ES2370940T3 - Procedimiento para la eliminación de la contaminación de c y n utilizando bacterias heterótrofas oxidantes de amoniaco. - Google Patents
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Abstract
Procedimiento para eliminar un contaminante de carbono y nitrógeno de las aguas residuales usando la bacteria heterótrofa de oxidación de amoniaco (HAOB), que comprende las siguientes etapas: (A) Cultivo de lodo activado con HAOB: siembra de tierras naturales que contienen HAOB en un sustrato que contiene carbono y nitrógeno orgánico y/o nitrógeno de amoniaco inorgánico, y aeración en un reactor mientras se mantiene el pH dentro del intervalo de 6,5 a 8.5, en el que si el sustrato contiene nitrógeno de amoniaco, se suministra una fuente de carbono orgánico en lotes; detención de la aeración cuando la concentración de nitrógeno de amoniaco está por debajo de 3 mg/l y la acumulación de NO2--N alcance una cantidad máxima, manteniendo un entorno anóxico, y añadiendo una fuente de carbono orgánico para permitir que la desnitrificación tenga lugar hasta que el total de las concentraciones de NO2--N y NO3--N sea menor de 1 mg/l; y (B) Eliminación de carbono y nitrógeno de las aguas residuales; siembra del lodo activado producido a partir de la etapa (A) en un reactor de tratamiento biológico que contiene aguas residuales que comprenden carbono y nitrógeno orgánico y/o nitrógeno de amoniaco inorgánico, y aeración para permitir que la oxidación del amoniaco tenga lugar, en el que si las aguas residuales no contienen carbono orgánico, al reactor se le añade una fuente de carbono orgánico adicional; y detención de la aeración cuando se ha acumulado nitrito, manteniendo una condición anóxica, y adición de una fuente de carbono orgánico para permitir que la desnitrificación tenga lugar hasta que el nitrito no esté presente, en el que las HAOB son bacterias heterótrofas que son capaces de realizar la amonificación, la oxidación del amoniaco y la desnitrificación (reducción de nitrito y nitrato), y que tienen las siguientes características: capacidad para crecer en una placa PM y dar un resultado positivo cuando el reactivo de Griess-Ilosvay se aplica directamente; capacidad para oxidar directamente amoniaco para dar N2, NO2- o NO3- en condiciones aeróbicas en presencia de una fuente de carbono orgánico; y capacidad para eliminar nitrógeno a través de la desnitrificación con NO2- y NO3- como receptores de electrones y BOD como donante de electrones en condiciones aeróbicas o anaeróbicas.
Description
Procedimiento para la eliminación de la
contaminación de C y N utilizando bacterias heterótrofas oxidantes
de amoniaco.
La presente invención se refiere a un
procedimiento de tratamiento de aguas residuales, en particular, un
procedimiento biológico para eliminar los contaminantes de carbono y
nitrógeno de las aguas residuales.
Las sustancias contaminantes y nutritivas de
consumo de oxígeno presentes en el agua, tales como carbono (C),
nitrógeno (N) y fósforo (P) orgánicos, son los principales
contaminantes que causan el deterioro de la calidad natural del
agua. El método más ampliamente usado para la eliminación de carbono
orgánico (COD o DBO) es el proceso de lodo activado, es decir, un
proceso de tratamiento biológico de aguas residuales secundario, que
se inventó entre 1898 y 1914. La eficacia de la eliminación del
carbono orgánico alcanza el 90-95%. En este proceso
de tratamiento biológico, las sustancias orgánicas se oxidan y se
descomponen por heterótrofos. Parte del carbono, nitrógeno, fósforo
y azufre se asimila a las células bacterianas y se vierte en forma
de exceso de lodo; el carbono orgánico restante se oxida para dar
CO_{2} por disimilación y después se elimina. La energía producida
en el proceso es necesaria por el crecimiento y el metabolismo de
los heterótrofos. El resto de las sustancias inorgánicas, tales como
nitrógeno, fósforo y azufre se vierten junto con el agua en forma de
NH_{3}, NO_{2}^{-}, NO_{3}^{-}, PO_{4}^{3-},
SO_{4}^{2-}, etc.
Los procedimientos biológicos convencionales
destinados a eliminar el carbono orgánico (COD) son insuficientes
para la eliminación de amoniaco. La proporción de carbono, nitrógeno
y fósforo en el efluente del proceso de tratamiento secundario
tradicional es aproximadamente C (BOD): N:P = 10:20:1. Por lo tanto,
el proceso es capaz de eliminar el 90% del BOD, pero sólo
aproximadamente el 20%-30% del nitrógeno. El nitrógeno soluble al
70%-80% restante en el agua residual es uno de los factores
causantes de la eutrofización.
Habitualmente se ha reconocido que los peligros
del amoniaco en el ecosistema del agua son sólo secundarios al
carbono orgánico. Y a pesar de que se han construido grandes
instalaciones de tratamiento de aguas residuales municipales y
funcionan para eliminar el carbono orgánico, la contaminación de
amoniaco aún causa un problema.
Se ha demostrado que el procedimiento biológico
es eficaz para la eliminación del carbono orgánico, pero aún ha de
investigarse cómo eliminar el nitrógeno a gran escala de forma
eficaz y económica.
Las tecnologías de tratamiento de aguas
residuales convencionales para la eliminación de carbono y nitrógeno
orgánico se basan en la teoría microbiológica y principios
tecnológicos que combinan tres procesos: degradación del carbono
orgánico y la "amonificación" de nitrógeno orgánico por
heterótrofos, "nitrificación" de amoniaco y nitrito realizada
por autótrofos, y "desnitrificación" por heterótrofos
anaerobios (facultativos). Los tres procesos anteriores pueden
demostrarse como se indica a continuación:
Algunas de las características principales de
las tres etapas se enumeran como se indica a continuación:
\ding{192} La amonificación se facilita por el
crecimiento de heterótrofos de diversos géneros en los que el
nitrógeno orgánico se convierte en nitrógeno inorgánico, es decir,
amoniaco;
\ding{193} La nitrificación se facilita por el
crecimiento de autótrofos aerobios obligados de diversos géneros en
los que el amoniaco se oxida para dar nitrito y el nitrito se oxida
adicionalmente para dar nitrato; los Nitrosomonas y los Nitrobacter
son típicos de estas especies quimiolitotróficas que realizan los
dos procesos de oxidación, respectivamente.
\ding{194} La desnitrificación se facilita por
el crecimiento de heterótrofos de diversos géneros en los que el
nitrato se reduce para dar gas nitrógeno.
Por lo tanto, desde el punto microbiológico, el
mecanismo de eliminación del nitrógeno y el carbono sigue un modelo
como utilización de bacterias heterótrofas \rightarrow utilización
de bacterias autótrofas \rightarrow utilización de bacterias
heterótrofas.
Desde una perspectiva de eliminación de
nitrógeno, el sistema de lodo activado convencional en el que la
eliminación de sustancias orgánicas y la amonificación tienen lugar
en el mismo reactor, pueden considerarse como un proceso de
nitrificación de una sola etapa. De acuerdo con el modelo anterior,
la nitrificación se facilita por el crecimiento de autótrofos, y la
desnitrificación se facilita por el crecimiento de heterótrofos. En
este proceso de nitrificación de una sola etapa, la velocidad de
crecimiento y la velocidad de utilización de oxígeno y nutrientes de
los heterótrofos implicados en la oxidación de carbono orgánico son
mayores que las de los autótrofos de nitrificación, por lo tanto,
los heterótrofos predominan sobre los autótrofos, lo que conduce
finalmente a una nitrificación de baja eficiencia.
El fenómeno de la nitrificación de baja eficacia
a menudo se observa en el proceso de tratamiento secundario, que al
parecer refuerza el hecho de que las bacterias nitrificantes son de
hecho autótrofas en la naturaleza. Los investigadores, sin duda,
creen que las sustancias orgánicas inhiben el crecimiento y la
actividad fisiológica de las bacterias autótrofas oxidantes de
amoniaco en el sistema de tratamiento de aguas residuales destinadas
a la eliminación de contaminantes de C y N.
De acuerdo con esta teoría, se producen procesos
de tratamiento de lodo activado de dos fases o multifase con el fin
de eliminar los efectos adversos de las sustancias orgánicas de la
nitrificación separando el proceso de eliminación orgánico y la
nitrificación (y la desnitrificación) en dos (o tres) reactores
separados. Sin embargo, el proceso de tratamiento de lodo activado
multifase no ha conseguido una amplia aplicación debido a su alta
inversión y coste de funcionamiento.
Por tanto, es comprensible que ante el avance de
la teoría, los ingenieros y diseñadores han concebido una serie de
tecnologías de lodo activado de una sola etapa mejoradas para
eliminar el nitrógeno. Estos procesos combinan la zona de
nitrificación aeróbica y la zona de desnitrificación anóxica en un
solo sistema, tal como PHOREDOX (A/O), A^{2}/O, UCT (o MUCT) y VIP
etc. Sin embargo, las operaciones de estos sistemas siguen siendo
complicadas a pesar de que han mejorado la eliminación de carbono y
nitrógeno.
La eficacia de eliminación de carbono y
nitrógeno orgánico se ve limitada a la raíz por las características
biológicas de las bacterias durante la nitrificación. Dado que la
operación de las plantas de tratamiento de aguas residuales está
bajo la dirección de la teoría del metabolismo de la nitrificación
autotrófica, existen mayores inconvenientes en la aplicación de
estos métodos convencionales: \ding{192} Lenta velocidad del
crecimiento celular, baja producción de lodo y escasa capacidad de
sedimentación del lodo de las bacterias nitrificantes que hacen
difícil de mantener una alta concentración de biomasa de las
bacterias nitrificantes; \ding{193} Muchos sistemas de lodos
activados carecen de nitrificación eficaz, especialmente durante el
invierno cuando la temperatura cae por debajo de 15ºC, lo que da
como resultado un largo tiempo de retención hidráulico (HRT) y bajo
nivel de carga orgánica en el sistema; \ding{194} Parte del
efluente y el lodo tiene que ser devueltos al tanque para lograr una
mayor concentración de biomasa y una eliminación del nitrógeno más
eficaz; \ding{195} La adición de alcalinos para mantener el nivel
de pH conduce a mayores costes de funcionamiento; \ding{196} Los
procesos convencionales de nitrificación tienden a tener resultados
extremos: no se produce la oxidación de amoniaco en absoluto, ni la
oxidación completa para dar nitrato; \ding{197} Los métodos
convencionales son a menudo inadecuados para aguas enriquecidas con
nitrógeno con un contenido de nitrógeno superior a 200 mg/l.
En todos, el procedimiento de
nitrificación-desnitrificación tradicional es
inadecuado para prevenir la contaminación por nitrógeno del medio
ambiente.
Sin embargo, se han realizado extensos e
intensivos estudios sobre la eliminación biológica de N en muchos
países desarrollados, y conducen a un gran avance en tanto la teoría
como la tecnología que conduce a la invención de una amplia gama de
técnicas de eliminación de nitrógeno innovadoras con SHARON® como
representante, y en cierta medida ha mejorado la eficiencia de
eliminación de nitrógeno y ha reducido los costes de funcionamiento
del tratamiento de aguas residuales.
Se toma el SHARON® (Single Reactor High Activity
Ammonia Removal Over Nitrite) que también se considera una técnica
de nitrificación y desnitrificación abreviada (Patente Europea EP 0
826 639 A, Publicación de Solicitud de Patente China Nº CN1310692A)
como ejemplo:
Los procedimientos de nitrificación
convencionales oxidan completamente amoniaco para dar nitrata en
lugar de nitrito (NH_{4}^{-} \rightarrow NO_{2}^{-}
\rightarrow NO_{3}^{-}, denominado "nitrificación
completa") con el fin de eliminar tanto el potencial de consumo
de oxígeno del nitrógeno como evitar que el nitrito inhiba el
crecimiento bacteriano. Sin embargo, el proceso de nitrificación
completa no es necesario en la eliminación del nitrógeno de las
aguas residuales, y el proceso de oxidación de amoniaco para dar
nitrito (NH_{4}^{-} \rightarrow NO_{2}^{-}) puede
conseguir igualmente resultados prometedores. Es posible eliminar la
conversión de NO_{2}^{-} en NO_{3}^{-} durante la
nitrificación y NO_{3}^{-} en NO_{2}^{-} durante la
desnitrificación en la eliminación biológica del nitrógeno. El
proceso de control de la oxidación de amoniaco en la fase de nitrito
se denomina Nitrificación Abreviada. En 1997 la Universidad Técnica
de Delft desarrollo la Nitrificación y la Desnitrificación Abreviada
que resolvió las dificultades del tratamiento de efluentes
digestores de lodo que contienen en cierta medida una alta
concentración de amoniaco.
