| dc.description | SSe propone un tratamiento biológico integral para dar solución al efecto de vertidos
salinos de alta carga orgánica, amoniacal y sulfatada, provenientes de los
procesos industriales pesqueros. Este sistema incluye un proceso conocido como
desnitrificación anóxica, donde la materia nitrogenada, NO 3 o NO2 , es reducida
biológicamente a nitrógeno gaseoso (N 2 ), un gas inocuo.
Se abordó el problema en tres etapas. En la primera, se estudió la cinética de
consumo de nitrato y nitrito (desnitratación y desnitritación) en vertidos salinos de
alta carga; la interacción entre sustratos; los efectos inhibitorios por parte del
amonio y el sulfuro; el efecto de la relación sustrato - biomasa; la estequiometría
del proceso y la selectividad frente a fuentes de electrones orgánicas e
inorgánicas. Para ello, se adaptó un lodo proveniente de un proceso anaerobio y
se realizaron ensayos en discontinuo de un medio sintético con 24 g NaCl/L, a
37°C y pH 7.5. Los datos experimentales de consumo de nitrato y/o nitrito en el
tiempo fueron ajustados a la solución numérica de las distintas expresiones
cinéticas propuestas. Se determinaron los distintos parámetros cinéticos
considerados: la velocidad de crecimiento máxima de la comunidad desnitrificante,
/4m las velocidades de consumo máximo de nitrato y nitrito, kNo3 y kNQ2; las
constantes de afinidad para nitrato y nitrito, KsNO3 y KSNO2; las constantes de
inhibición por nitrito, amonio y sulfuro, K,-NO2 , KJNH3 y KJH2S; l a función de inhibición
cruzada del nitrito sobre la desnitratación, f/(S )2); y la del nitrato sobre la
desnitritación, f2(SNQ3). Adicionalmente, como innovación a la cinética
desnitrificante, se propuso una expresión que da cuenta del efecto de la relación
sustrato - biomasa (Sa) sobre el rendimiento celular (YNO3), determinándose los
parámetros involucrados en este fenómeno: la velocidad máxima de consumo de
desecho (rv03m ) y la constante sustrato - biomasa (K).
En una segunda etapa, se estudió el proceso de desnitrificación de un vertido
pesquero sintético en un sistema continuo. Se habilitaron tres reactores tipo filtro
(reactores A, B y C) de 2.37 1 de volumen útil, operados a 37°C y pH 7.5. Los reactores A, B y C tuvieron concentraciones de biomasa (X) de 9, 14.4 y 3.5 g
SSV/L y fueron alimentados a velocidades de carga nitrogenada (V(W) de hasta
36, 44 y 39 Kg N-NO31m3 d, respectivamente. En estos ensayos fueron ajustados
los valores del rendimiento de crecimiento celular (YNO3g ) y el coeficiente de
mantención (ms). Además, se validaron los valores de los parámetros obtenidos en
la etapa anterior.
En la tercera etapa, se plantearon balances de masa del proceso en régimen
discontinuo y continuo, con los cuales se modeló el proceso biológico a partir de
los resultados obtenidos en la primera y segunda etapa, estableciendo de este
modo, criterios de operación y diseño del sistema para distintas condiciones
presentes en el tratamiento de un vertido real.
En los ensayos discontinuos se determinó que las expresiones cinéticas para las
etapas de desnitratación y desnitritación respondían a los modelos de Monod y
Haldane, respectivamente. Para la desnitratación, k 23 = 1.27 mg N-NO31g SSVh y
K.sNO3 = 0.47 mg N-NO3/L. Para la desnitritación, kNO2 = 1.38 mg N-NO21g SSVh,
K3NO2 = 0.36 mg N-NO2/1- y K,NO2 = 906 mg N-NO2/L. En cuanto a la inhibición por
amonio y sulfuro, la cinética que representó ambos efectos fue la no - competitiva,
con K1113 = 233 mg N-NH3IL y K1112 = 17.8 mg S-H2S/L, respectivamente.
Por otro lado, mediante la función de Levenspiel se logró representar las funciones
Jj(S 2) ' .f2(SNO3), cuyos parámetros fueron /J = 1.578 y SN0)2A1 = 1149.4 mg NNO21L,
para la desnitratación y /32 = 1.005 y SN()3.f = 37.4 mg N-NO3/L para la
desnitritación. Se estableció que estos valores determinan la preferencia por el
consumo de nitrato sobre nitrito.
Referente a la estequiometría del proceso heterotrófico, se determinó que el valor
mínimo de la razón CIN para una completa desnitrificación fue de 1.27 g TOCI g
N-NO3 (DQO/N = 3.4 g DQOIg N-NO3). Además, no hubo desnitrificación
autotrófica con el uso de amonio o el sulfuro como donadores de electrones.
Con relación al efecto de la razón SNW/X, mediante experimentos discontinuos se
determinó que Arv03m = 4.38 g N-NO31g SSVh y K = 14.8 g N-NO31g SSV. En cambio, los resultados en continuo determinaron que YVO3g =0.558 y mx = 0.0024
g N-NO31g SSVh. Adicionalmente, el valor de ji,,, determinado fue de 0.035 h1.
En cuanto a los experimentos en continuo, la estructura formada por las bacterias
sobre el soporte sólido fue inestable y poco condensada, por lo que la resistencia
a la transferencia de masa fue despreciable. Se confirmó lo anterior mediante
microfotografías de la biomasa adherida y el cálculo del factor de efectividad de
transferencia de masa en cada caso. El comportamiento hidráulico de los
reactores fue similar a un reactor de mezcla completa, observándose que en los
tres casos, la variación de la eficiencia de remoción de nitrógeno (Ea) en función a
la carga específica (V('N/X) se ajustó a una curva descendente común. El modelo
planteado marcó la misma tendencia que los datos experimentales, con un grado
de dispersión promedio inferior a 15%. Como límite de operación para una J
superior a 95% se estableció una VCN de 1.36 Kg N/Kg SSVd.
La simulación del proceso en régimen discontinuo y continuo, variando la razón
nitrito - nitrato (SNO21SNO3) en la alimentación desde O a c, permitió establecer la
conveniencia de alimentar el sistema sólo con nitrito, ya que es posible aumentar
el límite de VCN hasta aproximadamente 2 Kg N/Kg SSVd.
Se analizaron las perspectivas del uso del sistema de pre - desnitrificación,
estableciéndose que si los proceso anaeróbico y nitrificante mantienen una
relación entre sus respectivas eficiencias de 0.85, éstas son muy buenas en la
aplicación para el tratamiento del tratamiento de vertidos pesqueros de alta carga. | |
