ES2910442T3 - Tratamiento de agua residual municipal con digestión anaeróbica - Google Patents

Abstract

Un proceso para tratar agua residual de baja contaminación con menos de 1000 mg/l de DQO que comprende las etapas de, a) tratar el agua residual con un tratamiento primario para producir un efluente primario y un lodo primario; b) tratar el lodo primario mediante digestión anaeróbica; c) tratar el efluente primario mediante un tratamiento secundario, y, d) añadir un residuo de codigestión al digestor anaeróbico a una tasa del 30 % o más de la carga de sólidos volátiles totales en el digestor, que comprende dos o más de las etapas de, a) el tratamiento primario comprende i) la aireación de contacto de sólidos del agua residual o la adición de un coagulante y/o un floculante al agua residual antes de ii) pasar el agua residual a través de un clarificador o microtamiz produciendo así un lodo primario que contiene al menos un 50 % de la DBO en el agua residual; b) la digestión anaeróbica se realiza con un contenido de sólidos del 4 % o más de sólidos secos producidos o mantenidos mediante espesamiento afluente o espesamiento recuperativo; y, c) el tratamiento secundario comprende i) la nitritación y la desnitritación, ii) la eliminación de nitrógeno mediante bacterias anammox, o iii) el paso a través de un biorreactor de lecho móvil con un tiempo de retención hidráulica de 90 minutos o menos o con una tasa de carga de 6 kg de DBO por metro cúbico de tanque por día o más.

Description

DESCRIPCIÓN

Tratamiento de agua residual municipal con digestión anaeróbica

Campo

Esta memoria descriptiva se refiere a un proceso para tratar agua residual que implica la digestión anaeróbica y otros procesos biológicos. El agua residual es un agua residual de baja contaminación, como el agua residual municipal, con menos de 1000 mg/l de DQO.

Antecedentes

Se puede producir un biogás a través de la digestión anaeróbica de un material que contiene biomasa. El biogás habitualmente se compone de un 50 a un 75 % de metano y de un 25 a un 50 % de dióxido de carbono. Otros gases, tales como nitrógeno, hidrógeno, sulfuro de hidrógeno u oxígeno también pueden estar presentes, pero en conjunto es poco probable que representen más de un 10 % del biogás. De estos otros gases, es probable que el nitrógeno sea el mayor componente. El biogás se puede quemar directamente con oxígeno, por ejemplo, y por lo tanto se puede utilizar como combustible. El metano dentro del biogás también se puede concentrar para reemplazar al gas natural.

El biogás se puede producir en un digestor anaeróbico. El proceso de digestión implica microorganismos, principalmente bacterias, que descomponen o convierten los materiales de entrada para producir el biogás y un efluente. El proceso implica una serie de tipos de bacterias y procesos, principalmente hidrólisis, acidogénesis, acetogénesis y metanogénesis.

La composición de la materia prima es importante para el proceso de generación de biogás. Los digestores anaeróbicos se diseñaron originalmente principalmente para su uso con estiércol y lodos de ganado. Otras materias primas pueden tener una composición diferente de material biodegradable. En general, los carbohidratos simples son los más fáciles de digerir, mientras que las moléculas grandes son más difíciles de digerir. La relación de carbono a nitrógeno de la materia prima también es relevante, prefiriéndose una relación C:N de 20-30:1. El contenido de humedad o la concentración de sólidos también pueden variar entre las materias primas.

El agua residual municipal, o agua servida, habitualmente se trata usando un proceso de lodo activado con clarificación primaria, un tren de proceso biológico y clarificación secundaria. El tren de proceso biológico puede proporcionar oxidación, nitrificación y desnitrificación mediante un tren de reactor anóxico-aeróbico-anóxico. Si se requieren concentraciones de nitrato y nitrógeno total bajas en el efluente, se añade metanol u otra fuente externa de carbono al primer reactor anóxico, y posiblemente también a un segundo reactor anóxico, para posibilitar una desnitrificación estable y más completa. El lodo activado residual, opcionalmente espesado, y el lodo primario se pueden alimentar a un digestor anaeróbico con una concentración de sólidos secos (SS) de hasta aproximadamente el 4 %.

Recientemente, ha habido algunas investigaciones sobre la posibilidad de tratar agua residual de baja contaminación (<1000 mg de DQO/l) alimentando prácticamente todo el agua residual directamente a un digestor anaeróbico. Las aguas residuales de baja contaminación incluyen, por ejemplo, el agua residual municipal ordinaria o agua servida. El impulsor primario de esta investigación es que, con relación al tratamiento de lodo activado convencional, el tratamiento anaeróbico ofrece la posibilidad de reducir la generación de lodo, ahorrar energía al evitar la aireación del licor mixto y recuperar energía del biogás. Sin embargo, además de la baja concentración de demanda química de oxígeno (DQO), más de la mitad de la DQO en el agua residual municipal se encuentra en forma de sólidos suspendidos, y el agua suele estar fría, tal vez entre 10 y 25 grados C. Estos factores ralentizan la cinética de las bacterias anaeróbicas y la tasa de hidrólisis de la materia particulada, y tienden a tomar parámetros clave del proceso (como la TCO, tasa de carga orgánica y la proporción de alimento a microorganismos) fuera de las condiciones presentes en los digestores mesofílicos en funcionamiento o digestores de agua residual industrial. Además, el efluente de los digestores anaeróbicos habitualmente no cumple con las normas de calidad del efluente de tratamiento secundario para sólidos, nitrógeno o fósforo.

El artículo "Principles and potential of the anaerobic digestion of waste-activated sludge" de Appels L et al., publicado en Progress in Energy and Combustion Science (Elsevier Science Publishers, Ámsterdam, NL, vol. 34, n.° 6, 1 de diciembre 2008 (01-12-2008), páginas 755-781, XP025478976) es un artículo de revisión que esboza el proceso general de digestión anaeróbica de lodo activado residual. El documento US 5733 455 A divulga un proceso de tratamiento de agua residual que tiene características de separación de sólidos acrecentadas y demanda bioquímica de oxígeno reducida en el agua residual purificada.

Introducción

Esta sección pretende introducir al lector a la divulgación más detallada que sigue. La presente invención, se refiere a un proceso para tratar agua residual de baja contaminación con menos de 1000 mg/l de DQO como se define en la reivindicación 1. Las realizaciones preferidas son objeto de las reivindicaciones dependientes. Todas las realizaciones descritas, que no entran dentro del alcance de la reivindicación 1, se indican en el presente documento como realizaciones ilustrativas no de conformidad con la presente invención.

En esta memoria descriptiva se describirán varios procesos y aparatos para tratar agua residual. Aunque se pueden tratar otras aguas residuales, el proceso de acuerdo con la presente invención está adaptado para tratar agua residual de baja contaminación, por ejemplo, agua residual municipal (denominada de forma alternativa agua servida) con menos de 1000 mg de DQO/l. El agua residual puede tener una temperatura, al menos estacionalmente, de 20 grados C o menos.

En algunos de los procesos, una corriente de agua residual se separa en una porción rica en sólidos y una porción pobre en sólidos mediante una etapa de separación de sólidos. La etapa de separación preferentemente elimina al menos algo de demanda biológica de oxígeno coloidal (DBO) de modo que la porción rica en sólidos contenga un 50 % o más de DBO y un 70 % o más de sólidos suspendidos totales (SST) del agua residual. La porción rica en sólidos se trata en un digestor anaeróbico preferentemente con espesamiento de una o más corrientes afluentes al digestor o espesamiento recuperativo. La porción pobre en sólidos se trata, por ejemplo, para eliminar DBO soluble o nitrógeno. Por ejemplo, la porción pobre en sólidos puede tratarse mediante nitritación y desnitritación cuando se requiere la eliminación de nitrógeno. Sin pretender limitar ninguna invención reivindicada a ninguna teoría de operación particular u operación, desviando sólidos, incluso sólidos coloidales, a un digestor anaeróbico y tratando DBO o nitrato verdaderamente soluble (y fácilmente digerible) restante en un reactor biológico energéticamente eficiente, el agua residual puede tratarse usando menos energía que un proceso de lodo activado que produce un efluente de calidad similar, al tiempo que aumenta la producción de biogás.

En algunos de los procesos y aparatos, el nitrógeno se elimina de una corriente de proceso dentro de una planta de tratamiento de agua residual mediante nitritación y desnitritación. La corriente de proceso se trata en un tanque anóxico, el efluente del tanque anóxico se trata en un tanque de nitritación y una porción del efluente del tanque de nitritación se recircula de regreso al tanque anóxico. La alimentación al tanque anóxico puede comprender el efluente de un digestor anaeróbico, habiendo tratado el digestor una porción del agua residual de alimentación y una porción del agua residual empobrecida en sólidos. Una unidad de filtración por membrana depurada (o rascada) con aire puede seguir al tanque de nitritación. La cantidad de oxígeno transferida al licor mixto por el aire de depuración puede usarse para ayudar en la eliminación de nitrógeno. Opcionalmente, el efluente de la planta se puede ozonizar para oxidar cualquier nitrito remanente a nitrato.