La clave en la técnica SHARON® es optimizar las
condiciones de funcionamiento para facilitar el crecimiento de
bacterias autótrofas oxidantes de amoniaco (Nitrosomonas sp),
especialmente Nitrosomonas europaea, y permitir que se
conviertan en dominantes en el reactor. Las condiciones propuestas
por la técnica SHARON® permiten compensar la velocidad de
crecimiento de las bacterias oxidantes de amoniaco para la pérdida
de lodo en el CSTR (Reactor Continuo Tipo Tanque Agitado), mientras
que el crecimiento de las bacterias oxidantes de nitrito incluyendo
Nitrobacterias se ve limitado y después se retiran por lavado. En
estas condiciones, la oxidación de amoniaco se control y se limita a
la fase de nitrito y el nitrito actúa como el aceptor de electrones
en la desnitrificación. Algunas características principales de
SHARON® son que: \ding{192} Es un proceso más corto que se combina
con nitrificación y desnitrificación abreviada en un reactor único;
\ding{193} No hay retención de biomasa en el reactor, por lo
tanto, solo se requiere un reactor simple;
\ding{194} Demanda una alta temperatura de funcionamiento (30\sim40ºC) para conseguir resultados de tratamiento eficaces;
\ding{195} La alcalinidad puede ajustarse por desnitrificación y el pH se mantiene entre 7 y 8 sin adición alcalina externa.
\ding{194} Demanda una alta temperatura de funcionamiento (30\sim40ºC) para conseguir resultados de tratamiento eficaces;
\ding{195} La alcalinidad puede ajustarse por desnitrificación y el pH se mantiene entre 7 y 8 sin adición alcalina externa.
Comparado con tecnologías de eliminación de
nitrógeno convencionales, SHARON® tiene las siguientes ventanas:
menor inversión y costes de funcionamiento; inicio y funcionamiento
más fácil; mantenimiento más simple; no produce subproductos
químicos. Sin embargo, SHARON® tiene inconvenientes, debido a que
todavía se basa en la teoría tradicional de nitrificación autótrofa.
Desde el punto de vista operativo, la eliminación del carbono
orgánico, eliminación de nitrógeno y el desecho de lodos siguen
estando muy desintegrados. La alta temperatura de procesamiento
(35ºC) impone estrictos requisitos a los reactores y no es capaz de
tratar grandes volúmenes de aguas residuales con baja concentración
de amoniaco. Es difícil de realizar en reactores de secuenciación
por lotes tradicionales (SBR). Todavía requiere un exceso de
descarga de lodo y un tiempo de retención hidráulica relativamente
largo (HRT) durante la desnitrificación en comparación con la
velocidad de nitrificación.
La tecnología de tratamiento de aguas residuales
utiliza principalmente la diversidad de bacterias del metabolismo
para descomponer y eliminar los contaminantes. Los procedimientos de
eliminación de carbono y nitrógeno actuales, incluyendo las nuevas
técnicas de eliminación biológica de nitrógeno con SHARON® como
representativa, se basan en la teoría desarrollada por Monod. La
teoría de Monod (o la teoría del crecimiento celular) se refiere a
la relación entre el crecimiento celular y la eliminación del
carbono y el nitrógeno orgánico. Monod indica que el crecimiento
celular se asocia simultáneamente con la asimilación del carbono y
nitrógeno orgánico y la descomposición del exceso de sustrato para
alimentar comportamientos fisiológicos. Esta teoría se ha convertido
en la corriente principal de la microbiología y ha guiado una amplia
gama de aplicaciones industriales, incluyendo la eliminación de
carbono y nitrógeno orgánico. En particular, ha ejercido una
influencia considerable en las áreas de diseño del reactor, diseño
de procesos y gestión operativa, etc. De acuerdo con la teoría de
Monod, en relación con la cinética de conversión del sustrato, el
crecimiento bacteriano y la tasa de utilización de sustratos
presentan las siguientes relaciones:
En la que: ds/dt es la tasa de utilización de
sustrato; Y es el coeficiente de rendimiento de la biomasa (biomasa
producida por masa del sustrato utilizado); X es la concentración de
biomasa. Puede concluirse a partir de la ecuación que el crecimiento
bacteriano está directamente relacionado con la utilización de
sustrato, y que mejorando la velocidad de crecimiento bacteriano,
puede mejorarse el uso del sustrato.
Durante la conversión del NH_{4}' inorgánico
en el modelo de "utilización bacteriana
heterótrofa-autótrofa-heterótrofa"
tradicional, y de acuerdo con la cinética de Monod, la velocidad de
crecimiento bacteriano o la tasa de utilización del sustrato es
extremadamente baja. En teoría, la velocidad de crecimiento
bacteriano es 0,29 g/g (VSS/NH_{4}^{+}-N) y
0,084 g/g (VSS/NO_{2}^{-}N) (McCarty pL. 1964) mientras que en
los resultados experimentales son solo 0,04\sim0,13 g/g
(VSS/NH_{4}^{+}-N) y 0,02-0,07
g/g (VSS/NO^{2}^{-}N). El coeficiente de rendimiento de la
biomasa y el coeficiente de utilización de sustrato de autótrofos
nitrantes son 1-2 órdenes de magnitud más lentos que
los heterótrofos que se han convertido en los principales factores
limitantes de la eficacia de la eliminación de nitrógeno.
Cuando la teoría de Monod se pone en práctica en
el reactor por lotes, el consumo del sustrato y la acumulación de
sustancias tóxicas a menudo dan como resultado el deterioro del
entorno de nutrientes y otras condiciones del entorno, tales como
condiciones ácidas o básicas extremas, que a su vez, obstaculizan el
crecimiento celular o incluso conducen a la muerte celular. Para
eliminar estas influencias, a menudo las aplicaciones industriales
adoptan el "quimiostato" en el que se añade continuamente medio
fresco para el suplemento de nutrientes y se descarga continuamente
una cantidad igual de líquido de cultivo (biomasa y sustancias
toxicas) para reducir la biomasa y las sustancias tóxicas
acumuladas, y para sostener el crecimiento de la biomasa estable y
la eliminación de sustratos.
Los principios que se han mencionado
anteriormente han servido como guía para las principales tecnologías
de eliminación de carbono y nitrógeno orgánico de las aguas
residuales. Estos principios han determinado la configuración de
casi todos los reactores (en su mayoría funcionamiento de reactor
continuo de tanque agitado y de flujo continuo), y lo más
importante, se han conducido al inevitable proceso de acumulación y
desecho de lodo durante la eliminación de carbono y nitrógeno
orgánico.
Por lo tanto, la necesidad de tratamiento y el
desecho del lodo es uno de los problemas más cruciales que hay que
resolver de las tecnologías de tratamiento biológico de aguas
residuales convencionales.
Debido a la naturaleza autotrófica reconocida en
la técnica anterior, la presencia de sustancias orgánicas es
perjudicial para el crecimiento y el comportamiento fisiológico de
las bacterias nitrificantes, por lo tanto, cualquier intento de
optimizar los procesos biológicos implicados en la eliminación de
carbono y nitrógeno orgánico no puede superar las limitaciones
inherentes.
El presente inventor se dio cuenta de que la
oxidación de NH_{4}^{-} para dar NO_{2}^{-} estaba
relacionada en gran medida con el comportamiento fisiológico de los
heterótrofos, y por lo tanto adoptó un procedimiento abandonado por
la teoría de autótrofos y aisló con éxito diferentes heterótrofos
con diversas actividades de oxidación de amoniaco. Ciertas cepas
mostraron propiedades de alta acumulación de NO_{2}^{-} en
condiciones de cultivo puras (Patente China Nº 03118598.3,
"Methods for Separating and Identifying Heterotrophic Nitrifying
Bacteria"). Además propuso un procedimiento para cultivar
heterótrofos nitrificantes altamente activos y los empleó para la
eliminación de nitrógeno del agua (Patente China Nº 03118597.5,
"Cultivation and Application of Nitrifying Heterotrophs"), y
propuso dos procedimientos diferentes para eliminar amoniaco
(Patente China Nº 03118599.1, "Combination of
nitrogen-removing bacteria and their
Application", y la Patente China Nº 200410005158.4, "Biological
Ammonia Removal Methods from Wastewater and Relative
Microorganisms").
Sin embargo, la investigación que se ha
mencionado anteriormente se realizó principalmente con un cultivo
puro como inoculo, especialmente en un ensayo de un solo lote en
base a la teoría de Monod. Por lo tanto, la oxidación del amoniaco y
la eliminación del nitrógeno no fueron significativamente más
eficaces en comparación con la oxidación autótrofa de amoniaco
clásica y la desnitrificación. Otro problema fue que el crecimiento
de heterótrofos altamente activos estaba limitado a temperaturas por
debajo de 15ºC y por lo tanto la actividad de oxidación de amoniaco
era difícil de demostrar. Las tecnologías fueron incapaces de
resolver los problemas de la eliminación de nitrógeno a bajas
temperaturas.
Esta invención propone un procedimiento que usa
heterótrofos para realizar la eliminación de carbono y nitrógeno
orgánico. Se espera que, dejando a un lado el principio del
metabolismo autótrofo con respecto a las bacterias nitrificantes,
este procedimiento supere muchos de los problemas que caracterizan a
los procesos clásicos, tales como baja eficacia en la eliminación de
amoniaco, desecho del exceso de lodo y alto consumo energético.
Esta invención es capaz de eliminar
simultáneamente el carbono y el nitrógeno orgánicos aunque no
aparezca acumulación de biomasa de acuerdo con las características
fisiológicas de las "bacterias heterótrofas oxidantes de
amoniaco" (HAOB) y los principios metabólicos del carbono y el
nitrógeno, lo que difiere de los procedimientos convencionales que
consideran la materia orgánica como un inhibidor de los
microorganismos que eliminan el nitrógeno.
Por consiguiente, esta invención no tiene lodo
generado durante el proceso de tratamiento de aguas residuales que
elimina los problemas asociados con la eliminación de lodos en lo
que respecta a los métodos tradicionales.
Esta invención puede conseguir la eliminación de
carbono y nitrógeno orgánico en un reactor único, y el sistema de
tratamiento secundario convencional todavía puede utilizarse sin
requerir ningún aparato nuevo.
Esta invención ha superado las limitaciones de
temperatura: los procesos de nitrificación y desnitrificación
abreviados eficaces pueden conseguirse a un intervalo de temperatura
de 6-40ºC. Por lo tanto, no hay necesidad de cumplir
con los estrictos requisitos del procedimiento SHARON® que demanda
un proceso de nitrificación de duración relativamente de corta
operativo a temperaturas entre 30ºC y 40ºC.
Esta invención propone un procedimiento que
puede controlar la nitrificación y la desnitrificación abreviada
tanto en condiciones aeróbicas como anóxicas controlando la adición
de la fuente de carbono.
Esta invención proporciona un procedimiento para
eliminar un contaminante de carbono y nitrógeno de las aguas
residuales usando las HAOB, que comprende las siguientes etapas:
- (A)
- Cultivo de lodo activado con HAOB: siembra de tierras naturales que contienen HAOB en un sustrato que contiene carbono y nitrógeno orgánico y/o nitrógeno de amoniaco inorgánico, y aeración en un reactor mientras se mantiene el pH dentro del intervalo de 6,5 a 8.5, en el que si el sustrato contiene nitrógeno de amoniaco, se suministra una fuente de carbono orgánico en lotes; detención de la aeración cuando la concentración de nitrógeno de amoniaco está por debajo de 3 mg/l y la acumulación de NO_{2}^{-}-N alcance una cantidad máxima, manteniendo un entorno anóxico, y añadiendo una fuente de carbono orgánico para permitir que la desnitrificación tenga lugar hasta que el total de las concentraciones de NO_{2}^{-}-N y NO_{3}^{-}-N sea menor de 1 mg/l; y
- (B)
- Eliminación de carbono y nitrógeno de las aguas residuales; siembra del lodo activado producido a partir de la etapa (A) en un reactor de tratamiento biológico que contiene aguas residuales que comprenden carbono y nitrógeno orgánico y/o nitrógeno de amoniaco inorgánico, y aeración para permitir que la oxidación del amoniaco tenga lugar, en el que si las aguas residuales no contienen carbono orgánico, al reactor se le añade una fuente de carbono orgánico adicional; y detención de la aeración cuando se ha acumulado nitrito, manteniendo una condición anóxica, y adición de una fuente de carbono orgánico para permitir que la desnitrificación tenga lugar hasta que el nitrito no esté presente.
Las HAOB que se han mencionado anteriormente
incluyen una gama de microorganismos que son capaces de realizar los
procesos de amonificación, oxidación del amoniaco y desnitrificación
(reducción de nitrito y nitrato). Algunas características
principales de estas bacterias incluyen: capacidad para crecer en
una placa PM y dar un resultado positivo cuando el reactivo de
Griess-Ilosvay se aplica directamente; capacidad
para oxidar directamente amoniaco para dar N_{2}, NO_{2}^{-} o
NO_{3}^{-} en condiciones aeróbicas; capacidad para eliminar
nitrógeno a través de la desnitrificación con NO_{2}^{-} y
NO_{3}^{-} como receptores de electrones y BOD como donante de
electrones en condiciones aeróbicas y
anóxicas.
anóxicas.
