenimiento
♦ No se generan bio-sólidos, todo se trata in-situ
En nuestro país, se nos ocurren rápidamente numerosas ideas mediante las cuales podríamos beneficiarnos de esta tecnología. La primera que me viene a la mente es la minería, que tanto daño está causando. Estar en contra de la minería es una postura fácil, sobre todo cuando utilizamos a diario todos los beneficios que esta nos brinda. Seguir extrayendo nuevos recursos del suelo y no reciclar lo que tenemos no es sustentable pero hacerlo sin contaminar sin duda es un paso en la dirección correcta.
Para realizar este proceso necesitan de oxígeno que es aportado al sistema por las plantas. Estas últimas tienen la capacidad de absorber metales pesados, nitrógeno, y fósforo para su propio desarrollo. Este es solo un ejemplo de la variedad de procesos físico-químicos que ocurren dentro de este pequeño ecosistema. El sistema se dimensiona según el caudal, tipo y concentración de carga contaminante del efluente y es fácilmente ampliable (modular) a la hora de necesitar una expansión. Se puede bajar este PDF para ver detalles técnicos completos.
Ventajas de los PSA
♦ No requiere uso de electricidad
♦ Solo se utiliza gravedad y energía solar
♦ No emana ningún tipo de olores
♦ No es una fuente de proliferación de mosquitos dado que no hay agua superficial
♦ Es de facil construcción y no requiere mano de obra especialmente calificada
♦ Mínimo costo de mantenimiento
♦ No se generan bio-sólidos, todo se trata in-situ
En nuestro país, se nos ocurren rápidamente numerosas ideas mediante las cuales podríamos beneficiarnos de esta tecnología. La primera que me viene a la mente es la minería, que tanto daño está causando. Estar en contra de la minería es una postura fácil, sobre todo cuando utilizamos a diario todos los beneficios que esta nos brinda. Seguir extrayendo nuevos recursos del suelo y no reciclar lo que tenemos no es sustentable pero hacerlo sin contaminar sin duda es un paso en la dirección correcta.
Rodrigo Herrera Vegas es co-fundador de sustentator.org
Fuente: La Nación
Handbook of Water and Wastewater Treatment Plant Operations
by Frank R. Spellman
A pedido de Ingeniero.
Contents
PART I Water and Wastewater Operations: An Overview
Chapter 1
Problems Facing Water and Wastewater Treatment Operations
Chapter 2
Water and Wastewater Operators and Their Roles
Chapter 3
Water and Wastewater References, Models, and Terminology
PART II Water/Wastewater Operations: Math and Technical Aspects
Chapter 4
Water and Wastewater Math Operations
Chapter 5
Water Hydraulics
Chapter 6
Fundamentals of Electricity
Chapter 7
Hydraulic Machines: Pumps
Chapter 8
Water and Wastewater Conveyance
Chapter 9
Flow Measurement
Chapter 10
Basic Water Chemistry
Chapter 11
Water Microbiology
Chapter 12
Water Ecology
Chapter 13
Water Quality
Chapter 14
Biomonitoring, Monitoring, Sampling, and Testing
Part IV Water and Water Treatment
Chapter 15
Potable Water Sources
Chapter 16
Watershed Protection
Chapter 17
Water Treatment Operations and Unit Processes
Chapter 18
Wastewater Treatment
Appendix A Answers to Chapter Review Questions and Problems
Appendix B Formulae
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