En otros procesos y aparatos, las corrientes de proceso son tratadas por bacterias annamox o por un biorreactor de lecho móvil (MBBR, por sus siglas en inglés, moving bed bioreactor) de alta velocidad cuando no se requiere la eliminación de nitrógeno.

En otros procesos y aparatos, el agua residual fluye generalmente directamente a un digestor anaeróbico. El desempeño de este proceso puede acrecentarse mediante uno o más de espesamiento recuperativo, integración con una unidad de membrana depurada con aire y tratamiento de una corriente de proceso que implica nitritación y desnitritación.

Dibujos

La figura 1 es un diagrama de flujo esquemático que brinda una descripción general de una planta de tratamiento de agua residual en la que un digestor anaeróbico se alimenta con una porción enriquecida en sólidos del agua residual y una porción reducida en sólidos del agua residual pasa por otras etapas de tratamiento para eliminar, por ejemplo, nitrógeno o DBO.

La figura 2 es un diagrama de flujo esquemático de una planta de tratamiento generalmente de acuerdo con la descripción general de la figura 1 que tiene un microtamiz mejorado químicamente, eliminación de nitrógeno por nitritación y separación por membrana, y un digestor anaeróbico con espesamiento recuperativo.

La figura 3 es un diagrama de flujo esquemático de una variación de la planta de la figura 2 que reemplaza la etapa de separación por membrana con un clarificador.

La figura 4 es un diagrama de flujo esquemático de una planta de tratamiento generalmente similar a la descripción general de la figura 1 que usa un MBBR para el tratamiento secundario seguido de un microtamiz para la separación final de sólidos.

La figura 4B es un diagrama de flujo esquemático de una planta de tratamiento que es una variación de la figura 4 que usa un tanque de aireación de contacto de sólidos y un clarificador secundario para la separación final de sólidos.

La figura 5 es un diagrama de flujo esquemático de una planta de tratamiento generalmente similar a la descripción general de la figura 1 que usa un reactor IFAS (por sus siglas en inglés, integrated fixed-film activated sludge) con bacterias annamox y un clarificador secundario para la separación final de sólidos.

La figura 6 es un diagrama de flujo esquemático de otra planta de tratamiento generalmente similar a la descripción general de la figura 1 que usa un reactor IFAS con bacterias annamox y un reactor de membrana sumergida para la separación final de sólidos.

La figura 7 es un diagrama de flujo esquemático de otra planta de tratamiento generalmente similar a la descripción general de la figura 1 que usa un reactor IFAS con bacterias annamox y un reactor de membrana sumergida para la separación final de sólidos y que incluye una zona anaeróbica para la eliminación biológica de fósforo.

La figura 8 es un diagrama de flujo esquemático de una planta de tratamiento en la que una ruta de flujo primaria pasa en serie (pero con diversas corrientes de reciclaje) a través de un digestor anaeróbico y luego a través de otras etapas de tratamiento para eliminar, por ejemplo, nitrógeno.

La figura 9 es una sección transversal esquemática de un concentrador de licor mixto usado en la figura 8.

Descripción de diversas realizaciones

Diversas plantas de tratamiento de agua residual, o partes de ellas, se describen con referencia a las figuras 1 a 9 a continuación. En las plantas de las figuras 1 a 7, un digestor anaeróbico se alimenta con una porción enriquecida en sólidos del agua residual y una porción empobrecida en sólidos del agua residual pasa por otras etapas de tratamiento para eliminar, por ejemplo, nitrógeno. En la planta de la figura 8, la ruta de flujo primaria pasa en serie (pero con diversas corrientes de reciclaje) a través de un digestor anaeróbico y luego a través de otras etapas de tratamiento para eliminar, por ejemplo, nitrógeno. Se cree que las figuras 1 a 7 usan menos energía y producen más biogás cuando se trata agua servida municipal. La figura 8, sin embargo, también puede usarse para tratar agua servida municipal, puede ser más adaptable a corrientes residuales de mayor contaminación y tiene diversas peculiaridades de proceso que pueden ser útiles en plantas de acuerdo con las figuras 1 a 7 o en otras plantas.

La figura 1 muestra una planta de tratamiento 10 de agua residual. La planta 10 tiene diversos componentes de proceso unitario y corrientes de proceso que se describirán con más detalle a continuación. La planta 10 tiene un flujo de proceso que es generalmente similar, a nivel general, a los diagramas de flujo más detallados que se dan en las figuras 2 a 8. Los diagramas de flujo de las figuras 2 a 8 pueden diferir de uno o más detalles de la figura 1, pero una descripción de la figura 1 aún puede ser útil para comprender las figuras 2 a 8.

En la planta 10, un afluente crudo A, que puede ser agua servida municipal u otra agua residual de baja contaminación, entra a un área 1 de tratamiento preliminar. El tratamiento preliminar puede incluir, por ejemplo, el tamizado grueso del afluente crudo A y la eliminación de arena del afluente crudo A. Los tamizados gruesos pueden lavarse y compactarse, y la arena puede lavarse. Los tamizados gruesos y la arena salen de la planta 10 a través de la corriente I de tamizado gruesos lavados y compactados y de arena para su desecho.

La corriente de efluente tratado preliminarmente B, que comprende agua servida tamizada y desarenada, fluye a un área 2 de tratamiento primario mejorado (TPM). El área 2 de TPM elimina la materia orgánica suspendida, preferentemente incluida la materia coloidal, para reducir los sólidos suspendidos totales (SST) y la DBO de la corriente de efluente tratado preliminarmente B, preferentemente en mayor medida que habitualmente lo hacen los clarificadores primarios convencionales en las plantas de tratamiento de agua residual de lodo activado convencionales. Los clarificadores primarios en los procesos de lodo activado, incluso si operan con alguna mejora química para proporcionar una eliminación mayor que la ordinaria, habitualmente eliminan menos del 50 % de la DBO y el 70 % de los SST del efluente tratado preliminarmente B. El área 2 de TPM preferentemente elimina el 50 % o más de la DBO y el 70 % o más de los SST del efluente tratado preliminarmente B. La eliminación de la DBO en el área 2 de TPM puede incluir al menos algo de DBO coloidal y puede ser del 60 % o más o del 70 % o más. La eliminación de SST en el área 2 de TPM puede ser del 80 % o más o del 90 % o más.

Los diversos diagramas de flujo en las figuras 2 a 8 usarán uno de tres ejemplos de configuraciones para el área 2 de TPM, aunque también podrían usarse otros tratamientos primarios. Una configuración es el microtamizado mejorado químicamente, usando microtamices y añadiendo coagulante o floculante o ambos. Otra configuración es la clarificación primaria mejorada químicamente usando clarificadores primarios convencionales pero añadiendo coagulante o floculante o ambos. Otra configuración usa aireación de contacto de sólidos y sedimentación o tamizado, usando un breve período de aireación para promover la creación de polímeros exocelulares producidos por bacterias y la adsorción en lugar de coagulantes o floculantes químicos. El área 2 de TPM produce un efluente primario C y un lodo primario E.

El efluente primario C fluye a un área 3 de tratamiento secundario o biológico. El tratamiento secundario se usa para eliminar uno o más contaminantes restantes en el efluente primario C, como DBO, nitrógeno o fósforo. El tratamiento secundario también puede incluir una etapa adicional de separación de sólidos. La eliminación de nitrógeno del efluente primario C puede usar, por ejemplo, un proceso de nitritación y desnitritación como se muestra en las figuras 2 y 3. Las figuras 4 a 6 comprenden tratamientos con bacterias annamox. En estas figuras, puede usarse la desamonificación para la eliminación de nitrógeno en masa con nitrificación y desnitrificación para el pulido. La eliminación de fósforo, que puede adaptarse a otros diagramas de flujo, puede ser biológica o química, y puede incluir la recuperación de fósforo como estruvita (fosfato amónico magnésico o MAP (por sus siglas en inglés, magnesium ammonium phosphate)). Las figuras 7 y 8 usan reactores MBBR para aplicaciones donde no se requiere la eliminación de nitrógeno. La separación final de sólidos en el área 3 de tratamiento secundario puede realizarse usando, por ejemplo, un clarificador secundario, membranas o un microtamiz mejorado químicamente. El lodo secundario F del área 3 de tratamiento secundario va a un área 4 de digestión anaeróbica. El efluente final D se envía para su desecho o reutilización, opcionalmente después de otras etapas de tratamiento, como la desinfección.

El área 4 de digestión anaeróbica trata el lodo primario E y el lodo secundario F mediante digestión anaeróbica, incluyendo preferentemente el espesamiento del lodo afluente o recuperativo y la deshidratación del lodo efluente. La digestión puede ocurrir en un digestor de una sola fase o de dos fases. La digestión se realiza preferentemente a una concentración de sólidos mejorada provocada por uno o más de espesamiento del lodo primario E, espesamiento del lodo secundario F, espesamiento recuperativo que implica un reciclaje de sólidos separados de una corriente de efluente o codigestión de residuos adicionales. El lodo digerido residual habitualmente se deshidrata. Una corriente G de retorno del digestor, que comprende, por ejemplo, líquido de deshidratación producido en el proceso de deshidratación de lodo residual y cualquier efluente espesante afluente o recuperativo, se devuelve a las corrientes de tren de líquido B o C para su tratamiento adicional. Una torta de lodo H deshidratada y digerida habitualmente se envía para su secado, compostaje o desecho. El gas de digestor anaeróbico, o biogás, J producido en el bloque 4 de digestión anaeróbica se usa preferentemente como combustible, por ejemplo, como combustible para una unidad de generación de calor y potencia combinada in situ o mediante la actualización a las normas de las tuberías de gas natural.