El concepto clave de esta invención es que las
bacterias implicadas en la oxidación de amoniaco son heterótrofas en
lugar de autótrofas. En base a este avance del conocimiento, las
bacterias se cultivan y se utilizan usando un procedimiento
heterótrofo. En base a esta nueva comprensión de la naturaleza y el
metabolismo de las bacterias oxidantes de amoniaco, el procedimiento
abandona la teoría clásica de bacterias nitrificantes y propone el
concepto de las HAOB.
La concepción clásica de los autótrofos
implicados en la oxidación del amoniaco y el nitrito durante la
nitrificación se originó a partir de la observación hecha por
Winogradsky en 1890 de un tipo específico de bacterias autótrofas.
Las bacterias poseen las siguientes características: \ding{192}
Obtención de energía exclusivamente a partir de la oxidación de
NH_{4}^{-} y NO_{2}^{-}; \ding{193} Uso de CO_{2} como
la única fuente de carbono en la asimilación; \ding{194} Las
sustancias orgánicas son perjudiciales para su crecimiento y por lo
tanto son incapaces de crecer en las placas de nutriente de
agar
clásicas.
clásicas.
A pesar de que la teoría autotrófica es a menudo
incapaz de explicar muchos fenómenos contradictorios, sigue siendo
la teoría predominante debido al hecho de que antes de esta patente,
se no habían descubierto las bacterias heterótrofas altamente
activas que oxidan el amoniaco para dar nitrito.
Por otra parte, los investigadores limitados por
la teoría autótrofa a menudo descuidan la diversidad de los
productos de oxidación del nitrógeno, y suponen que NO_{2}^{-} y
NO_{3}^{-} son solo metabolitos. De hecho, durante el
metabolismo de estos microbios funcionales, no solo la amonificación
(descomposición de nitrógeno orgánico en NH_{3}) sino también la
acumulación de NO_{2}^{-} y NO_{3}^{-} o la liberación de
N_{2} se observan en diferentes condiciones. Estos heterótrofos
existen en una amplia gama, y se clasifican en el Bergey's Manual
of Systematic Bacteriology que describe sus
propiedades.
propiedades.
La Tabla 1 describe los resultados
experimentales que revelan las características del metabolismo de
nitrógeno de estas bacterias.
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(Tabla pasa a página
siguiente)
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Como se muestra en la Tabla 1, las bacterias
comparten las siguientes características comunes: capacidad de
crecer sobre placas PM y dar un resultado positivo cuando se aplica
directamente un reactivo de Griess-Ilosvay;
capacidad para oxidar directamente el amoniaco para dar N_{2},
NO_{2}^{-} y NO_{3}^{-} en condiciones aeróbicas; capacidad
para eliminar nitrógeno a través de desnitrificación con
NO_{2}^{-} y NO_{3}^{-} como receptores de electrones y
carbono orgánico como donante de electrones en condiciones aeróbicas
o anóxicas. Sin embargo, estos heterótrofos son diferentes en sus
actividades. Un número limitado de bacterias muestra una actividad
de oxidación amoniaco-a-nitrito muy
alta, por ejemplo, Bacillus pseudofirmus NH-2
y Arthrobacter globiformis WR-2, mostrando el
primero también alta actividad de oxidación
nitrito-a-nitrato. Este
descubrimiento muestra que la nitrificación no es un proceso
realizado por dos grupos diferentes de autótrofos consecutivamente
con un grupo que oxida amoniaco para dar nitrito y otro grupo de
nitrito para dar nitrato.
Por lo tanto, la oxidación del nitrógeno
negativo trivalente para dar diversas formas de óxidos de nitrógeno
mediante heterótrofos es diferente definitivamente del concepto de
oxidación de amoniaco autótrofo. Estas bacterias capaces de realizar
la amonificación, oxidación de amoniaco y desnitrificación de
nitrito o nitrato se denominan comúnmente como "Bacterias
Heterótrofas de Oxidación de Amoniaco (HAOB)". Ha de apreciarse
que estas bacterias no se nombran según su taxonomía. Son un grupo
de microorganismos capaces de realizar una generación de energía
acoplada a través de la oxidación-reducción
combinada continua de carbono y nitrógeno.
En base al concepto de HAOB, un modelo de
oxidación heterótrofa combinada de carbono y nitrógeno se configura
para describir el acoplamiento de energía y el proceso de
transferencia de electrones. NAD+ actúa como el vehículo de
electrones tanto para la oxidación combinada como para la
transferencia de electrones. El cálculo termodinámico se aplica en
cada etapa.
El proceso de transferencia de electrones en el
ciclo de Krebs, y la oxidación combinada de carbono y nitrógeno se
ilustran en la Figura 4.
Los datos termodinámicos para la conversión de
amoniaco se presentan en la Tabla 2.
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(Tabla pasa a página
siguiente)
\newpage
De acuerdo con el modelo de transferencia de
electrones y los cálculos pertinentes de los cambios de energía
libre convencionales, puede deducirse que durante el proceso de
oxidación de amoniaco en el que el amoniaco se deshidrogena y los
electrones se transfieren para reducir NAD^{+} para dar NADH
almacenándose la energía, sólo la etapa NH_{4}^{+}+NAD+^{-}
\rightarrow N_{2+}NADH es posible que se realice espontáneamente
(\DeltaG^{0}' <0), todas las demás etapas en las que el
amoniaco se oxida y se forma NADH no son espontáneas
(\DeltaG^{0}' >0). En otras palabras, los autótrofos son
incapaces de producir el NADH necesario para la asimilación a través
de la nitrificación. Además, el ciclo de Calvin que produce energía
a través de la oxidación de NADH, y realiza la asimilación de
CO_{2} para formar el componente celular depende de un gran
consumo de energía (energía solar, ATP etc.).
Al tener en cuenta la segunda ley de la
termodinámica y que la energía solo puede transmitirse desde
unidades de alta energía a unidades de baja energía sin asistencia,
se observa que la nitrificación autótrofa que utiliza CO_{2} como
única fuente de carbono y genera energía exclusivamente a partir de
la oxidación de amoniaco es de hecho inexistente.
En general se reconoce que los cambios de
energía libre en condiciones de temperatura y presión constantes son
indicadores del trabajo neto máximo útil generado a partir de las
reacciones. En los sistemas biológicos, el trabajo neto útil se
utiliza en la biosíntesis para el crecimiento celular y en el
movimiento celular como fuerza mecánica, o se utiliza para mantener
ciertas características fisiológicas, tales como presión osmótica
celular producida por la diferencia en las concentraciones de Na+ y
K+ entre el interior y el exterior de las células, o se utiliza para
producir un trabajo osmótico por la fuerza motriz de protones debido
a un gradiente de protones.
El trabajo para la biosíntesis, tomada para un
ejemplo, es el trabajo principal para reducir la energía libre de
las reacciones durante el crecimiento celular. El sistema biológico
utiliza este mecanismo de acoplamiento de energía para producir
trabajo útil máximo para sostener el crecimiento y otras actividades
fisiológicas.
De hecho, el acoplamiento entre el metabolismo
de producción de energía y las reacciones de consumo de energía no
es necesariamente difícil de producirse. Se reconoce que sólo pueden
acoplarse cuando las dos reacciones tengan un reactante o producto
común.
De acuerdo con los principios que se han
mencionado anteriormente y el modelo de teoría de oxidación
combinada de carbono y nitrógeno, dos procesos tradicionalmente
aparentemente sin relación - la oxidación de carbono orgánico y la
oxidación del amoniaco - están conectados por el presente inventor.
En los procesos combinados, la energía se acopla por la
participación del remolcador de electrones NAD^{+}, que actúa como
el producto o el reactante en la oxidación del carbono (mediante el
ciclo de Kreb) y la oxidación del amoniaco. Esto indica que los
microorganismos implicados en estos procesos son heterótrofos.
A partir del análisis de la teoría anterior, se
puede revelar el principio del proceso de oxidación de amoniaco
heterótrofo regulado por una fuente de carbono y la composición del
producto.
De acuerdo con el modelo de transporte de
electrones y los cálculos termodinámicos relacionados, si la pérdida
de intermedios gaseosos, tales como N_{2}O, NO y NO_{2} se
descuida, y N_{2}, NO_{2}^{-} y NO_{3} son considerados como
los únicos productos finales de la oxidación del amoniaco, en los
que N_{2} es considerado como el producto inevitable, se puede
simplificar el proceso de acuerdo con la ley de conservación de la
materia y la ley de conservación de la energía:
En la que a, b, c, d, e son la cantidad de
sustancia para el reactante original, el producto intermedio y el
final durante la oxidación del amoniaco, respectivamente. De acuerdo
con la ley de conservación de la materia, se puede deducir la
siguiente relación:
a = b = 2c + d
+ e = 1\
mol,
en la que
\DeltaG^{0'}_{\mathit{N}_{1}},
\DeltaG^{0'}_{\mathit{N}_{2}},
\DeltaG^{0'}_{\mathit{N}_{3}} y
\DeltaG^{0'}_{\mathit{N}_{4}} se refieren al cambio de
energía libre convencional durante cada etapa correspondiente en el
proceso que se ha mencionado anteriormente en el
que
Por lo tanto, el cambio de energía libre total
de la oxidación de amoniaco para dar el intermedio NH_{2}OH y los
productos finales N_{2}, NO_{2}^{-} y NO_{3}^{-} puede
representarse por
\DeltaG^{0'}_{\mathit{N}_{\mathit{Total}}}
\newpage
Se demuestra que el NH_{2}OH es un intermedio
inevitable de la oxidación de amoniaco por experimentos en oxidación
biológica y también oxidación química. Debido al hecho de que la
oxidación de amoniaco para dar NH_{2}OH es una reacción
endotérmica, se requiere la oxidación de ciertas sustancias
diferentes para proporcionar energía y permitir que la reacción
continúe para dar la oxidación adicional de NH_{2}OH.
Cuando algo de carbono orgánico participa en el
proceso de oxidación de amoniaco, el trabajo neto
\DeltaG^{0'}_{\mathit{Total}} mediante heterótrofos a
través del proceso de oxidación de amoniaco, es decir, un proceso
con la combinación de oxidación de carbono y nitrógeno, puede
expresarse como
en la que
\DeltaG^{0'}_{\mathit{Total}} es la energía necesaria
para iniciar la oxidación de amoniaco en presencia de carbono
orgánico. \DeltaG^{0'}_{\mathit{N}_{1}} es la energía
necesaria para la oxidación de
amoniaco.
Por lo tanto, la ecuación puede expresarse
adicionalmente como
en la que n se refiere a la
cantidad de sustancia de carbono orgánico o materias de producción
de energía implicadas en la oxidación del
amoniaco.
Cuando 16 es decir que energía
generada a partir de la oxidación de carbono orgánico es suficiente
para oxidar el amoniaco para dar NH_{2}OH, se obtiene:
Por lo tanto, el trabajo neto máximo de la
oxidación combinada de carbono y nitrógeno puede describirse por
Obviamente
\DeltaG^{0'}_{\mathit{max}} se refiere a las HAOB
predominantes, descritas en esta invención, en el lodo activado.
- A)
- En la circunstancia de que las bacterias predominantes en el lodo activado sean HAOB que son capaces de oxidar amoniaco para dar NO_{3}^{-} o N_{2}, tal como especies del Bacillus pseudofirmus,
- 1)
- Si las HAOB predominantes en el lodo activado son las que oxidan el amoniaco por completo para dar NO_{3}^{-} o N_{2} (por ejemplo, Bacillus pseudofirmus),
\vskip1.000000\baselineskip
\newpage
- se deja que la energía requerida para producir NO_{3}^{-} y N_{2} en las dos reacciones paralelas en oxidación de amoniaco se igualen,
- Después, el trabajo neto máximo \DeltaG^{0'}_{\mathit{max}} puede calcularse como -239 KJ durante la oxidación combinada de carbono y nitrógeno.
- Los productos de oxidación de amoniaco, NO_{3}^{-} -N y N_{2}, son de 0-36 mol y 0,32 mol, respectivamente.
- 2)
- Si las HAOB predominantes oxidan el amoniaco por completo para dar N_{2} y NO_{2}'', y no se produce acumulación de NO_{3}'',
- Por lo tanto,
22
- Los resultados indican que cuando la energía producida a partir de la oxidación de carbono excede +43,4 KJ, la oxidación de amoniaco puede controlarse en la fase de nitrificación abreviada en la que no se acumula NO_{3}^{-}.
- 3)
- Si las HAOB predominantes oxidan del amoniaco completamente para dar simplemente N_{2}, y no se produce NO_{2}^{-} ni NO_{3}^{-},
- Por lo tanto,
24
- En otras palabras, cuando la energía producida a partir de la oxidación de carbono exceda +71 KJ, el amoniaco se oxida exclusivamente para dar N_{2}.
- B)
- En la circunstancia de que las HAOB predominantes sean bacterias formadoras de nitrito altamente activas que oxidan amoniaco para dar nitrito (en lo sucesivo en este documento denominadas heterótrofos formadores de nitrito), tales como el Bacillus circulans, entonces, de acuerdo con los principios que se han mencionado anteriormente, se puede calcular el trabajo neto máximo y la proporción entre los dos productos de oxidación -NO_{2}^{-} y N_{2}- durante la oxidación combinada de carbono y nitrógeno. Además, para 1 mol de amoniaco oxidado,
- 1)
- Si
25 N_{2} : NO_{2} -N = 0,58:0,42;
- 2)
- Si
251 N_{2}<0,58 mol, y NO_{2}^{-}-N>0,42 mol;
- 3)
- Si
252 N_{2}>0,58 mol, y NO_{2}^{-}-N<0,42 mol;
- 4)
- Si
253 todos los procesos que se han mencionado anteriormente durante la oxidación del amoniaco no pueden producirse.
Las fuentes de carbono orgánico requeridas en la
oxidación de amoniaco pueden suministrarse por una gama de aguas
residuales o fuentes de carbono externas. Dosificando sustancias
orgánicas durante la fase aeróbica, se puede controlar la proporción
de diferentes productos de oxidación de amoniaco. Esto es de
particular importancia para la desnitrificación de aguas residuales
ricas en amoniaco inorgánico pero pobres en BOD, es decir, baja
proporción C/N. Preferiblemente, la presente invención tiene por
objeto limitar el proceso de oxidación de amoniaco a la fase de
"nitrificación abreviada" en la que la concentración de
NO_{2}^{-}-N excede de la de N_{2}.
Es necesario recalcar que los principios y
técnicas de control descritas en esta invención son claramente
diferentes de lo que se ha denominado
"nitrificación-desnitrificación simultánea"
(SND) en la tecnología de tratamiento de aguas residuales en los
últimos diez años. En esta invención, N_{2} es el producto
inevitable o directo de la oxidación de amoniaco por HOAB en
condiciones aeróbicas en presencia de sustancias orgánicas, no el
producto indirecto de la desnitrificación con NO_{2}^{-} o
NO_{3}^{-} como un receptor de electrones.
Ya que 26 en la que W_{c},
M_{c} se refieren a la masa molar de una fuente de carbono
orgánica determinada implicada en la oxidación de amoniaco,
respectivamente,
De acuerdo con las ecuaciones anteriores, se
puede obtener la cantidad de fuente de carbono orgánico necesaria
por las HAOB para producir diferentes productos de oxidación de
amoniaco y conseguir ciertas proporciones de productos.
Por ejemplo, si se añade ácido pirúvico
(CH_{3}COCOOH) o acetato sódico anhidro (en lo sucesivo en este
documento denominado acetato sódico o NaAc) a las aguas residuales
ricas en amoniaco inorgánico y desprovistas de BOD, se pueden
obtener los siguientes resultados:
\DeltaG^{0'} se calcula de acuerdo
con la mitad de las reacciones en las que CH_{3}COCOOH y NaAc se
oxidan completamente para dar CO_{2}.
CH_{3}COCOOH +
2.5O_{2} + H_{2}O = 3HCO_{3}{}^{-} -+3H^{+} \hskip0,8cm \Delta
G^{0'} - -1157\
KJ/mol
CH_{3}COC^{-}
+ O_{2} = 2HCO_{3}{}^{-} + H^{+} \Delta G^{0'} = -863\
KJ/mol
Con este valor energético producido en la
oxidación de carbono, se puede deducir el valor de COD o BOD
correspondiente, o calcular la cantidad de sustancia de una
determinada fuente de carbono orgánico.
Las HAOB que se han mencionado anteriormente y
su mecanismo de metabolismo conducirán grandes avances tecnológicos
para la eliminación de carbono y nitrógeno de las aguas residuales
si se aplican a la industria.
La invención describe los siguientes
procedimientos:
Los suelos naturales se siembran en sustratos
que contienen carbono orgánico y nitrógeno orgánico y/o amoniaco. Se
aplica aeración y no aeración. A diferencia de la teoría de
nitrificación autótrofa, el procedimiento de esta invención usa
cultivo de bacterias heterótrofas y fuentes de carbono orgánico,
tales como ácido orgánico o sus sales correspondientes incluyendo,
pero sin limitación, ácido acético anhidro, acetato sódico, ácido
pirúvico o sus mezclas. La fuente de carbono orgánico externa es un
requisito para el metabolismo de las HAOB, especialmente
heterótrofos formadores de nitrito altamente activos que oxidan el
amoniaco para dar nitrito.
Durante la fase de aeración, las bacterias
crecen y realizan la oxidación de amoniaco y producen
NO_{2}^{-}; durante la fase anóxica, cuando se detiene la
aeración, comienza la desnitrificación que da como resultado la
desaparición de NO_{2}^{-} del cultivo, y flujo de lodo
ascendente causado por la producción de grandes cantidades de
burbujas.
El pH aumenta según el sustrato de nitrógeno
orgánico se amonifica y las proteínas se descomponen durante el
cultivo de HAOB. Pero según tiene lugar posteriormente la oxidación
del amoniaco, que genera NO_{2}^{-}, el pH disminuye
gradualmente. Por lo tanto, para estabilizar el pH en el reactor
para promover el crecimiento de bacterias, puede añadirse ácido
orgánico y otra fuente de carbono orgánico a diferentes intervalos
de acuerdo con la variación del pH. Durante el crecimiento del lodo
activo, la concentración de amoniaco disminuye gradualmente y el
NO_{2}^{-}-N se acumula según continúa la
aeración. En condiciones aeróbicas, la fuente de carbono orgánico
iniciará la desnitrificación aeróbica, causando la desaparición
transitoria de NO_{2}^{-}-N que más tarde se
acumulará de nuevo a una concentración mayor. Este proceso se repite
con cada suplemento de carbono orgánico hasta que la oxidación de
amoniaco casi desaparece y la acumulación de NO_{2}^{-}N alcanza
una cantidad máxima. Este indica que las HAOB han alcanzado una
cantidad máxima con su actividad completamente expresada, y se
vuelven predominantes en el lodo.
Los procedimientos que se han mencionado
anteriormente son capaces de aprovechar por completo la actividad de
HAOB y permitir que los heterótrofos formadores de nitrito altamente
activos, tales como Bacillus pseudofirmus
NH-2 y Arthrobacter globiformis sean
predominantes en el lodo activado. Esto puede demostrarse usando los
procedimientos descritos en la Patente China 03118598.3. El
procedimiento proporciona maneras de identificar, separar y contar
HAOB. También puede reflejarse por la acumulación de
NO_{2}^{-}-N por unidad de volumen por unidad de
tiempo (mg/l/min).
Ya que el crecimiento y la actividad de la
oxidación del amoniaco de HAOB (con producción de NO_{2}^{-}
como indicador) se regulan específicamente por el metabolismo de la
energía de la oxidación combinada de carbono y nitrógeno, las HAOB
son capaces de eliminar amoniaco o acumular
NO_{2}^{-}-N tanto en periodos de crecimiento
celular como sin crecimiento celular, dependiendo del tipo y la
cantidad de fuente de carbono empleada. Ciertos detalles del proceso
de cultivo con acumulación de NO_{2}^{-}-N como
indicador deben ajustarse de acuerdo con las especies de HAOB
específicas predominantes en el lodo para eliminar el impacto de una
fluctuación en el pH dramática provocada por la diferencia en la
utilización del carbono y el nitrógeno durante el cultivo.
Por lo tanto, la aeración (u oxidación con
amoniaco) y la no aeración (desnitrificación) pueden controlarse de
acuerdo con los principios que se muestran a continuación.
La presente invención es ampliamente aplicable
en diferentes condiciones y diferentes concentraciones de lodo y
fuentes de lodo, y es posible ejercer control regulando el pH o la
concentración de NO_{2}^{-}-N acumulado durante
la aeración. El principio general es que durante la fase aeróbica,
el pH debe controlarse en el intervalo de 6,5-8,5.
La razón es que cuando el pH <6,5, la velocidad de oxidación
amoniaco-a-nitrito disminuye
significativamente lo que es desventajoso para la eliminación de
nitrógeno total. Por otra parte, la presencia de una alta
concentración de HNO_{2} inhibirá el crecimiento de otras
bacterias, en particular, bacterias filamentosas, lo que evitará el
volumen del lodo y garantizará que existan especies de HAOB
predominantes altamente activas en el sistema. El pH también puede
elevarse debido a la alcalinidad producida a partir de la
desnitrificación. Cuando el pH excede de 9, las bacterias son
susceptibles de morir y por lo tanto en pH debe mantenerse en el
intervalo de 6,5-8,5. El pH puede controlarse por
medio de la adición de una fuente de carbono orgánico, o ácido o
álcali. Cuando el nitrógeno es \leq3 mg/l y la acumulación de
NO_{2}^{-}-N alcanza la cantidad máxima, la
aeración se detiene para mantener un entorno anóxico, y después con
la adición de la fuente de carbono tiene lugar la desnitrificación.
El amoniaco se refiere a NH_{3} y NH_{4}^{1} en total. El uso
de pH y HNO_{2} como indicadores pueden facilitar el control
inteligente de la aeración y la no
aeración.
aeración.
Durante el cultivo del lodo activado con HAOB,
la temperatura se mantiene en el intervalo de temperatura ambiente,
por ejemplo, 20\sim40ºC. En el caso de un cultivo continuo a
temperaturas por debajo de 15ºC, el descenso del crecimiento del
lodo y la concentración de amoniaco son lentos, y no se observan
acumulaciones de NO_{2}^{-}-N y
NO_{2}^{-}-N, indicando que las células
experimentan un crecimiento lento a bajas temperaturas de acuerdo
con la teoría de Monod. Sin embargo, una de las características
significativas de la invención es que se pueden cultivar HAOB a
temperatura ambiente y usarlas a bajas temperaturas. Esta
característica se debe al principio de la eliminación de carbono y
nitrógeno sin crecimiento celular, que se describe a
continuación.
Después del cultivo, lodo activado con HAOB
producido a partir de la etapa A) se siembra en un
bio-reactor (es decir, el reactor de tratamiento
biológico que se ha mencionado anteriormente) que contiene aguas
residuales con carbono orgánico y nitrógeno orgánico y/o amoniaco.
La mezcla se airea y, si no hay carbono orgánico, puede añadirse la
fuente de carbono orgánico al agua para permitir que la oxidación
del amoniaco proceda. Una vez que el
NO_{2}^{-}-N empieza a acumularse, la aeración
se detiene para mantener un entorno anóxico, y después se añade la
fuente de carbono orgánico para iniciar la desnitrificación. La
desnitrificación continúa aunque hasta que no haya nitrito
presente.
En la etapa B), la eliminación del carbono y el
nitrógeno se consigue a través de procesos aeróbicos y anóxicos o a
través del control de la aeración y la no aeración. El proceso
aeróbico realiza la eliminación de COD, y la oxidación de amoniaco,
un proceso similar al denominado nitrificación en la tecnología
actual con la excepción de que el proceso aeróbico se realiza por
HAOB con N_{2} y NO_{2}^{-} como productos. Por otra parte, el
proceso anóxico es similar a la tecnología de desnitrificación
presente, en la que el carbono orgánico se añade cuando se acumula
NO_{2}^{-}-N en cierta medida, y las condiciones
anóxicas se mantienen hasta que no hay
NO_{2}^{-}-N. Sin embargo, la diferencia entre
esta invención y las tecnologías presentes es que la eliminación del
carbono y el nitrógeno se consiguen por heterótrofos.
La presente invención puede aplicarse a una
amplia gama de aguas residuales que contienen nitrógeno, por
ejemplo, aguas residuales municipales con TKN (Nitrógeno Kjeldahl
Total) que vía entre 20 y 80 mg/l, aguas residuales de alta
concentración (TKN: 400\sim500 mg/l), tales como aguas residuales
de coque, o aguas residuales industriales (TKN: 1000\sim2000
mg/l), tales como aguas residuales de fabricas de fertilizantes y
glutamato monosódico. En la etapa B), la acumulación de
NO_{2}^{-}-N puede mantenerse al nivel de
0,5\sim125 mg/l durante la oxidación de amoniaco. Una vez que se
ha alcanzado el nivel deseado, se deja que se produzca la
desnitrificación anóxica. De acuerdo con la etapa B), los diferentes
niveles de nitrógeno pueden requerir oxidación y desnitrificación de
amoniaco repetidas para eliminar el carbono y el nitrógeno y
conseguir la concentración deseada, tal como una concentración de
amoniaco de menos de 3 mg/l.
La tecnología biológica basada en el no
crecimiento celular para la eliminación de carbono y nitrógeno se
desarrolla en esta invención para superar los defectos de los
procedimientos de tratamiento biológico convencionales, y las
limitaciones de la desnitrificación causadas por la baja velocidad
de crecimiento y la eficacia de la conversión del sustrato de las
bacterias oxidantes de amoniaco.
Como ya se ha mencionado anteriormente, el
tratamiento de aguas residuales actual se basa principalmente en la
teoría de Monod que se refiere al crecimiento bacteriano para
eliminar los sustratos. De acuerdo con la teoría, es necesaria la
descarga de grandes cantidad de lodo, y la bajas temperaturas
conducirán a una lenta velocidad de crecimiento celular y una
asimilación ineficaz del amoniaco y, por consiguiente, una baja
acumulación del producto de oxidación de amoniaco
NO_{2}^{-}-N incluso para HOAB.