Cada una de las figuras 2 a 8 especifica un tratamiento preliminar, un tratamiento primario, un tratamiento secundario y una forma de digestión anaeróbica. Sin embargo, generalmente es posible crear un proceso combinando un tratamiento preliminar de cualquiera de las figuras 2 a 8, con un tratamiento primario de cualquiera de las figuras 2 a 8, con un tratamiento secundario de cualquiera de las figuras 2 a 8 y digestión anaeróbica de acuerdo con a cualquiera de las figuras 2 a 8. Sin embargo, en las descripciones de las figuras se pueden observar algunas excepciones o combinaciones preferidas. Los detalles de proceso compatibles de las figuras 9 y 10, aunque la figura 9 describe un proceso que no está de acuerdo con la figura 1, también pueden combinarse con procesos de acuerdo con la figura 1.

De los diversos procesos de tratamiento primario, se prefiere el microtamizado mejorado químicamente porque puede eliminar de manera fiable un gran porcentaje de DBO y SST. De los procesos de tratamiento secundario, los procesos de nitritación y annamox proporcionan ambos una eliminación de nitrógeno muy eficiente, pero se prefiere el proceso de nitritación porque las poblaciones de bacterias annamox pueden tardar mucho tiempo en establecerse y pueden ser difíciles de mantener. Se prefiere el proceso de MBBR cuando no se requiere la eliminación de nitrógeno. De los procesos de digestión anaeróbica, se prefiere un reactor de una sola fase con espesamiento recuperativo, ya que algo de espesamiento es útil para promover una digestión eficiente, el espesamiento recuperativo da como resultado concentraciones de amoniaco más bajas en el digestor que el espesamiento afluente, y es probable que el contenido de sólidos esté por debajo de una concentración en la que la digestión en dos etapas se vuelve apropiada. Por consiguiente, se cree que las figuras 2 y 3 proporcionan los procesos generalmente preferidos entre las figuras 2 a 8, pero los otros procesos pueden ser más deseables en aplicaciones donde son importantes otras consideraciones además de las analizadas anteriormente.

La figura 2 muestra una planta 10A generalmente de acuerdo con la figura 1 pero con peculiaridades específicas que se describirán a continuación. Hay dos conceptos ejemplificados en la figura 2 (y otras plantas de acuerdo con la figura 1) asociados con la reducción de la energía requerida para tratar agua servida municipal y, al mismo tiempo, aumentar la energía que se puede extraer del agua servida al maximizar la generación de biogás. El primer concepto es llevar a cabo el tratamiento primario a fin de maximizar la eliminación de los sólidos suspendidos y coloidales que quedan en el agua servida después del tratamiento preliminar, y dirigir estos sólidos en el lodo primario a una digestión anaeróbica eficiente. El tratamiento primario mejorado reduce la carga de DBO y DQO en el tratamiento secundario. El segundo concepto es tratar el efluente primario con un sistema de tratamiento secundario que tiene una demanda de oxígeno reducida en comparación con la nitrificación y desnitrificación convencionales, y tiene una demanda de carbono (DBO) reducida para la eliminación de nitrógeno si se requiere la eliminación de nitrógeno.

La planta 10A comienza con el influente crudo A que fluye hacia el área 1 de tratamiento preliminar. Las etapas específicas implicadas en el área 1 de tratamiento preliminar no son críticas y pueden incluir un proceso unitario común, como el tamizado grueso y la eliminación de arena que ocurren en la cabecera de las grandes plantas de tratamiento de agua residual municipal típicas. En la planta 10A, el agua servida cruda A se trata a través de un tamiz grueso 11, tal como un tamiz de barra o escalonado de 6 mm. El tamiz grueso 11 elimina contaminantes grandes, basura y restos tales como plástico, vidrio, metales u otras partículas más grandes de sólidos no digeribles. Estos contaminantes se eliminan para que no acaben en la torta H que contiene sólidos eliminados con lodo anaeróbico residual. Los contaminantes grandes interferirían con el desecho, por ejemplo, mediante la aplicación al suelo, de la torta H o interferirían con un proceso de secado y granulación de la torta de lodo.

Los tamizados gruesos K eliminados del tamiz grueso 11 fluyen a una lavadora y compactadora 12 de tamizados. Este dispositivo puede incluir, por ejemplo, un transportador de tornillo inclinado que lava y compacta los tamizados gruesos K. Los materiales orgánicos pequeños regresan a la corriente afluente en una corriente de retorno P de tamizados. La compactadora 12 de tamizados reduce la masa y el volumen de tamizados en una corriente O de tamizados lavados y compactados que se va a desechar. Los bloques de tamizados en la corriente O de tamizados se depositan en un contenedor de basura 12 de tamizados y arena para su almacenamiento temporal antes de desecharlos como tamizados lavados y compactados y arena.

El agua servida Q sometida a tamizado grueso fluye a una cámara de arena 13. La cámara de arena 13 puede ser una cámara de arena 13 aireada o de tipo vórtice. La cámara de arena 13 se usa para eliminar arena y arenilla que, de otro modo, se acumularía en el área 4 del reactor anaeróbico. La arena cruda M fluye desde la cámara de arena 13 hasta una lavadora y clasificadora de arena 14. El agua de servicio de la planta, habitualmente el efluente final D desinfectado, se usa para lavar la arena. El agua de lavado de arena R con materiales orgánicos eliminados de la arena se envía al afluente aguas arriba del tamiz grueso 11. La arena lavada N va al contenedor de basura 12 para su almacenamiento hasta su desecho. Se requiere lavado para reducir los materiales orgánicos en el contenedor de basura 12.

El efluente tratado preliminarmente B fluye al área 2A de tratamiento primario mejorado. El tratamiento primario mejorado tiene como objetivo eliminar la materia orgánica suspendida y coloidal en el efluente tratado preliminarmente B para reducir sus concentraciones de SST y DBO. Un método preferido de tratamiento es el microtamizado mejorado químicamente (CEMS, por sus siglas en inglés, chemically enhanced micro-screening). Se añade coagulante S, por ejemplo cloruro férrico, al efluente tratado preliminarmente. El coagulante S se puede añadir antes de la cámara de arena 13 para facilitar la dispersión del coagulante S con la mezcla en la cámara de arena 13. El efluente tratado preliminarmente B entra a un canal de floculación 15 donde se añade una pequeña dosis de polímero para mejorar la formación de flóculos de modo que los sólidos suspendidos y coloidales puedan unirse por adsorción. El agua residual floculada U va a un microtamiz 16 tal como un tamiz de tambor de malla fina o un filtro de banda con aberturas menores de aproximadamente 80 micrómetros. El microtamiz 16 retiene los sólidos y una cuchilla de aire desaloja los sólidos retenidos en el tamiz. De manera adicional, puede usarse un pulverizador de agua caliente que opera de forma intermitente durante períodos cortos de tiempo para disolver y eliminar la grasa que se adhiere al microtamiz 16. Los sólidos eliminados del microtamiz 16 forman un lodo primario E con una concentración de sólidos que oscila del 2 al 6 % de sólidos secos (SS). El lodo primario E se transporta mecánicamente fuera del microtamiz 16 y se bombea al área 4A de digestión anaeróbica. El CEMS puede eliminar el 60 % o más de la DBO y el 80 % o más de los SST del efluente tratado preliminarmente B. La Tabla 1 muestra los resultados del CEMS con un microtamiz 16 de 40 micrómetros y usando 15 mg/l de coagulante S de cloruro férrico y 1 mg/l de polímero catiónico T. Como se indica en la Tabla 1, la adición de una sal de hierro da como resultado la eliminación de hasta el 70 % del fósforo total además de eliminar DBO y SST.

Tabla 1 Desem eño del CEMS

En la figura 2, el efluente primario C pasa a través del microtamiz 16 y fluye a un área 3A de tratamiento secundario. El área 3A de tratamiento secundario incluye eliminación biológica de nitrógeno, eliminación química de fósforo y membranas para separar y retener sólidos. Todos los reactores o zonas en el tren de tratamiento biológico pueden ser parte de un tanque común de tratamiento biológico de flujo tipo pistón no cubierto con deflectores usados para separar las zonas. El proceso de eliminación de nitrógeno que se muestra en la figura 2 es un proceso de nitratacióndesnitritación de fase separada con pre- y post-desnitritación y una fase de pulido aeróbico.

El efluente primario C fluye a un reactor preanóxico 17 para la desnitritación. El tiempo de retención hidráulica (TRH) del reactor preanóxico 17 cuando se modela a 15 grados Celsius oscila de 1,5 a 2 horas. El reactor preanóxico 17 puede mezclarse con mezcladores de entrada superior o sumergibles. En el reactor preanóxico 17, las bacterias heterótrofas reductoras de nitrito y de nitrato usan la DBO presente en el efluente primario C como fuente de carbono para convertir ambas formas de nitrógeno oxidado en gas nitrógeno. El nitrito entra al reactor preanóxico 17 con un reciclaje interno V a una tasa del doble del caudal de avance promedio (2Q) de un reactor de nitritación 18. El nitrato entra al reactor preanóxico 17 con licor mixto de retorno W desde un tanque de membrana 20 al doble del caudal de avance promedio (2Q).

El licor mixto anóxico desnitrificado X fluye al reactor de nitritación 18. El reactor de nitritación 18 es un reactor de crecimiento suspendido que selecciona bacterias oxidantes de amoniaco (BOA) manteniendo una concentración de oxígeno disuelto (OD) por debajo de 0,5 mg/l, habitualmente aproximadamente de 0,2 mg /l. Esta baja concentración de OD selecciona contra el crecimiento de bacterias oxidantes de nitrito (BON). El aire Y suministrado transfiere oxígeno a la columna de agua mediante burbujas producidas por difusores de burbujas finas. La concentración en el licor mixto (SSLM) en el reactor de nitritación 18 puede ser de 6000 a 9000 mg/l. El TRH puede ser de 2,5 a 4 horas dependiendo de la temperatura y el contenido de nitrógeno del afluente crudo A.

El licor mixto nitritado Z fluye a un reactor postanóxico 19 para su desnitritación y al reciclaje interno V, que se bombea al reactor preanóxico 17. El reciclaje interno V lleva nitrito al extremo delantero del proceso secundario. En el reactor postanóxico 19, el nitrito es reducido a gas nitrógeno por bacterias anóxicas heterótrofas. La descomposición endógena de las bacterias en este reactor produce la DBO soluble necesaria como fuente de carbono para reducir el nitrito. El reactor postanóxico 19 se mezcla con mezcladores de entrada superior o sumergibles. El t Rh es de 2,5 a 4 horas dependiendo de la temperatura y el contenido de nitrógeno.

El licor mixto desnitritado AA va a un tanque de membrana 20 para el pulido aeróbico y la separación de sólidos. El tanque de membrana 20 contiene membranas inmersas de microfiltración o ultrafiltración para la separación de sólidos. El aire Y usado para rascar las membranas también suministra el oxígeno necesario para oxidar a nitrato el amoniaco y el nitrito que entran al reactor. Si se requiere más eliminación de fósforo, se puede dosificar un coagulante S tal como cloruro férrico u otra sal metálica aguas arriba del tanque de membrana 20. El permeado que pasa a través de las membranas se convierte en el efluente final D y puede enviarse a desinfección. El licor mixto de retorno W al doble del flujo directo promedio regresa desde el tanque de membrana 20 hasta la cabeza del área 3A de tratamiento secundario. El licor mixto de retorno W evita el sobreespesamiento del licor mixto en el tanque de membrana 20 y reduce el contenido de nitrato en el efluente final D. El tanque de membrana 20 opera a 10000­ 14 000 mg/l SSLM. El TRH del tanque de membrana es de 1 a 2 horas.

Si las membranas usan más aire para el rascado del necesario para complementar la demanda biológica de oxígeno en el tanque de membrana 20, el licor mixto de retorno W tendrá una alta concentración de OD. Si este es el caso, el licor mixto de retorno W pasa a través de un pequeño tanque de desoxigenación 21. El OD en el tanque de membrana 20 depende del sistema de rascado con aire especificado por el proveedor de la membrana. Si el Od del licor mixto de retorno W es de 2 mg/l, entonces el TRH del tanque de desoxigenación es de 20 minutos. El licor mixto de retorno W tiene una tasa de absorción de oxígeno de aproximadamente 40 mg/l-hr y agotará rápidamente el oxígeno disuelto en el tanque de desoxigenación 21. El tanque de desoxigenación se mezcla con un mezclador de entrada superior o sumergible. El retorno de licor mixto desoxigenado W va al reactor preanóxico 17.

Una porción del licor mixto de retorno W se elimina como lodo secundario F. La Tabla 2 muestra los parámetros modelados para el flujo de tratamiento secundario en la figura 2 usando membranas y a 15 grados C y tratando 43,8 l/s (1 MGD-millones de galones por día).

Tabla 2. Desem eño del área 3A de tratamiento^ secundario

La figura 3 muestra otra planta 10B. La planta 10B es generalmente la misma que la planta 10A, pero no se usan el tanque de membrana 20 ni el tanque de desoxigenación 21. En su lugar, se usa un clarificador secundario 23. También se añade un pequeño tanque de pulido aeróbico 24 después del reactor postanóxico 19. El licor mixto de retorno W del clarificador secundario 23 al reactor preanóxico 17 es de 0,5 a 1,5 veces el flujo directo promedio. Los sólidos suspendidos en el licor mixto son de 2000 a 3000 mg/l. El OD en el tanque de pulido aeróbico 24 puede controlarse mejor usando aireación cónica que en el tanque de membrana 20. El licor mixto de retorno W se puede devolver a un OD bajo sin necesidad de un tanque de desoxigenación 21.

La nitritación usa un 25 % menos de oxígeno que la nitrificación al oxidar el amoniaco parcialmente a nitrito y no a nitrato. El bajo OD en el reactor de nitritación 18 permite una transferencia de oxígeno eficiente debido a un alto gradiente de OD con el aire Y suministrado. Esto reduce aún más el flujo de aire y la energía de aireación requerida, en comparación con un reactor de nitrificación que habitualmente opera a 2 mg/l de OD. El proceso de la figura 2 tiene una demanda de oxígeno de 224,1 mg/l (1870 libras por MG) tratado y produce un efluente con 5,6 mg/l de nitrógeno total (NT). Con fines de comparación, un proceso convencional de lodo activado de nitrificación-desnitrificación con clarificadores primarios tiene una demanda de 275,6 mg/l (2300 libras por MG) tratado y produce un efluente con 10 mg/l. La desnitritación (sobre nitrito) también consume un 40% menos de carbono que la desnitrificación (sobre nitrato). En el proceso de la figura 2, aproximadamente el 70 % del amoniaco entrante se elimina sobre nitrito y el 30 % sobre nitrato. Esto reduce la demanda global de carbono en aproximadamente un 30 % en comparación con la nitrificación-desnitrificación convencional. Dado que una fracción mayor de la DBO se retiene en el microtamiz 16 y se envía al área 4A del digestor anaeróbico, hay menos carbono disponible para la eliminación de nitrógeno. El uso de la nitritación-desnitritación es, por lo tanto, particularmente ventajoso en combinación con un tratamiento primario mejorado.

El lodo secundario F se bombea a un área 4A de digestión anaeróbica. Un espesador22 aumenta el contenido de sólidos del lodo secundario F desde aproximadamente un 1 a un 1,4 % hasta alrededor de un 4 a un 5 %. Se prefieren los espesadores de tambor rotatorio, pero puede usarse cualquier dispositivo de espesamiento de lodo activado residual (WAS, por sus siglas en inglés, waste activated sludge), como la flotación por aire disuelto o un espesadorde banda por gravedad. El polímero T se añade al lodo secundario F aguas arriba del espesador 22. El lodo secundario espesado AD se alimenta a un digestor anaeróbico 25. El digestor 25 se opera preferentemente a una temperatura mesofílica o termofílica, añadiendo calor si es necesario. El filtrado AE del espesador regresa al área 2A de tratamiento primario para la eliminación de SST. El lodo primario E también se bombea al digestor 25.

El digestor 25 opera con un alto contenido de sólidos usando un espesador recuperativo 26. El espesador recuperativo 26 puede ser un espesador de tornillo o de tambor, o un espesador centrífugo. El digestato AF se bombea desde el digestor 25 al espesador recuperativo 26 y el lodo espesado AG se devuelve al digestor 25. El polímero T se añade al digestato 27 para acrecentar el espesamiento. El filtrado AE del espesador regresa al área 2A de tratamiento primario para la eliminación de SST.

El digestor 25 puede operar con un contenido de sólidos en el digestor 25 del 4 % de SS o más, por ejemplo, un contenido de sólidos del 5 al 6 %. Esto produce un tiempo de retención de sólidos (TRS) de más de 40 días según el tamaño del digestor convencional para digestores de lodo activado residual basados en el caudal del afluente crudo. Se puede destruir hasta el 65 % de los sólidos volátiles alimentados con el lodo primario E y el lodo secundario espesado F. Como alternativa, puede usarse un digestor más pequeño hasta un TRS de aproximadamente 20 o 25 días. En un caso donde la planta 10A se está readaptando para reemplazar una planta de tratamiento de agua residual existente, operar el digestor 25 con una alta concentración de sólidos crea capacidad en un digestor existente para recibir mayores cantidades de residuos de codigestión AH, como grasa u otros residuos industriales de alta contaminación, que pueden codigerirse con los lodos EF de la planta 10A para aumentar aún más la producción de gas.