Generalmente, se aprecia que los principios
subyacentes de la eliminación del carbono y el nitrógeno de las
aguas residuales son las teorías de la termodinámica y la cinética
de enzimas, en otras palabras, los principios de las reacciones
bioquímicas que promueven las enzimas en el crecimiento celular. Los
principios en que se basa esta invención no se contradicen con las
teorías clásicas de promoción de enzimas, la síntesis y la expresión
se enzimas ya se ha conseguido completamente cuando el crecimiento
de las bacterias oxidantes de amoniaco alcanzan la cantidad máxima.
Por consiguiente, la eliminación del carbono y el nitrógeno es
irrelevante para el crecimiento bacteriano y sólo tiene relación con
la actividad enzimática y la cantidad enzimática. La actividad de
oxidación del amoniaco del lodo activado con HAOB cultivado a partir
de la etapa A) ya se ha expresado completamente y por lo tanto puede
utilizarse a diferentes temperaturas para conseguir la función de
los microorganismos. Además, de acuerdo con el principio del no
crecimiento celular promovido por enzimas, el lodo activado con HAOB
puede retenerse en el interior del reactor sin descarga constante de
lodo o células bacterianas lo que se requiere para un procedimiento
convencional de acuerdo con el principio del crecimiento
celular.
Por lo tanto, algunos conceptos de esta
invención son diferentes de los conceptos clásicos aplicados
tradicionalmente en un sistema de lodo activado convencional. Por
ejemplo, la edad del lodo (tiempo de retención del lodo, SRT) se
define tradicionalmente como la proporción entre la cantidad total
de lodo en el reactor y el lodo descargado por unidad de tiempo. En
otras palabras, es la proporción entre la cantidad de lodo contenido
en el sistema de lodo activado (M_{x}) y la producción de lodo
(F_{sp}, la cantidad de lodo descargado por unidad de tiempo), SRT
= M_{x}/F_{sp}. Sin embargo, a lo largo de todo el proceso del
presente procedimiento, no se descarga lodo, F_{sp} = 0, SRT-
\infty, por lo tanto, SRT>>HRT, que refleja adicionalmente
que la teoría de la enzima implicada en la eliminación de carbono y
nitrógeno en esta invención es claramente indiferente de la teoría
del crecimiento clásica. Por lo tanto, la presente invención
resuelve el problema que surge en el proceso de tratamiento de aguas
residuales convencional de que una gran cantidad de lodo tiene que
descargarse y después tratarse.
De acuerdo con los principio de la eliminación
de carbono y nitrógeno en condiciones de no crecimiento celular, el
lodo activado con HAOB cultivado a partir de la etapa A) se capaz de
funcionar a temperaturas inferiores que la temperatura ambiente. En
otras palabras, la técnica se caracteriza por el cultivo a
temperatura ambiente y la utilización a baja temperatura y, como se
ha mencionado en la etapa B), es capaz de conseguir una oxidación
del amoniaco y desnitrificación eficaz cuando funciona a la
temperatura de 6-40ºC.
Además, la invención tiene una eficacia de
oxidación de amoniaco significativamente mejorada a través del
aumento de la concentración del lodo y la mejora en la eficacia de
transferencia de masas del oxígeno, que refleja de nuevo la teoría
del no crecimiento celular durante la eliminación de carbono y
nitrógeno.
La concentración de lodo y las condiciones de
aeración de la etapa B) pueden determinarse de acuerdo con
tecnologías convencionales. El aumento del lodo activado puede
aumentar en gran medida la eficacia del tratamiento de aguas
residuales, y disminuir significativamente el tiempo de retención
hidráulica (HRT), el tiempo de aeración y el tiempo de no aeración.
Por consiguiente, la mejora de la aeración puede mejorar la
capacidad del tratamiento y reducir el HRT, el tiempo de aeración y
el tiempo de no aeración.
La etapa B) puede aplicarse generalmente en
diversos tipos de reactivos biológicos existentes, por ejemplo,
reactores de lodo activado suspendidos, reactores de biopelícula,
reactores de secuenciación por lotes (SBR) o reactores de flujo
continuo o sus combinaciones.
La utilización de lodo activado con HAOB para
eliminar el carbono y el nitrógeno puede conseguirse por el sistema
de tratamiento biológico de dos fases tradicional, que elimina la
necesidad de construir nuevos reactores. Las características
biológicas de las HAOB permiten que la eliminación de carbono y
nitrógeno de las aguas residuales se consiga en un SBR único, o en
un reactor continuo de tipo tanque agitado (CSTR). El proceso puede
realizarse fácilmente mediante el control o aeración para crear
condiciones aeróbicas o anóxicas. Esto reduce en gran medida el
número de reactores, simplifica el proceso de funcionamiento y evita
muchas dificultados implicadas en la configuración del reactor
compilado que caracteriza los procedimientos convencionales.
El proceso tecnológico de la eliminación de
carbono y nitrógeno en un SBR unido se muestra en la Figura 1. El
lodo activado que contiene HAOB se siembre en las aguas residuales
que contienen COD y NH_{3}. Después, la aeración y la no aeración
inician la fase aeróbica (fase 1) y la fase anóxica (fase II)
posteriormente en el mismo SBR a una temperatura entre
6-40ºC (Figura 1). La Fase I implica la eliminación
de COD y la oxidación del amoniaco del nitrógeno en condiciones
aeróbicas por heterótrofos, y por consiguiente, da como resultado la
liberación de N_{2} o la acumulación de
NO_{2}^{-}-N. Una vez que el
NO_{2}^{-}-N alcanza un cierto nivel, la
aeración se detiene para crear una condición anóxica, es decir, la
fase II, en la que se añade la fuente de carbono orgánico para
realizar la desnitrificación hasta que el
NO_{2}^{-}-N desaparece. El bucle de la fase I a
la fase II puede repetirse varias veces hasta que los contaminantes
de carbono y nitrógeno se eliminen generalmente y alcance un cierto
estándar, por ejemplo, una cantidad de amoniaco de menos de 3
mg/l.
Un tanque de sedimentación es innecesario en el
proceso ya que la fase I y la fase II no requieren separación de
lodos. Además, la flotación de lodo causada por la liberación de
N_{2} durante la desnitrificación en la fase anóxica puede
utilizarse fácilmente para conseguir la separación de lodos
espontánea. El efluente (es decir, las aguas residuales tratadas)
pueden verterse desde la parte invención del reactor por gravedad lo
que reduce el consumo de energía innecesario y evita la necesidad de
un tanque de sedimentación o un proceso de reciclado de lodos.
A partir del análisis previo acerca de la
regulación de la oxidación de amoniaco relacionada con HAOB y la
composición de los productos correspondiente por el control del
carbono, puede observarse que, por lo tanto, es posible en la etapa
B) controlar la composición de los productos de oxidación de
amoniaco controlando la adición de la fuente de carbono orgánico a
los reactores biológicos en condiciones aeróbicas. La fuente de
carbono orgánico en un reactor biológico incluye carbono orgánico de
las aguas residuales (COD o BOD) y una fuente de carbono orgánico
externa cuando sea necesario. Por lo tanto, los productos de
oxidación de amoniaco pueden regularse a diferentes niveles
cambiando la cantidad y los tipos de carbono orgánico externo y el
suministro de oxígeno. El control del carbono y el suministro de
oxígeno apropiados no solo permiten la eliminación simultanea del
carbono y el nitrógeno en condiciones aeróbicas, sino que también
son capaces de optimizar el proceso al nivel más ventajoso.
Por consiguiente, la etapa B) preferiblemente
limita la reacción a la fase de nitrificación abreviada. Las
amonificaciones en N_{2} y NO_{2}^{-} coexisten en presencia
de una cierta sustancia orgánica. La acumulación de
NO_{2}^{-}-N predomina sobre la producción de
N_{2} y la reacción puede controlarse en la fase de nitrificación
abreviada en la que el NO_{2}^{-}-N se acumula
sin que se produzca NO_{2}^{-}-N. El proceso se
facilita por HAOB altamente activas, tales como Bacillus
pseudofirmus NH-2 y Arthrobacter
globiformis WR-2 como se menciona en esta
invención.
Debido a la existencia de COD, parte del
amoniaco puede oxidarse para dar N_{2} de tal forma que el
suministro de oxígeno y el consumo de energía puedan reducirse. La
alcalinidad regenerada a partir de la desnitrificación neutraliza el
ácido producido de la oxidación del amoniaco, lo que reduce
significativamente el requisito de la alcalinidad - esto es similar
a lo que se ha descrito en SHARON®.
A diferencia de lo que se ha descrito en la
teoría del crecimiento autótrofo que respalda los procedimientos de
eliminación de amoniaco comunes, los heterótrofos completamente
cultivados son activos a diversas temperaturas. Pueden realizar el
proceso de oxidación de amoniaco de forma constante en la fase de
NO_{2}^{-}, y superar de esta manera las dificultades implicadas
en el control del pH, el control del OD, el control de la
temperatura y el control del amoniaco libre. En particular, resuelve
los problemas asociados con la alta temperatura de funcionamiento,
tal como el alto consumo de energía en invierno y la eliminación de
amoniaco ineficaz para aguas residuales de alta concentración, lo
que es característico de la técnica SHARON®. La invención puede
eliminar alto contenido de carbono y nitrógeno de diversas aguas
residuales de forma eficaz.
En total, en comparación con las tecnologías
convencionales y la técnica SHARON®, el procedimiento de acuerdo con
la presente invención posee algunas ventanas evidentes como se
indica a continuación:
- 1)
- De acuerdo con los caracteres fisiológicos de HAOB y sus características del catabolismo de carbono y nitrógeno, el procedimiento es capaz de eliminar carbono y nitrógeno simultáneamente en condiciones de no crecimiento celular.
- 2)
- No se requiere descarga de lodo a lo largo de todo el proceso de tratamiento de aguas residuales, lo que elimina dificultades asociadas con la eliminación de lodo en las tecnologías de lodo activado tradicionales.
- 3)
- El lodo activado de acuerdo con la presente invención es capaz de conseguir la eliminación del carbono y el nitrógeno en un sistema de lodo activado convencional sin construir nuevos reactores, y de esta manera pueden reducirse en gran medida los costes de construcción. El fin de esta invención puede cumplirse con un reactor biológico único, y por lo tanto, el lodo activado puede emplearse en una diversidad de reactores de tratamiento biológico ya existentes.
- 4)
- El procedimiento ha superado las limitaciones de la temperatura: la nitrificación y desnitrificación abreviadas eficaces pueden conseguirse en el intervalo de temperatura de 6-40ºC, mientras que en el proceso SHARON® se requieren condiciones estrictas de 30-40ºC para conseguir la nitrificación abreviada.
- 5)
- La nitrificación y la desnitrificación abreviadas pueden conseguirse tanto en condiciones aeróbicas como en condiciones anóxicas a través del control de la fuente de carbono.
- 6)
- En comparación con el proceso SHARON®, la invención tiene una alta velocidad de desnitrificación abreviada. También ha superado un problema que caracteriza las técnicas de desnitrificación convencionales: la desnitrificación se inhibe una vez que el NO_{2}^{-}-N excede de 30 mg/l.
- 7)
- La invención puede reducir en gran medida la demanda de oxígeno y la fuente orgánica para la desnitrificación.
- 8)
- El lodo activado puede cultivarse fácilmente en grandes cantidades debido un corto tiempo de inicio, funcionamiento flexible y control sencillo.
- 9)
- El volumen de los lodos no tiene lugar, y el lodo puede separarse sin requerir ningún tanque de sedimentación de lodos.
A continuación, se presentan descripciones
detalladas de las realizaciones de la invención. Sin embargo, ha de
apreciarse que la invención no se limita a las realizaciones
presentadas a continuación, pero se define por las reivindicaciones
adjuntas.
La Figura 1 ilustra el proceso de la eliminación
de carbono y nitrógeno en un reactor SBR único de acuerdo con la
presente invención.
La Figura 2 ilustra el aparato para el
experimento en el banco.
La Figura 3 ilustra el proceso de tratamiento
para aguas residuales de coque combinando un reactor de flujo
continuo con un SBR.
Las propiedades fisicoquímicas del suelo
sembrado se enumeran en la Tabla 4. No se requirieron
características específicas ni una fuente específica para el
suelo.
Se denomina suelo fluvo ácuico de medio margoso
de color amarillo en la categorización del suelo.
Se tomaron muestras de la tierra de tierras de
labranza en el pueblo de Zhaogang, condado Fengqiu, provincia de
Henan, China (GPS: 35-2N,
114-5E).
Las propiedades fisicoquímicas fueron las que se
indican a continuación:
Se denomina gley neutro como el suelo arrocero
en la categorización de la tierra.
Se tomaron muestras de la tierra de tierras de
labranza en el pueblo de Xinzhuang, ciudad de Changshu, provincia de
Jiangsu, China. (GPS: 31-33-N,
123-38-E).