El alto contenido de sólidos del digestato 27 produce viscosidades de más de a 0,4 Pas (400 centi-Poise (cP)), que no se pueden mezclar con dispositivos de inyección de gas o mezcladores de bomba/chorro convencionales. Los mezcladores sumergibles de baja velocidad y alto par operados con motores hidráulicos como los producidos por UTS Products GmbH en Lippetal, Alemania, son ideales para esta aplicación. Para acceder a los mezcladores, se usan cajas de servicio también fabricadas por UTS Products GmbH para evitar la liberación de biogás del espacio de cabeza del digestor.

El digestato residual AH se lleva del digestor 25 a una unidad de deshidratación 27 tal como una prensa de tornillo, una prensa de banda, una centrífuga u otra unidad de deshidratación. El filtrado deshidratante AI regresa al área 2A de tratamiento primario. La torta de lodo H puede cargarse en un camión 28 para su desecho como compostaje o aplicación al suelo, o puede secarse adicionalmente para producir gránulos para uso como combustible o fertilizante.

El digestor 25 puede tener un TRH de aproximadamente 20 días y un TRS de aproximadamente 40 días. La reducción de sólidos volátiles (RSV) puede alcanzar el 65 % para el lodo primario E y el lodo secundario espesado AD combinados. El CEMS y el área 3A de tratamiento secundario generan aproximadamente un 15 % más de sólidos volátiles que van a la digestión que en un proceso convencional de lodo activado de nitrificación-desnitrificación (N/dN) con clarificadores primarios. El CEMS produce aproximadamente un 50 % más de SSV que un clarificador primario y la nitritación-desnitritación secundaria produce aproximadamente un 60 % menos de SSV del lodo secundario que un proceso de lodo activado N/dN convencional. Los sólidos volátiles del lodo primario son más digeribles que el WAS. Combinado con el aumento neto en la producción de SSV, esto da como resultado una mayor producción de metano que un proceso de lodo activado convencional. Si los lodos primario y secundario se trataran en un digestor anaeróbico convencional con un TRS de 20 días sin espesamiento regenerativo y una tasa típica de destrucción de SV de aproximadamente el 50 %, un proceso de lodo activado N/dN convencional produciría 144,4 l/min (aproximadamente 5.1 scfm (pies cúbicos estándar por minuto)) de metano por 3785 411,78 l (MG) de agua servida tratada. Por el contrario, el lodo primario E y el lodo secundario F de la planta 10A producirían 175,6 l/min (aproximadamente 6.2 scfm) de metano por 3785 411,78 l (MG) de agua servida tratada usando el mismo digestor con un TRS de 20 días. Sin embargo, tratar el lodo primario E y el lodo secundario F de la planta 10A usando un digestor del mismo tamaño pero con espesamiento recuperativo para proporcionar un TRS de 40 días y una RSV del 65,5 % produce 220,9 l/min (aproximadamente 7,8 scfm) de metano por 3785 411,78 l (MG) de agua servida tratada. Las plantas 10A y 10B pueden requerir poca o ninguna energía neta, o pueden tener una producción neta de energía. Usando un motor-generador con una eficiencia eléctrica del 41 %, el biogás J generado en la figura 2 produciría 52 kW de electricidad por cada 3785 411,78 l (MG) de agua servida tratada.

La Tabla 3 muestra los parámetros de desempeño modelados para el digestor 25 con alto porcentaje de sólidos operado a 35 grados C asociado con 43,8 l/s (1 MGD) de flujo de afluente crudo.

T l D m ñ l i r m fíli ^ l n ni li

La figura 4 muestra otra planta 10C. La planta 10C usa la misma área 1 de tratamiento preliminar y la misma área 2A de tratamiento secundario que en la figura 2. Sin embargo, un área 3C de tratamiento secundario está destinada a eliminar la DBO y los SST del afluente crudo A sin eliminar intencionalmente el nitrógeno. El proceso tiene una baja tasa de consumo de energía y una alta tasa de producción de biogás por lo que el balance energético puede ser neutro o positivo. Hay muchas plantas de tratamiento de agua residual en todo el mundo que tienen requisitos de efluente de DBO y de SST especificados, normalmente 30 mg/l de DBO y 30 mg/l de SST o menos, pero su efluente no está regulado para nitrógeno o fósforo. También existen plantas que, sin tener requisitos de eliminación de nutrientes en su descarga, suministran agua reciclada, normalmente para riego sin restricciones. El agua reciclada puede tener límites bajos de SST y turbidez, y requisitos estrictos de desinfección, pero puede ser deseable el nitrógeno o el fósforo en el efluente.

La planta 10C tiene un consumo de energía más bajo que un proceso de lodo activado convencional usado para la eliminación de DBO carbonoso (DBOc). El área 2A de tratamiento primario y el área 3C de tratamiento secundario pueden usarse con o sin un área 4 de digestión anaeróbica. Si se usa digestión anaeróbica, puede usarse el área 4A de digestión anaeróbica de la figura 2, por ejemplo, con la corriente de retorno G del digestor mostrada que comprende filtrado AE del espesador y filtrado deshidratante AI. El uso de un área 4 de digestión anaeróbica es particularmente deseable para plantas por encima de 175,3 l/s (4 MGD). A ese caudal, una planta 10C puede producir 200 kW o más de electricidad usando un motor de combustión interna y la producción de electricidad es rentable considerando el coste de manejar biogás y generar potencia. Sin embargo, los procesos también pueden usarse para readaptar pequeñas plantas de lodo activado que no se construyeron con digestión anaeróbica de WAS con el objetivo cuando se construyeron de reducir el coste de capital o de energía.

El proceso incorporado en la planta 10C fracciona la DBO en el influente crudo A y proporciona la eliminación secuencial de estas fracciones usando procesos unitarios que minimizan la energía, el volumen del tanque y la generación de sólidos. El uso de un área 2 de tratamiento primario mejorado maximiza la eliminación de materia suspendida y coloidal contenida en el agua residual después del tratamiento preliminar (tamizado grueso y eliminación de arena). Esto puede hacerse con microtamizado mejorado químicamente, con aberturas de malla de 80 micrómetros o menos, como en el área 2A de tratamiento primario mejorado o mediante sedimentación primaria mejorada químicamente con coagulante y polímero añadidos al efluente tratado preliminarmente B. Los sólidos separados se dirigen preferentemente a la digestión anaeróbica.

Para reducir el consumo energético de la planta 10C, el proceso evita la hidrólisis de la materia particulada (sólidos coloidales y suspendidos) que sale con el efluente primario C. Si las bacterias consumen el material particulado y añaden biomasa al sistema, esto aumentará la demanda de oxígeno. El consumo por parte de los microorganismos requiere oxígeno y tiempo y produce sólidos biológicos que son más difíciles de digerir anaeróbicamente, lo que a su vez da como resultado que se produzca menos biogás y que queden más sólidos para su desecho después de la digestión. Es preferible oxidar biológicamente solo la DBO verdaderamente soluble y luego separar los sólidos que quedan sin tratar y los sólidos producidos como rendimiento biológico del tratamiento de la DBO soluble.

Además de proporcionar un proceso energéticamente eficiente, la planta 10C puede readaptarse en una planta de lodo activado convencional usando gran parte de la capacidad de los tanques existentes. Después del tamizado grueso y la eliminación de arena en el área A de tratamiento preliminar, el efluente tratado preliminarmente B se dirige a una sedimentación primaria mejorada químicamente (CEPS, por sus siglas en inglés, chemically enhanced primary sedimentation), que se describirá con más detalle como área 2B de TPM a continuación con referencia a la figura 5, o a un CEMS como se describe para el área 2A de TPM en la figura 2, ambos usando dosis bajas de coagulante S y polímero T. Los tanques de sedimentación primaria existentes, o los tamices instalados en estos tanques o canales de afluente, pueden usarse para el área 2 de tratamiento primario. El tratamiento primario preferentemente elimina el 80 % o más de los SST y el 60 % o más de la DQO del efluente tratado preliminarmente B. La CEPS o el CEMS eliminarán la mayor parte de la DQO particulada y una porción de la DQO filtrada. La porción de la DQO filtrada que se puede eliminar físicamente es materia coloidal que se coagula y flocula con la adición de productos químicos y luego se deposita en un tanque de sedimentación primaria (clarificador) o se retiene mediante un microtamiz. La adición de 15 mg/l de cloruro férrico y 1 mg/l de polímero añade 27,2 kg/d (aproximadamente 60 lb/d) de SST químicos por cada 43,8 l/s (MGD) tratados. Esto es aproximadamente un aumento del 3 % en la producción de sólidos primarios.

El efluente primario C tiene pequeñas concentraciones de SST y sólidos coloidales y una porción importante de la DBO verdaderamente soluble del afluente crudo A. El efluente primario C se dirige a un biorreactor de lecho móvil (MBBR) 29 de alta velocidad con medio plástico 30 preferentemente a una alta relación de llenado, por ejemplo del 60 al 70 % del volumen del tanque. El MBBR 29 opera como un tanque de flujo pasante sin reciclaje de lodo. El medio es retenido en el tanque del MBBR 29 por un tamiz de salida 31. La biomasa unida al medio 30 puede controlarse solo para eliminar la d Qo soluble y está diseñada sobre la base de la carga de DQO soluble en el efluente primario C. El TRH puede ser de una hora o menos. La carga puede ser de hasta aproximadamente 12 g de DQO filtrada/m2-día. Usando 300 m2/m3 de volumen de tanque con una relación de llenado del 60 %, esta es una tasa de carga volumétrica de 3,6 kg de DQO soluble/m3-d de tanque, equivalente a una carga orgánica de 12 a 15 kg de DQO total/m3 de tanque por día.

Considerando aún más la tasa de carga, normalmente se usa un MBBR para eliminar la DBO, incluida la DBO particulada, con una tasa de carga volumétrica de aproximadamente 4 kg de DBO/m3 de reactor por día a 15 grados C, aproximadamente el 67 % de relleno de medio y un área superficial específica de medio eficaz de aproximadamente 335 m2/m3. Esto es aproximadamente 15 gramos de DBO por m2 de área superficial activa por día. Sobre una base de la DQO, usando una relación DBO/DQO total de 0,6 en el efluente primario C del CEMS, esto produciría una tasa de carga volumétrica de 7 kg de DQO total/m3 de reactor por día. Después del CEMS, aproximadamente el 90 % de la DQO es soluble, por lo que la carga de DQO soluble sería de más de 6 kg de DQO soluble/m3 de reactor por día.

En la figura 4, el MBBR 29 está muy cargado con la intención de eliminar solo la DQO soluble. El TRH puede ser de 30 minutos a 90 minutos, o preferentemente de 40 minutos a 1 hora, dependiendo del contenido de DQO con cargas de hasta 30 g de DQO filtrada/m2-día. Usando 335 m2 de área de medio 30 por m3 de volumen de tanque con una relación de llenado del 67 %, esto es una tasa de carga volumétrica de 12 kg de DQO soluble/m3 de tanque por día. Considerando una relación de DQO soluble/total en el efluente del CEMS de aproximadamente 0,9, esto es de 13 a 14 kg de DQO total/m3 tanque-día. Con una relación de DBO/DQO de 0,6, esto es 8 kg de DBO total/m3-día. Una carga aceptable podría ser menor, tal vez hasta 6 kg de DBO/m3 tanque-día, pero es más probable que sea mayor, por ejemplo, de hasta 10 kg de DBO/m3 tanque-día.

El aire Y puede suministrarse al MBBR 29 con difusores de burbujas gruesas para proporcionar la mezcla y el oxígeno necesario para eliminar la DQO soluble. Como alternativa, pueden usarse mezcladores mecánicos y el oxígeno puede suministrarse con difusores de burbujas finas. Esta combinación acrecienta la eficiencia de transferencia de oxígeno y reduce la cantidad de potencia consumida para la aireación.

A una tasa de carga alta como la descrita anteriormente, esencialmente solo se absorbe la DBO soluble. El área 3C de tratamiento secundario se basa únicamente en la biomasa unida para el tratamiento. Los sólidos unidos que se descomponen se desprenden del medio 30. El rendimiento biológico es pequeño. Los sólidos desprendidos y la materia particulada no tratada pueden separarse del efluente del MBBR 29. Un método de separación es usar un microtamiz secundario 32. Los sólidos se eliminan del microtamiz 32 con una cuchilla de aire para mantener un alto contenido de sólidos en el lodo secundario F. El lodo secundario F eliminado del microtamiz secundario puede ir al área 4 de digestión anaeróbica junto con el lodo primario E o puede ser descartado. La flotación por aire disuelto o la flotación por aire por cavitación pueden usarse como una forma alternativa de eliminación de sólidos después del MBBR 29, pero pueden ser menos prácticas que el CEMS, especialmente para caudales más altos. Puede añadirse polímero T o coagulante S, o ambos, para ayudar en la separación. Por ejemplo, pueden añadirse de 4 a 6 mg/l de cloruro férrico como hierro y 1 mg/l de un polímero catiónico de bajo a medio peso molecular antes de un microtamiz secundario 32. Pueden añadirse de 6 a 10 mg/l como hierro y de 1 a 2 mg/l de polímero catiónico de bajo a medio peso molecular antes de la flotación.

La figura 4B muestra una planta 10-C-2 modificada con un área 3C-2 de tratamiento secundario en la que el MBBR 29 de DQO soluble de alta tasa está seguido por un tanque de aireación 34 de contacto de sólidos con 20 a 30 minutos de tiempo de retención hidráulica aireado con difusores de burbujas finas, y seguido de un tanque de sedimentación secundario o clarificador 23. En el tanque 34 de contacto de sólidos, se usa biofloculación para posibilitar la eliminación de sólidos suspendidos y coloidales que salen del MBBR 29. El tanque 34 de contacto de sólidos es poco profundo, normalmente con menos de 10 pies de profundidad de agua lateral. El tanque 34 de contacto de sólidos tiene una relación de longitud a anchura de aproximadamente 10 a 1. Los requisitos de aire se basan en un gradiente de energía para una mezcla suave que promueva la biofloculación y no en la demanda biológica de oxígeno para oxidar la DBO. El flujo de aire típico es de 5 a 6 scfm (141,58 a 169,9 l/min) por pie lineal de canal. Esto es 4247,5 l/min (aproximadamente 150 scfm) de aire por 43,8 l/s (MGD) tratados. Esta es una fracción del flujo de aire que se requeriría para oxidar biológicamente los sólidos suspendidos volátiles en el efluente del MBBR 29. El nivel de SSLM puede ser de 1200 a 1800 mg/l. Un tanque 34 de contacto de sólidos puede readaptarse fácilmente en un tanque de aireación existente. Los flóculos biológicos formados en el tanque 34 de contacto de sólidos se depositan en un clarificador secundario 23, habitualmente ya existente en plantas de lodo activado. El flujo BA de lodo de retorno desde el clarificador secundario 23 hasta la cabeza del tanque 34 de contacto de sólidos puede ser el 25 % del flujo promedio de la planta (0,25 Q). El resto de la biomasa está contenida en el lodo secundario F. El lodo secundario F va a un espesador 22 antes de entrar al área 4 del digestor anaeróbico. Este concepto de tratamiento secundario es similar al filtro percolador/contacto de sólidos (FP/CS), donde el FP elimina la DBO soluble. En la presente divulgación, la eliminación de la DBO soluble se realiza mediante crecimiento adjunto en el medio 30 del MBBR y no mediante un filtro percolador. Esto posibilita readaptaciones sencillas en plantas de lodo activado existentes. La configuración del tratamiento secundario en la figura 4A puede ser preferible a la figura 4 en plantas de tratamiento de agua residual más grandes.

Las figuras 5 a 7 emplean bacterias annamox y se describirán a continuación. Con referencia a la figura 5, el tratamiento primario ocurre mediante clarificación primaria mejorada químicamente en un área 2B de tratamiento primario. Se añade coagulante S al efluente tratado preliminarmente B, preferentemente antes de la cámara de arena 13, como se muestra en la figura 2. También se añade polímero T al efluente tratado preliminarmente B antes de que entre a un clarificador primario 33. Por ejemplo, puede añadirse cloruro férrico en dosis de hasta 30 mg/l. Puede añadirse polímero aniónico o catiónico en dosis de hasta 2 mg/l. El efluente primario C va a un área 3D de tratamiento secundario y el lodo primario E va a un área 4B de digestión aeróbica. Esta configuración para el tratamiento primario puede ser menos eficaz que el CEMS, pero es más fácil de implementar como una readaptación de una planta de tratamiento de agua residual existente. La figura 6 usa un área 2A de tratamiento primario como se describe en la figura 2.

El tratamiento primario en la figura 7 es mediante aireación de contacto de sólidos y deposición en un área 2C de TPM. Aquí, el efluente tratado primario B fluye a un tanque de aireación 34 de contacto de sólidos si el proceso de separación final de sólidos es la sedimentación como en la figura 5. Sin embargo, si la separación final de sólidos usa membranas como en las figuras 6 y 7, entonces el efluente tratado primario pasa a través de un tamiz fino 35, tal como un tamiz fino perforado de 1 mm o 3 mm, para proteger las membranas aguas abajo y maximizar la separación de sólidos orgánicos. El tamiz fino 35 puede colocarse antes del tanque de aireación 34 de contacto de sólidos o después del clarificador primario 33. El efluente de tamiz fino AJ entra al tanque de aireación 34 de contacto de sólidos, que tiene un TRH de menos de una hora y un TRS de menos de medio día. En este tanque, se introduce aire Y a través de difusores de burbujas finas para promover la biofloculación de sólidos suspendidos con bacterias heterótrofas aeróbicas de alto rendimiento que producen polímeros exocelulares. Los polímeros exocelulares promueven la floculación y la unión de materia orgánica suspendida y coloidal a los flóculos para su eliminación por adsorción. El licor mixto aireado de contacto AK va a un clarificador primario 33. Una porción de los sólidos depositados o filtrados AL regresa al tanque 34 de contacto de sólidos para mantener su inventario de sólidos y el TRS, y otra porción equivalente al aumento neto total de sólidos suspendidos se descarta. Este grado de aireación preferentemente maximiza la eliminación de DBO y sólidos suspendidos sin oxidar o estabilizar aeróbicamente la materia orgánica.