Las propiedades fisicoquímicas fueron las que se
indican a continuación:
El número de microorganismos presentes en la
muestra de la tierra antes y después del cultivo se muestran en la
Tabla 6.
La fuente de las aguas residuales y sus
composiciones se muestran a continuación. La invención no se limitó
a ningún componente o concentración específicos.
La solución se preparó con agua del grifo; las
sustancias orgánicas se calentaron para su disolución y se diluyeron
para dar 2500 ml; el pH se ajustó en el intervalo de 7,0\sim7,2;
CODer = 1,99 x 10^{3} mg/l, TKN = 424 mg/l,
NH_{4}^{+}-N = 212 mg/l.
La concentración de la solución preparada en la
etapa (A) se diluyó para dar un décimo con agua, tal como CODer =
1,99 x 10^{2} mg/l, TKN = 42,4 mg/l,
NH_{4}^{+}-N = 21,2 mg/l.
La solución se preparó con urea,
(ND_{4})_{2}SO_{4} y agua del grifo sin esterilización.
TKN = 1000 N mg/l, en la que el nitrógeno ureico =
NH_{4}^{+}-N = 500 mg/l; pH \sim7.0.
Se tomaron muestras de aguas residuales de alta
concentración de aguas residuales sin procesar de una empresa de
fabricación de glutamato monosódico de la provincia de Jiangsu,
China. Las aguas residuales se trataron en un reactor SBR. Las
características de las aguas residuales se mostraron en la Tabla
7.
Las aguas residuales sin tratar se diluyeron
para dar NH_{4}^{+}-N a una concentración de
aproximadamente 500\sim600 mg/l o 1500\sim1800 mg/l antes de
ponerlas en el SBR descrito en la invención.
Se tomaron muestras de aguas residuales de un
grupo de acero en Nanjin, provincia de Jiangsu, China. La media al
mes de composiciones de contaminantes se mostró en la Tabla 8:
Los experimentos se realizaron en reactores
similares a los SBR que se describen como se indica a
continuación:
Configuración del reactor con un vaso de
precipitados: Como se muestra en la Fig. 2, se usó un vaso de
precipitados de 3 l con un volumen eficaz de 2,5 l como reactor; el
reactor se agitó constantemente con un agitador magnético; y se
realizó la aeración usando una bomba de aeración (potencia: 2,5 W)
con un difusor de aire de núcleo de arena sinterizada; un baño
termostático (modelo SDC-6) permitió que el reactor
se mantuviera a una temperatura constante de 28 \pm
0-5ºC o 15 \pm 0,5ºC.
Configuración del reactor con una cuba: Se usó
una cuba de PVC de 150 l con un volumen eficaz de 100 l, equipado
con un agitador mecánico con una velocidad de giro constante de 60
rpm como reactor. El aire se suministró por un compresor de aire
electromagnético y 6 difusores de aire de núcleo de arena
sinterizada, con un caudal de aire de 40 l/min. Los experimentos se
realizaron a temperaturas de 15 \pm 2ºC y 30 \pm 2ºC en
diferentes estaciones,
respectivamente.
respectivamente.
Todas las unidades del experimento cumplieron
los estándares nacionales o estándares industriales en ausencia de
estándares nacionales. Por ejemplo, 60,0 mg\cdotN/l de nitrito
representarán 60 mg de nitrito en cada litro de solución y 0,18
mg\cdotN/l de nitrato representarán 0,18 mg de nitrato en cada
litro de solución.
Si las condiciones y procedimientos del
experimento no se describen específicamente en los experimentos que
se muestran a continuación, se entenderá que se realizaran en
condiciones y procedimientos convencionales. Por ejemplo, los
procedimientos descritos en "Experimental Methods for Soil
Microorganism" (recopilado por el Centro de Investigación de
Microorganismos del Suelo [Japón], traducido por Ye Weiqingetc.
Science Press, 1983); "Manual for Research Methods of Soil
Microorganism" (XuGuanghui, Beijing Agricultural Press,
1986);
"Research Methods for Soil Microorganism"
(Recopilado por el Instituto de Ciencias del Suelo, Academia de
Ciencias de China, Science Press, 1985); y "Research Methods for
Water Quality" (Recopilado por la Asociación del Uso del Agua
Industrial Japonesa, traducido por Chen Iv-an,
Chinese Environmental Science Press, 1990), etc. Se determinaron
ciertos procedimientos y condiciones de acuerdo con las sugerencias
de los fabricantes.
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Ejemplo
1
Este ejemplo usó Wushantu como semilla en el
proceso de cultivo de lodo.
La composición del medio de
pre-cultivo orgánico usado para el cultivo de HAOB
se enumera a continuación:
El sustrato de cultivo se preparó disolviendo el
medio de pre-cultivo orgánico con agua del grifo y
calentamiento, y después se diluyó para dar 2500 ml; el pH se ajustó
en el intervalo de 7,0-7,2; CODer = 1,99 x 10^{3}
mg/l, TKN = TN = 424 mg/l; N orgánico N:N inorgánico = 1:1.
Se sembraron 5 g de Wushantu seca en los 2500 ml
de sustrato de cultivo anteriores (TKN = 424 mg/l). La aeración
continua se realizó a 28ºC durante 2 días hasta que el
NO_{2}^{-}-N alcanzó 0,5-1,0
mg/l. A la solución se le añadieron dos veces al día (cada 12 horas)
ácido acético (HAc) o acetato sódico (NaAc) como fuente de carbono.
La cantidad de fuente de carbono cada vez fue de 0,28 ml de HAc
anhidro por litro de solución o 0,40 g de NaAc anhidro por litro de
solución, que correspondía a un equivalente de concentración de COD
de 316 mg/l. Según la variación del pH, se añadieron
alternativamente HAc o NaAc para mantener el pH entre 6,5 y 8,5.
Se observó acumulación de
NO_{2}^{-}-N (\geq 5 mg/l) después de la 12ª
adición de fuente de carbono en condiciones de aeración. La adición
de carbono se realizó un total de 18 veces o 9 días. El noveno día,
12 horas después de la segunda adición de la fuente carbono, la
acumulación de NO_{2}^{-}-N alcanzó 75 mg/l o
incluso más. Hasta entonces, el COD total (incluyendo toda la fuente
de carbono añadida y la del medio) había alcanzado 7688 mg/l y el
tiempo de aeración había ascendido a 11 días.
Después, se inició la desnitrificación anóxica.
La aeración se detuvo y se añadieron metanol y NaAc anhidro de
acuerdo con la concentración de NO_{2}^{-}-N con
una estequiometría química COD: NO_{2}^{-}-N =
2,4:1, que era un dato experimental y era diferente de la proporción
1,71:1 en teoría. Se añadió metanol de acuerdo con la proporción en
masa de CH_{3}OH:NO_{2}^{-}-N = 2,4:1 (datos
experimentales) o se añadió NaAc anhidro de acuerdo con la
proporción en masa de NaAc:NO_{2}^{-}-N = 4,57:1
(datos experimentales). Después, la mezcla se agitó para realizar la
desnitrificación. Se observó una gran cantidad de burbujas seguido
de flotación del lodo. Una vez que el
NO_{2}^{-}-N estaba por debajo de 0,5 mg/l, se
detuvo la desnitrificación.
La aeración puede continuar para oxidar
completamente NH_{4}^{+} en NO_{2}^{-} si todavía existe
NH_{4}^{+} restante. No se requiere adición de carbono en el
proceso y el proceso de desnitrificación que se ha mencionado
anteriormente puede repetirse varias veces una vez que la
acumulación de NO_{2}^{-} haya alcanzado un determinado nivel.
El fin del cultivo se marcó por el descenso de las concentraciones
de NH_{4}^{+}-N,
NO_{2}^{-}-N y NO_{2}^{-}-N,
cada una por debajo de 1 mg/l. El lodo obtenido puede usarse para
tratar todo tipo de aguas residuales.
El proceso de cultivo que se ha mencionado
anteriormente puede realizarse con éxito en el reactor de cuba (150
litros), así como el reactor de vaso de precipitados anterior. El
lodo forma témpanos tiene una buena capacidad de sedimentación.
\newpage
Ejemplo
Comparativo
Los ejemplos comparativos compararon la
actividad de la conversión del nitrógeno la actividad de la
conversión de nitrógeno por las bacterias oxidantes de amoniaco a
temperaturas diferentes en un proceso de secuenciación por lotes de
cultivo simple cuando se aplican medios de cultivo heterótrofos y
autótrofos.
Se sembraron por separado dos tipos de muestras
de suelo en el sustrato de cultivo que se ha mencionado en el
Ejemplo 1 (sustrato de cultivo heterótrofo, representado por H en
las Tablas 9 y 10) y medio de cultivo inorgánico de Stephen
modificado (sustrato de cultivo autótrofo, representado por A en las
Tablas 9 y 10). Las cantidades fueron 2,0 gramos de suelo seco por
litro de solución. Ambos ejemplos se realizaron usando un cultivo de
secuenciación por lotes simple a 28ºC en el mismo reactor y en las
mismas condiciones. Aparte de la aplicación de NaOH para a justar la
acidez, no se añadió una fuente de carbono orgánico.
El medio de cultivo modificado de Stephenson fue
como se indica a continuación con TN =
NH_{4}^{+}-N = 400 mg/l y sin
esterilización:
La Tabla 9 comparó las conversiones de nitrógeno
en dos sustratos de cultivo diferentes.
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(Tabla pasa a página
siguiente)
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\dotable{\tabskip\tabcolsep#\hfil\tabskip0ptplus1fil\dddarstrut\cr}{
\cr}
\newpage
Los resultados mostrados en las tablas
anteriores indicaron que la tasa de nitrificación y desnitrificación
en la sustancia de cultivo heterótrofo excedía a la del sustrato de
cultivo autótrofo. El lodo en el sustrato de cultivo heterótrofo
formó témpanos pero el lodo en el sustrato de cultivo autótrofo fue
pequeño y tenía poca capacidad de sedimentación lo que estaba de
acuerdo con los resultados indicados.
Las operaciones similares se realizaron a 15ºC,
y se cultivaron durante 35 días (Tabla 10).
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Los resultados muestran que a bajas
temperaturas, el crecimiento celular era muy escaso con una
formación de partículas ligeramente organizada en sustratos de
cultivo tanto heterótrofo como autótrofo. No tuvo lugar la
nitrificación, en otras palabras no hubo acumulación de
NO_{2}^{-}-N y
NO_{3}^{-}-N.
Se indicó que cuando se aplicó un cultivo de
secuenciación por lotes simple, la velocidad de nitrificación en
sustratos de cultivo inorgánicos u orgánicos fue extremadamente
lenta y el lodo activado era difícil de obtener, lo que está de
acuerdo con los informes previos.
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Ejemplo
2
El ejemplo 2 describe la aplicación del lodo
activado sembrado en Wushantu en el ejemplo 1 para tratar aguas
residuales modeladas de alta concentración de carbono y nitrógeno
orgánico.
El lodo activado sembrado en Wushantu en el
ejemplo 1 se recogió como inoculo. El proceso se realizo de acuerdo
con el diagrama de flujo mostrado en la Figura 1: La reacción se
detuvo cuando el amoniaco estaba por debajo de 3 mg/l (no había
acumulación de NO_{2}^{-}-N o
NO_{3}^{-}-N); el agua se desechó y el lodo se
dejó. El proceso se repitió continuamente durante 12 meses, durante
los cuales no se desechó lodo. Los parámetros técnicos y los
resultados de tratamiento relacionados se mostraron en la Tabla
11.
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(Tabla pasa a página
siguiente)
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Puede concluirse a partir de la Tabla 11 que
durante el tratamiento consecutivo de las aguas residuales de alta
concentración en carbono y nitrógeno orgánico a 28ºC con 2000 mg/l
sembrados de lodo activado y un solo difusor de aire, el HRT total,
el tiempo de aeración y el tiempo sin aeración disminuyen
significativamente con el alimento de las repeticiones de
tratamiento consecutivas. Sin embargo, el volumen del lodo
experimentó un ligero aumento hasta que se estabilizó después del
cuarto ciclo de tratamiento continuo. Se oxidó aproximadamente el
22,2% de amoniaco para dar N_{2} y se disipó mientras que el resto
del amoniaco se eliminó a través de la desnitrificación.
Los índices de efluente disminuyeron
sustancialmente (Tabla 12), de esta manera el procedimiento
propuesto por la invención había eliminado de forma eficaz el
carbono y el nitrógeno de las aguas residuales.
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Ejemplos
3-5
Los Ejemplos 3-5 describen la
aplicación del lodo activado sembrado en Wushantu para tratar aguas
residuales de glutamato monosódico, aguas residuales fertilizantes
modeladas y aguas residuales municipales modeladas de la misma
manera que el ejemplo 2.