El tratamiento primario en las figuras 6 a 8 logra un mínimo del 50 %, preferentemente el 60 %, de eliminación de DBO y más del 70 % de eliminación de SST. La concentración de sólidos del lodo primario E puede oscilar del 0,5 al 6 % de SS, dependiendo del método de eliminación preciso. La opción de configuración de tratamiento primario mejorado depende del coste relativo de implementación y operación, que es específico del sitio y puede ser una función de la infraestructura existente si se trata de una readaptación de una planta de tratamiento existente o una nueva instalación, el coste de los productos químicos, etc.

Hay dos modos de tratamiento secundario usados en las figuras 6 a 8, Modo A con eliminación biológica de nitrógeno y eliminación química de fósforo y Modo B con eliminación biológica de nitrógeno y eliminación biológica o biológica y química de fósforo. Ambos modos pueden operar con membranas o clarificadores secundarios como etapa de separación final de sólidos en el tratamiento secundario.

En general, cuando se aplica un tratamiento primario mejorado químicamente a través de las áreas 2A o 2B de TPM, del 60 al 80 % del fósforo se elimina químicamente con el lodo primario E. Este es el caso que se muestra en las figuras 5 y 6. En el área 2C de TPM, cuando no se añaden productos químicos, menos del 30 % del fósforo se elimina con el lodo primario E. Puede realizarse una eliminación química adicional de fósforo aguas abajo de cualquiera de estas áreas 2 de TPM añadiendo una segunda dosis de sales metálicas antes de una etapa de separación final de sólidos, como un clarificador (figura 5) o un tanque de membrana (figura 6). Como alternativa, la eliminación adicional de fósforo puede conseguirse biológicamente mediante absorción (figura 7).

En la figura 5, el modo A se combina con un clarificador secundario 23 para producir un área 3D de tratamiento secundario. Algunos o todos los reactores o zonas en el tren de tratamiento biológico pueden ser parte de un tanque común de tratamiento biológico de flujo tipo pistón no cubierto con deflectores usados para separar las zonas. El efluente primario C va a un reactor de desnitrificación anóxico 36. El TRH del reactor anóxico 36 oscila de 0,5 a 2 horas. El reactor anóxico 36 puede mezclarse con mezcladores de entrada superior o sumergibles. En el reactor anóxico 36, las bacterias heterótrofas desnitrificantes reducen (a gas nitrógeno) el nitrato devuelto con el lodo activado AM de una zona aeróbica de pulido 37 y un licor mixto de retorno W del clarificador secundario 23.

El licor mixto anóxico desnitrificado AN fluye a un reactor 38 de lodo activado de película fija integrada (IFAS, por sus siglas en inglés, integrated fixed film activated sludge) de una sola fase. Aquí, las bacterias anaeróbicas oxidantes de amoniaco (anammox) crecen unidas a medios plásticos 30 de flotabilidad neutra que proporcionan una superficie inerte para la unión de biopelículas. Las bacterias anammox tienen el tiempo de duplicación y el rendimiento global de sólidos más bajos de todas las bacterias involucradas en el proceso de tratamiento biológico. Por tanto, es importante retener las bacterias anammox en el reactor de desamonificación 38 para proporcionar un tiempo de retención de sólidos adecuado. Esto se consigue haciendo crecer las bacterias unidas a la superficie del medio inerte 30 y reteniendo el medio 30 con tamices 39.

Las bacterias oxidantes de amoniaco (BOA) unidas también crecen en las capas externas de la biopelícula. De manera adicional, las BOA dispersas crecen suspendidas en el reactor IFAS 38. Se añaden bacterias heterótrofas de desnitrificación y bacterias autótrofas oxidantes de nitritos al reactor IFAS 38 con una corriente de reciclaje y coexisten con los demás microorganismos en suspensión. El licor mixto en el sistema biológico de eliminación de nutrientes contiene bacterias anammox y bacterias oxidantes de amoniaco (BOA) dispersas, bacterias oxidantes de nitrito (BON), bacterias heterótrofas reductoras de nitrato o desnitrificantes, y bacterias heterótrofas oxidantes de carbono. La abundancia relativa y la actividad de los diversos tipos de bacterias en este consorcio dependen de las condiciones creadas en cada una de las zonas o reactores, sobre los sustratos que reciben y sobre las corrientes de recirculación interna.

En el reactor de desamonificación (IFAS) 38, las condiciones se mantienen principalmente para proporcionar oxidación parcial de amoniaco a conversión de nitrito por BOA y desamonificación de nitrito y amoniaco a gas nitrógeno por bacterias anammox. El oxígeno disuelto (OD) se mantiene entre 0,2 y 0,4 mg/l para seleccionar contra las bacterias oxidantes de nitrito (BON), que requieren niveles más altos de OD. Las BOA consumen OD y crean condiciones de bajo oxígeno para la capa más profunda de la biopelícula unida que está poblada por bacterias anammox. El tiempo de retención hidráulica es de 2 a 4 horas y la concentración de sólidos suspendidos en el licor mixto (SSLM) es de 5 a 10 g/l. El TRS es de 5 a 12 días dependiendo de la temperatura y de otras variables. En el reactor IFAS 38, aproximadamente la mitad del amoniaco se oxida aeróbicamente a nitrito. Para una eliminación óptima del amoniaco, las bacterias anammox requieren relaciones de N-nitrito a N-amoniaco en el intervalo de 1,1 a 1,4. Las bacterias anammox usan el nitrito como aceptor de electrones para convertir anaeróbicamente el amoniaco restante a gas nitrógeno. Por tanto, la oxidación anaeróbica del amoniaco no requiere carbono como donante de electrones. El consumo de alcalinidad es bajo, del orden de 1,2 kg de alcalinidad como CaCO³/kg N eliminado, en comparación con aproximadamente 3 kg/kg N en un proceso convencional de nitrificación/desnitrificación (N/dN). La relación entre alcalinidad disponible y nitrógeno en el efluente primario C es suficiente para la desamonificación y no se requiere una complementación de alcalinidad. En cuanto a los requisitos de oxígeno, el proceso de desamonificación usa 1,9 kg de O2/kg de N eliminado en comparación con los 4,3 kg de O2/kg de N usados en un proceso convencional de N/dN.

El reactor IFAS 38 tiene dos opciones de aireación y mezcla. La opción 1 es usar aireación intermitente con burbujas gruesas para mezclar el medio 30 portador del lecho móvil, suministrar el oxígeno requerido para oxidar una porción del amoniaco a nitrito y mantener los niveles bajos de OD indicados. El suministro de aire Y puede estar apagado durante 20 a 30 minutos y encendido durante aproximadamente 10 minutos. La frecuencia y la duración del ciclo de aireación intermitente pueden variar dependiendo de la concentración de nitrógeno, el inventario de biomasa y la eficiencia de transferencia de oxígeno del difusor. Mientras el aire Y está apagado, un mezclador mecánico opera en el reactor IFAS 38. La opción 2 es usar aireación continua modulada controlada por señales de analizadores en línea para amoniaco y nitrato. Cuando aumenta el contenido de amoniaco, aumenta el flujo de aire. Cuando aumenta el contenido de nitrato, se reduce el flujo de aire. Con esta estrategia de control de aireación, no se requiere mezcla mecánica.

El proceso de desamonificación produce de 0,2 a 0,3 mg de N-nitrato por mg de nitrógeno eliminado. Habitualmente, el reactor tendrá de 6 a 10 mg/l de N-nitrato después de la desamonificación. La eficiencia de eliminación de amoniaco en el reactor IFAS 38 es del 90 al 95 %. Habitualmente, permanecerán de 1 a 3 mg/l de N-amoniaco en el licor mixto desamonificado AO. Normalmente, la eliminación de nitrito supera el 95 % en el reactor IFAS 38. Dependiendo del contenido de nitrógeno del agua residual, pueden esperarse de 1 a 2 mg/l de N-nitrito en el licor desamonificado AO.

El licor mixto desamonificado AO va a un reactor aeróbico de pulido 37 de crecimiento suspendido sin membranas sumergidas. El TRH en este reactor oscila de 1 a 2 horas. En el reactor de pulido 37, la aireación de burbujas finas suministra el oxígeno necesario para nitrificar el amoniaco y el nitrito que escaparon del reactor de desamonificación 38. Dependiendo de la concentración de nitrógeno total requerida en el efluente final D, se devuelve más o menos nitrato en el lodo AM al reactor anóxico 36. Cuanto mayor sea la tasa de retorno, menor será el nitrógeno total en el efluente. Habitualmente, se devuelve de 1 a 3 veces el caudal promedio. El licor mixto nitrificado AP sale del reactor de pulido 37 a un clarificador secundario 23. El retorno interno del licor mixto nitrificado del reactor de pulido 37 al reactor anóxico 36 reduce los sólidos y la carga hidráulica en el clarificador secundario 23. El flujo de retorno típico del licor mixto de retorno W es de 0,5 a 1 veces el flujo promedio de la planta. Si se requiere más eliminación química de fósforo, puede añadirse un coagulante S de sal metálica antes del clarificador secundario 23. El fósforo reaccionará con el hierro férrico para producir fosfato férrico que precipita y se elimina con el lodo secundario F.