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(Tabla pasa a página
siguiente)
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\cr}
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\dotable{\tabskip\tabcolsep#\hfil\tabskip0ptplus1fil\dddarstrut\cr}{
\cr}
\newpage
Puede concluirse que la oxidación del amoniaco
con la acumulación de NO_{2}^{-}-N como
indicador, fue capaz de realizarse rápidamente. Cuando la
temperatura bajo de 28ºC a 15ºC, oxidación todavía pudo producirse,
pero la velocidad de oxidación disminuyó significativamente. Pero a
medida que las repeticiones de tratamiento aumentaron, las HAOB
fueron capaces de adaptarse rápidamente a la baja temperatura, y la
velocidad de reacción biológica total aumentó y finalmente se
estabilizó.
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Ejemplos
6-10
Los Ejemplos 6-10 analizaron el
intervalo de temperatura óptico y la cantidad de lodo activado
sembrado más ventajosa para el proceso. Todas las condiciones en los
ejemplos 6-10 fueron similares a los ejemplos
2-5, excepto que la concentración de lodo inicial
fue de 6000 mg/l mientras que en los ejemplos 2-5 se
emplearon 2000 mg/l.
La Tabla 14 mostró los resultados del
tratamiento del agua a diferentes temperaturas usando un difusor de
aire único cuando aumentó la cantidad de lodo activado.
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(Tabla pasa a página
siguiente)
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\cr}
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\dotable{\tabskip\tabcolsep#\hfil\tabskip0ptplus1fil\dddarstrut\cr}{
\cr}
\newpage
A partir de la comparación de las Tablas 14, 11
y 13, se puede observar que el aumento del lodo activado puede
mejorar significativamente la eficacia del tratamiento, y acortar el
HRT total, el tiempo de aeración y el tiempo sin aeración. Para el
tratamiento continuo de las aguas residuales municipales modeladas a
bajas temperaturas, la eficacia de tratamiento fue comparable a la
de 28ºC después un corto periodo de adaptación. Esto refleja uno de
los principios esenciales mencionados en la presente invención:
eliminación de carbono y nitrógeno en condiciones de falta de
crecimiento celular.
Las Tablas 15 y 16 muestran los resultados del
tratamiento de las aguas residuales modeladas de alta concentración
en carbono y nitrógeno orgánico y aguas residuales fertilizantes
modeladas con concentraciones de lodo diferentes usando un difusor
de aire único a 28ºC.
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Las Tablas 15 y 16 mostraron que en el
tratamiento de aguas residuales modeladas de alta concentración de
carbono y nitrógeno orgánico y las aguas residuales fertilizantes
modeladas, HRT, la velocidad de la eliminación de TN y el tiempo
para la oxidación de amoniaco para dar nitrito se mejoraron
sustancialmente cuando la concentración de lodo aumentó. Sin
embargo, la actividad específica de la eliminación de TN y la
actividad de la oxidación de amoniaco disminuyeron
significativamente.
De forma similar, las operaciones de las aguas
residuales municipales modeladas con diferentes concentraciones de
lodo activado a 15ºC se muestran en la Tabla 17.
El HRT total, la velocidad de eliminación de TN
y el tiempo para la oxidación de amoniaco para dar nitrito se
mejoraron significativamente en proporción al aumento del lodo
sembrado. Sin embargo, la actividad específica de la oxidación de
amoniaco y la actividad específica de la eliminación de nitrógeno
total disminuyeron ligeramente.
Ejemplos
11-12
La solubilidad del oxígeno en agua a diferentes
temperaturas se muestra en la Tabla 18.
El OD saturado aumento significativamente con el
descenso de la temperatura, lo que dio como resultado la diferencia
insignificante de la actividad específica de la eliminación de TN y
la actividad específica de la oxidación de amoniaco a diferentes
concentraciones de lodo como se ha mostrado en los Ejemplos
6-10.
Por lo tanto, se puede deducir que la razón
fundamental de los descensos de la actividad de la eliminación de TN
y la actividad de la oxidación de amoniaco fue la baja eficacia de
la transferencia de oxígeno, en altas concentraciones de lodo. El
aumento en el suministro de oxígeno o la adopción de difusores de
aire de alta eficacia pueden aumentar el OD y mejorar la eficacia de
la transferencia de
\hbox{oxígeno para conseguir una
eliminación eficaz del carbono y el nitrógeno.}
El ejemplo 11 comparó los resultados del
tratamiento de las aguas residuales modeladas de alta concentración
de carbono y nitrógeno orgánico con una aeración diferente y
diferentes concentraciones de lodo.
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El ejemplo 12 comparó los resultados del
tratamiento de las aguas residuales fertilizantes modeladas con una
aeración diferente y diferentes concentraciones de lodo (Tabla
20).
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Las Tablas 19 y 20 demostraron los resultados de
la operación del tratamiento de las aguas residuales modeladas de
alta concentración de carbono y nitrógeno orgánico y las aguas
residuales fertilizantes modeladas con diferentes condiciones de
aeración. La mejora de la condición de aeración puede mejorar
sustancialmente la eficacia del tratamiento, reducir el HRT total,
el tiempo de aeración y sin aeración, y mantener de forma constante
la oxidación de amoniaco en la fase de acumulación de
NO_{2}^{-}-N.
Las Tablas 21 y 22 analizaron los diversos
parámetros (velocidad de eliminación de TN, actividad específica de
la eliminación de TN y actividad específica de la oxidación de
amoniaco) para el tratamiento de las aguas residuales modeladas de
alta concentración de carbono y nitrógeno orgánico y aguas
residuales fertilizantes modeladas en diferentes condiciones de
aeración y usando diferentes concentraciones de lodo.
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Cuando se mejoraron las condiciones de aeración
y la actividad específica de la eliminación de TN y la actividad
específica de la oxidación de amoniaco se mantuvieron constantes, la
alta concentración de lodo dio como resultado la reducción
significativa del HRT total y el tiempo para la oxidación de
amoniaco para dar nitrito, y mejoró la velocidad de eliminación de
TN.
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Ejemplo
13
El cultivo de lodo activado usando tierra Yutu
como inoculo se realizó mediante el mismo procedimiento que se ha
descrito en el Ejemplo 1. El tiempo de cultivo y la cantidad de
fuente de carbono pueden diferir ligeramente debido al a diferencia
en las propiedades fisicoquímicas de los suelos, la composición de
microorganismos, especialmente la especie de HAOB que muestra alta
actividad de oxidación
amoniaco-a-nitrito. El Bacillus
pseudofirmus NH-2 predominó la tierra Yutu
mientras que el Arthrobacter globiformis WR-2
predominó en la tierra
Wushantu.
Wushantu.
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Siguiendo el enfoque del cultivo anterior pero a
15ºC en el reactor de cuba de 150 litros, se cultivó tierra Yutu
durante 23 días, y después el lodo se filtró y sirvió como inoculo.
La Tabla 23 mostró los resultados del tratamiento de las aguas
residuales modeladas de concentración de carbono y nitrógeno
orgánico.
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Debido al escaso crecimiento bacteriano a 15ºC,
el lodo se cultivo adicionalmente a 28ºC. Durante el primer cultivo,
la acumulación de NO_{2}^{-}- N fue pequeña y crecieron
bacterias (Tabla 23). Esto se debió en gran medida al hecho de que
el crecimiento de HABO es débil a 15ºC. El proceso se realizó en
paralelo 6 veces.
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Ejemplos
14-18
Con el mismo enfoque, el lodo producido a partir
del ejemplo 13 se retiró por filtración. Los resultados del
tratamiento consecutivo de diversos tipos de aguas residuales usando
4000 mg/l de lodo activado se muestran a continuación:
\newpage
\dotable{\tabskip\tabcolsep#\hfil\tabskip0ptplus1fil\dddarstrut\cr}{
\cr}
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\dotable{\tabskip\tabcolsep#\hfil\tabskip0ptplus1fil\dddarstrut\cr}{
\cr}
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\global\parskip0.940000\baselineskip
Ha de apreciarse que el lodo activado de la
tierra Yutu fue capaz de tratar aguas residuales con alta
concentración de amoniaco, tales como aguas residuales de glutamato
monosódico (la concentración de NH_{3}-N varió
entre 500-600 y 1500-1800 ml/l) y
aguas residuales fertilizantes modeladas. Las altas concentraciones
de NH_{3}-N no inhibieron la oxidación de amoniaco
como se describe por procedimientos convencionales.
\vskip1.000000\baselineskip
Ejemplos
19-20
El lodo filtrado final producido en los Ejemplos
14-18 se usó como inoculo para tratar aguas
residuales municipales modeladas y aguas residuales modeladas de
alta concentración de carbono y nitrógeno orgánico.
\newpage
\global\parskip1.000000\baselineskip
Los resultados del tratamiento fueron
comparables o incluso mejores que los obtenidos usando lodo activado
sembrado en Wushantu. La disminución de la transferencia de oxígeno
debido a altas concentraciones de lodo también puede evitarse
mejorando las condiciones de aeración para conseguir una eliminación
altamente eficaz del carbono y el nitrógeno.
\vskip1.000000\baselineskip
Ejemplo
21
El ejemplo se refiere a la eliminación biológica
de nitrógeno de las aguas residuales de coque usando los
procedimientos descritos en esta invención.
Las aguas residuales de coque, caracterizadas
por alto COD y alto NH_{3}-N, eran un tipo
especial de aguas residuales industriales que contravienen otros
procedimientos de tratamiento de aguas residuales que se han
mencionado anteriormente y por lo tanto dificultaban conseguir la
eliminación de NH_{3}-N.
Un grupo de acero en Nanjing, provincia de
Jiangsu usó el procedimiento de lodo activado convencional para
tratar las aguas residuales de coque desfenolizadas y destiladas con
amoniaco con HRT \geq12 h. La calidad del agua del efluente
después de la aeración se muestra en la Tabla 27.
Los resultados fueron similares a los informes
de otras compañías: Las concentraciones de fenol y cianuro
básicamente pueden alcanzar los estándares controlados aunque el COD
y NH_{3}-N excedan sus límites correspondientes.
Los procesos de nitrificación-desnitrificación
abreviados (o completos) no pudieron aplicarse a este tipo de aguas
residuales debido a que no tuvo lugar la nitrificación en los
reactores, por lo tanto, el amoniaco no pudo eliminarse.
Las principales razones son:
\ding{192} El procedimiento del lodo activado
es una técnica biológica destinada a la eliminación de BOD, por lo
tanto, es eficaz en el tratamiento del fenol, cianuro y tiocianato
degradable. Así, puede entenderse que el tratamiento Por tanto, es
comprensible que el tratamiento de compuestos orgánicos complejos
refractarios es insatisfactorio.
\ding{193} El 24,4% de la eficacia de
eliminación de NH_{3}-N por el lodo activado se
aporta parcialmente en realidad por la liberación de N_{2}
producido a partir de la oxidación de amoniaco heterótrofa durante
el proceso sin crecimiento celular de HAOB (no se desechó lodo en
este proceso de tratamiento). No es el resultado de la extracción
con aire como se pensaba.
Las aguas residuales de coque desfenolizadas y
destiladas con amoniaco se airearon continuamente a 28ºC antes de
verterse en el tanque biológico. El lodo activado propuesto por la
presente invención se sembró en el tanque. El valor del pH en el
tanque experimentó descensos continuos pero el
NH_{4}^{+}-N no se redujo cuando el fenol
volátil alcanzó los estándares correspondientes (el punto en el que
la eliminación de NH_{4}^{-}-N alcanza
aproximadamente el 24%). Después, la solución de fenolato sódico
(que contenía fenol (calidad analítica) e hidróxido sódico), que
tenía un pH ajustado entre 7,0 y 7,5, se añadió al reactor cada 12
horas. La solución se aireó continuamente durante 13 días antes de
que el NH_{4}^{+}-N se eliminara completamente.
No se detectaron acumulaciones de NO_{2}^{-}-N y
NO_{3}^{-}-N. Esto prácticamente confirmó que
los heterótrofos no eran capaces de oxidar
NH_{4}^{+}-N para dar N_{2}. Por otro lado, la
eficacia de la eliminación del amoniaco era ineficaz usando este
modelo. El proceso, además de requerir la entrada de COD, también
consumió tiempo y consumió una gran cantidad de oxígeno y energía.
En total, el proceso no fue aplicable para la eliminación de
amoniaco de las aguas residuales de coque.
En el sistema de lodo activado, normalmente no
tiene lugar la nitrificación. Esto se atribuye en gran medida a la
inhibición de la oxidación de amoniaco, especialmente las sustancias
orgánicas, como CN^{-} y SCN^{-} que inhiben la nitrificación o
el proceso más tradicionalmente denominado oxidación de amoniaco. Se
realizaron investigaciones adicionales para observar si la
nitrificación, con acumulación de NO_{2}^{-}-N o
NO_{3}^{-}-N como indicador tendría lugar
después de que se eliminaran las sustancias inhibidoras, tales como
CN^{-} y SCN^{-}.
El inventor sostuvo que la causa básica de la
dificultad de la eliminación de NH_{4}^{+}-N fue
la falta de fuente de carbono necesaria por HAOB, especialmente
heterótrofos altamente activos para la oxidación de amoniaco para
dar nitrito, que evitaría la oxidación de amoniaco. Debido a esta
preocupación, el inventor diseñó un proceso que combina un reactor
de flujo continuo con un SBR (Figura 3).
En el proceso que se muestra en la Figura 3, el
cianuro y el cianato, etc., se eliminaron de las aguas residuales de
coque desfenolizadas y destiladas con amoniaco 1. El efluente 2
después se la separación del lodo contenía amoniaco y se introdujo
en el SBR, en el que se sembraron diferentes concentraciones de lodo
activado con HAOB. Una de las especialidades del proceso fue que la
fuente de carbono orgánico 3, no más de 200 mg/l, debe añadirse
durante la aeración. Después, se realizó la oxidación de amoniaco y
se mantuvo en la fase de nitrificación abreviada (el
NO_{2}^{-}-N era el producto final) seguido de
desnitrificación después de que se detuviera la aeración.
La eficacia del tratamiento se muestra en la
siguiente tabla.
\vskip1.000000\baselineskip
El COD de las aguas residuales de coque después
de la eliminación del nitrógeno era de aproximadamente 300 mg/l, que
estaba por encima del estándar nacional (150 mg/l). El COD restante
puede tratarse con reactivo de Fenton con Fe^{2+} y H_{2}O_{2}
(30%). Cuando el H_{2}O_{2} alcanzó 600 mg/l o 900 mg/l, el COD
se redujo al nivel de 175-7 mg/l y 130,5 mg/l,
respectivamente, lo que estaba conforme con los estándares
nacionales.
Los resultados de la eliminación de carbono y
nitrógeno de diversas aguas residuales tratadas por el procedimiento
de acuerdo con la invención se resumen en la Tabla 29.
\vskip1.000000\baselineskip
Para enfatizar aún más las ventajas de esta
invención, se compararon los procedimientos de desnitrificación
anóxicos abreviados de esta invención y los procedimientos de
nitrificación simultánea aeróbica (SND).
El proceso SND se realizó en una mezcla de
aeración y continúa. Cuando el NH_{3}-N se oxidó
para dar NO_{2}^{-}-N y se acumuló
adicionalmente a una cierta cantidad (30\sim50 mg/l), la fuente de
carbono (NaAc anhidro) comenzó a añadirse hasta que la prueba del
reactivo de Griess-Ilosvay fue negativa
(NO_{2}^{-}-N<0,5 mg/l) lo que demostró que
la desnitrificación aeróbica se había completado. El consumo de la
fuente de carbono total se calculó cuando la prueba del reactivo de
Griess-Ilosvay fue positiva
(NO_{2}^{-}-N>0,5 mg/l) aproximadamente
5\sim10 minutes más tarde después de la desaparición de nitrito.
El tiempo necesario para la desnitrificación aeróbica se anotó. El
procedimiento se repitió hasta que el NH_{3}-N y
el NO_{2}^{-}-N estaban por debajo de 3 mg/l y
0,5 mg/l, respectivamente. La reacción se detuvo y se calculó el
tiempo total de desnitrificación y consumo de NaAc.
Los resultados del tratamiento de las aguas
residuales de glutamato monosódico usando dos tipos de lodo activado
con dos tipos de procedimientos se enumeran a continuación.
La comparación de la nitrificación y la
desnitrificación abreviada en este invención y el proceso SND para
tratar las aguas residuales de glutamato monosódico
(NH_{4}^{1}-N = 500 mg/l) usando lodo activado
sembrado en Wushantu (4000 mg/l) con un difusor de aire único se
muestra en la Tabla 30.
\vskip1.000000\baselineskip
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(Tabla pasa a página
siguiente)
\newpage
\dotable{\tabskip\tabcolsep#\hfil\tabskip0ptplus1fil\dddarstrut\cr}{
\cr}
\newpage
La comparación de la nitrificación y la
desnitrificación abreviada en este invención y el proceso SND para
tratar las aguas residuales de glutamato monosódico
(NH_{4}^{+}-N = 500 mg/l) usando lodo activado
sembrado en Yutu (4000 mg/l) con un difusor de aire único se muestra
en la Tabla 31.
\newpage
Las Tablas 30 y 31 indicaron que cuando se usó
lodo activado sembrado en tierra Wushantu, la fuente de carbono
necesaria para desnitrificar cada unidad de
NO_{2}^{-}-N usando el procedimiento de
desnitrificación aeróbica SND era 3,74 veces el del procedimiento de
acuerdo con la presente invención y la velocidad de desnitrificación
del proceso SND era el 25,7% la del procedimiento de acuerdo con la
presente invención. Mientras que, cuando se usó lodo activado
sembrado en Yutu, la fuente de carbono usada en el proceso SND era
2,88 veces la del procedimiento de acuerdo con la presente invención
y la velocidad de desnitrificación fue comparable en ambos
procedimientos, y la velocidad de desnitrificación para ambos
procedimientos fue significativamente mayor que la que usó el lodo
activado sembrado en Wushantu. La causa subyace en las diferencias
relacionadas con las especies de microorganismos.
En general, comparado con el procedimiento de
acuerdo con la presente invención, el proceso SND requirió más
fuente de carbono, aeración y suministro de energía, y tiene una
velocidad de reacción más lenta.
Claims (15)
1. Procedimiento para eliminar un contaminante
de carbono y nitrógeno de las aguas residuales usando la bacteria
heterótrofa de oxidación de amoniaco (HAOB), que comprende las
siguientes etapas:
- (A)
- Cultivo de lodo activado con HAOB: siembra de tierras naturales que contienen HAOB en un sustrato que contiene carbono y nitrógeno orgánico y/o nitrógeno de amoniaco inorgánico, y aeración en un reactor mientras se mantiene el pH dentro del intervalo de 6,5 a 8.5, en el que si el sustrato contiene nitrógeno de amoniaco, se suministra una fuente de carbono orgánico en lotes; detención de la aeración cuando la concentración de nitrógeno de amoniaco está por debajo de 3 mg/l y la acumulación de NO_{2}^{-}-N alcance una cantidad máxima, manteniendo un entorno anóxico, y añadiendo una fuente de carbono orgánico para permitir que la desnitrificación tenga lugar hasta que el total de las concentraciones de NO_{2}^{-}-N y NO_{3}^{-}-N sea menor de 1 mg/l; y
- (B)
- Eliminación de carbono y nitrógeno de las aguas residuales; siembra del lodo activado producido a partir de la etapa (A) en un reactor de tratamiento biológico que contiene aguas residuales que comprenden carbono y nitrógeno orgánico y/o nitrógeno de amoniaco inorgánico, y aeración para permitir que la oxidación del amoniaco tenga lugar, en el que si las aguas residuales no contienen carbono orgánico, al reactor se le añade una fuente de carbono orgánico adicional; y detención de la aeración cuando se ha acumulado nitrito, manteniendo una condición anóxica, y adición de una fuente de carbono orgánico para permitir que la desnitrificación tenga lugar hasta que el nitrito no esté presente, en el que las HAOB son bacterias heterótrofas que son capaces de realizar la amonificación, la oxidación del amoniaco y la desnitrificación (reducción de nitrito y nitrato), y que tienen las siguientes características: capacidad para crecer en una placa PM y dar un resultado positivo cuando el reactivo de Griess-Ilosvay se aplica directamente; capacidad para oxidar directamente amoniaco para dar N_{2}, NO_{2}^{-} o NO_{3}^{-} en condiciones aeróbicas en presencia de una fuente de carbono orgánico; y capacidad para eliminar nitrógeno a través de la desnitrificación con NO_{2}^{-} y NO_{3}^{-} como receptores de electrones y BOD como donante de electrones en condiciones aeróbicas o anaeróbicas.
2. Procedimiento de acuerdo con la
reivindicación 1, en el que los Bacillus pseudofirmus
NH-2 actualmente activo (Nº de Acceso de CCTCC
M203101) actúan como las bacterias dominantes en el lodo activado
con HAOB.
3. Procedimiento para eliminar un contaminante
de carbono y nitrógeno de las aguas residuales usando la bacteria
heterótrofa de oxidación de amoniaco (HAOB), de acuerdo con la
reivindicación 1, en el que los Arthrobacter globiformis
WR-2 altamente activo (Nº de Acceso de CCTCC
M202443) actúan como las bacterias dominantes en el lodo activado
con HAOB.
4. Procedimiento para eliminar un contaminante
de carbono y nitrógeno de las aguas residuales usando la bacteria
heterótrofa de oxidación de amoniaco (HAOB), de acuerdo con la
reivindicación 1, en el que en la etapa (A) el cultivo de lodo
activado con HAOB se realiza a 20-40ºC.
5. Procedimiento para eliminar un contaminante
de carbono y nitrógeno de las aguas residuales usando la bacteria
heterótrofa de oxidación de amoniaco (HAOB), de acuerdo con la
reivindicación 1, en el que la acumulación de
NO_{2}^{-}-N está en el intervalo de
0,5\sim125 mg/l en la oxidación de amoniaco de la etapa (B).
6. Procedimiento para eliminar un contaminante
de carbono y nitrógeno de las aguas residuales usando la bacteria
heterótrofa de oxidación de amoniaco (HAOB), de acuerdo con una
cualquiera de las reivindicaciones 1 a 5, en el que la etapa (B) la
oxidación de amoniaco y la desnitrificación se repiten hasta que los
contaminantes de carbono y nitrógeno se eliminan de las aguas
residuales.
7. Procedimiento para eliminar un contaminante
de carbono y nitrógeno de las aguas residuales usando la bacteria
heterótrofa de oxidación de amoniaco (HAOB), de acuerdo con la
reivindicación 1, en el que la eliminación de carbono y nitrógeno de
las aguas residuales descrita en la etapa (B) se realiza a
6\sim40ºC.
8. Procedimiento para eliminar un contaminante
de carbono y nitrógeno de las aguas residuales usando la bacteria
heterótrofa de oxidación de amoniaco (HAOB), de acuerdo con la
reivindicación 1, en el que el reactor de tratamiento biológico
usado en la etapa (B) es un reactor suspendido, un reactor de
biopelícula, un reactor simple de secuenciación por lotes, o reactor
de flujo continuo, o sus combinaciones.
9. Procedimiento para eliminar un contaminante
de carbono y nitrógeno de las aguas residuales usando la bacteria
heterótrofa de oxidación de amoniaco (HAOB), de acuerdo con la
reivindicación 1, en el que el lodo activado con HAOB se retiene
completamente en el reactor de tratamiento biológico.
10. Procedimiento para eliminar un contaminante
de carbono y nitrógeno de las aguas residuales usando la bacteria
heterótrofa de oxidación de amoniaco (HAOB), de acuerdo con la
reivindicación 1, en el que el reactor de tratamiento biológico es
capaz de conseguir espontáneamente la separación
lodo-agua; las aguas residuales que se han tratado
se vierten directamente del reactor de tratamiento biológico.
11. Procedimiento para eliminar un contaminante
de carbono y nitrógeno de las aguas residuales usando la bacteria
heterótrofa de oxidación de amoniaco (HAOB), de acuerdo con la
reivindicación 1, en el que el producto de oxidación de amoniaco se
controla controlando la cantidad de una fuente de carbono orgánico
en el reactor de tratamiento biológico en condiciones aeróbicas.
12. Procedimiento para eliminar un contaminante
de carbono y nitrógeno de las aguas residuales usando la bacteria
heterótrofa de oxidación de amoniaco (HAOB), de acuerdo con la
reivindicación 11, en el que, para 1 mol de amoniaco oxidado en el
reactor de tratamiento biológico en condiciones aeróbicas, cuando la
energía de oxidación producida por la fuente de carbono orgánico es
22 KJ/mol, la proporción molar de N_{2}-N con
respecto a NO_{2}^{-}-N es 58:42; cuando la
energía de oxidación es menor de 22 KJ/mol, el porcentaje molar de
NO_{2}^{-}-N está en el intervalo del
42%\sim99% entre los productos de oxidación de amoniaco; cuando la
energía de oxidación excede 22 KJ/mol, el porcentaje molar de
N_{2}-N está en el intervalo del 58%\sim99%
entre los productos de oxidación de amoniaco.
13. Procedimiento para eliminar un contaminante
de carbono y nitrógeno de las aguas residuales usando la bacteria
heterótrofa de oxidación de amoniaco (HAOB), de acuerdo con la
reivindicación 12, en el que la oxidación de amoniaco en la etapa
(B) se controla en la fase en la que no aparece acumulación de
NO_{3}^{-}-N.
14. Procedimiento para eliminar un contaminante
de carbono y nitrógeno de las aguas residuales usando la bacteria
heterótrofa de oxidación de amoniaco (HAOB), de acuerdo con la
reivindicación 13, en el que la energía de oxidación de la fuente de
carbono orgánico en el reactor de tratamiento biológico en
condiciones aeróbicas excede 43,4 KJ/mol por mol de amoniaco.
15. Procedimiento para eliminar un contaminante
de carbono y nitrógeno de las aguas residuales usando la bacteria
heterótrofa de oxidación de amoniaco (HAOB), de acuerdo con la
reivindicación 1, en el que el procedimiento puede usarse para
tratar aguas residuales de coque.
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