Los sólidos producidos en el proceso de tratamiento biológico y los sólidos no degradados que entraron con el efluente primario C se depositan en el clarificador secundario 23 y están contenidos en el lodo secundario F. El lodo secundario F contiene una combinación de bacterias anammox desprendidas, BOA, BON y desnitrificantes heterótrofos. La mayoría del lodo secundario F se devuelve al reactor anóxico 36 como licor mixto de retorno W. Una pequeña porción de lodo secundario F en la corriente AQ va a un espesador de lodo 22. El espesador 22 puede ser de tipo tambor, tornillo, centrífuga o de banda. Con el uso de polímero, el lodo secundario residual F combinado con el lodo primario E se espesan a un 6 a 12 % de SS en el espesador 22. El lodo combinado espesado AR se dirige a un área 4B de digestión anaeróbica de alto porcentaje de sólidos. El filtrado AE del espesador va a la parte delantera del área 2B de tratamiento primario. La configuración de tratamiento secundario que se muestra en la figura 5 puede readaptarse a las plantas de lodo activado convencionales existentes, ya que todas las modificaciones del proceso pueden implementarse en los tanques de lodo activado existentes, mientras que los clarificadores primario y secundario permanecen sin cambios.

La figura 6 usa un área 3E de tratamiento secundario usando el Modo A con membranas sumergidas. El proceso opera esencialmente de la misma manera descrita anteriormente para el área 3D de tratamiento secundario. Sin embargo, en lugar del reactor aeróbico de pulido 37 y el clarificador secundario 23 que se muestran en la figura 5, el proceso en la figura 6 usa un tanque de membrana 20 sumergido para separar los sólidos después del tratamiento biológico. El aire Y usado para el rascado de membranas también se usa como fuente de oxígeno para nitrificar el amoniaco y el nitrito que se purgan del reactor IFAS 38. El licor mixto desamonificado AO entra al tanque de membrana 20. El tanque de membrana 20 puede contener membranas sumergidas de microfiltración o ultrafiltración de lámina plana o de fibra hueca. El suministro de aire Y de rascado se controla de manera que el requisito de aire para el rascado introduce una cantidad de oxígeno ligeramente superior a la requerida para cumplir la demanda de oxígeno del pulido biológico y el mantenimiento celular, y mantiene el OD a un máximo de 2 a 3 mg/l.

El nivel de SSLM en el tanque de membrana 20 oscila de 7 a 14 g/l. El contenido de SSLM en el tanque de membrana 20 aumenta a medida que las membranas filtran el líquido para producir el efluente final D. Para evitar el sobreespesamiento del licor mixto, que reduciría la tasa de flujo de la membrana, el licor mixto de retorno W se devuelve a la parte delantera del reactor anóxico 36. El licor mixto de retorno W devuelve nitrato al reactor anóxico 36 para la desnitrificación. La tasa de retorno de licor es de 3 a 4 veces el flujo de avance o flujo de efluente (3 a 4 Q).

Es preferible evitar una alta concentración de OD en el tanque de membrana 20 usando membranas que requieren flujos de aire de rascado bajos y pueden operar con aireación intermitente. El licor mixto de retorno W también transporta oxígeno disuelto. El licor mixto con un alto contenido de OD introducirá oxígeno disuelto en el reactor anóxico 36. Esto limitará la eficacia de la desnitrificación y consumirá DBO soluble en la oxidación heterótrofa y no en la desnitrificación. Mantener un OD bajo en el tanque de membrana 20 acrecienta la desnitrificación y reduce el volumen en el reactor anóxico 36, ya que se devuelve menos oxígeno con el licor mixto de retorno W.

Con una tasa de retorno de lodo de 4 Q, el efluente final D podría tener tan solo 2 mg/l de N-nitrato, menos de 0,5 mg/l de N-amoniaco y menos de 0,5 mg/l de N-nitrito. Asumiendo que hay 2 mg/l de carbono orgánico soluble no degradable en el agua residual, este proceso puede producir efluentes con menos de 5 mg/l de nitrógeno total, menos de 1 mg/l de SST y menos de 5 mg/l de DBO. El efluente final E se destina a la desinfección y descarga o al almacenamiento y reutilización. Esta baja concentración de nitrógeno total del efluente, lograda con un tratamiento anammox de baja energía y un tratamiento primario mejorado, es posible gracias a la combinación de biomasa fija y suspendida y un reactor de membrana 20 aeróbico de pulido con un retorno de licor mixto adecuado y un reactor de desnitrificación anóxico aguas arriba del reactor IFAS 38 para hacer uso de la DBO soluble en el efluente primario C. Si se deben cumplir los límites bajos de fósforo, puede añadirse un coagulante S de sal de hierro o aluminio antes del tanque de membrana 20.

Las membranas sumergidas permiten un control esencialmente completo del TRS ya que esencialmente no salen sólidos suspendidos con el efluente final D. Por tanto, los sólidos en exceso deben descartarse para evitar la acumulación de partículas inertes y sólidos no degradables que entraron con el efluente primario C, así como una acumulación de sólidos biológicos producidos en el proceso de tratamiento. Una porción del lodo secundario F se descarta en un espesador22 de lodos, donde se espesa conjuntamente con el lodo primario E.

La figura 7 usa el Modo B con membranas sumergidas y añade una zona anaeróbica para la eliminación biológica de fósforo para formar un área 3F de tratamiento secundario. El efluente primario C entra en una zona anaeróbica 40 mezclada mecánicamente que selecciona el crecimiento de organismos acumuladores de fosfato (OAF) o bacterias poli-P. Estos organismos absorben ácidos grasos volátiles (AGV) y liberan fósforo en la zona anaeróbica. En agua residual con un tiempo de retención corto en el sistema de recogida, el contenido de AGV es bajo y los AGV contenidos en el efluente primario pueden no ser suficientes para promover una presencia significativa de OAF y eliminación de P, por tanto, es posible que se requiera una fuente complementaria de AGV. Como se describirá a continuación, los AGV se producen por hidrólisis del lodo primario E y tamizados finos AS en un reactor 41 separado. Después de espesar el lodo hidrolizado AT, un filtrado AU rico en AGV se alimenta a la zona anaeróbica 40 para mejorar el crecimiento de OAF y la eliminación de P. Una porción del filtrado AU también puede alimentarse al reactor anóxico 36 según sea necesario para proporcionar una fuente de carbono para la desnitrificación.

En la zona anaeróbica 40, la mezcla se realiza con mezcladores sumergibles o de entrada superior. El TRH en la zona anaeróbica 40 oscila de 1 y 2,5 horas, y el TRS oscila de 6 y 15 días dependiendo de la temperatura. El tren de lodo opera a un nivel de sólidos suspendidos en licor mixto (SSLM) que oscila de 5 a 10 g/l. Para mantener una concentración adecuada de bacterias acumuladoras de fosfato (OAF) en la zona anaeróbica 40, el lodo debe ser reciclado. Es importante mantener una concentración baja de nitrato y nitrito en la zona anaeróbica 40 para garantizar que permanezca anaeróbica y con un POR bajo para maximizar la eliminación de P. Para ello, el licor mixto AV se devuelve desde el extremo del reactor de desnitrificación anóxico 26 a la parte delantera del reactor anaeróbico 40. La tasa de retorno de lodo oscila del 50 al 100 % del flujo de avance.

El licor mixto anaeróbico AW fluye a un reactor de desnitrificación anóxico 36. Se requiere una fuente de carbono como donante de electrones para que ocurra la desnitrificación. Es probable que los OAF del reactor anaeróbico 40 absorban toda la DBO fácilmente degradable del efluente primario y que no quede mucha DBO en el reactor anóxico 36 para la desnitrificación. Por tanto, una porción del filtrado AU rico en AGV del espesador22 de lodo primario hidrolizado se dirige a la parte delantera del reactor de desnitrificación, según sea necesario para permitir una desnitrificación completa.

El licor mixto anóxico desnitrificado AN fluye a un reactor de desamonificación 38 y de allí a un reactor 20 de membrana sumergida de pulido. Con el mayor contenido de OD y de POR en este reactor, los OAF absorberán la mayor parte del fosfato soluble en el licor mixto y liberarán la mayoría de los AGV absorbidos en el reactor anaeróbico 40. Estos AGV aportan DBO al efluente y, por tanto, deben oxidarse. Las bacterias heterótrofas aeróbicas oxidarán la DBO liberada en este reactor. Una pequeña cantidad de nitrato regresa al reactor anóxico 36 en el licor mixto de retorno W del reactor 20 de membrana de pulido. Este nitrato se elimina en el reactor 36 usando como fuente de carbono el filtrado AU del espesador 22 de lodo primario. El filtrado AE del espesador 22 de lodo residual secundario A va a la parte delantera del área 2C de tratamiento primario, a lo largo de un filtrado AX del deshidratador 27 de lodo digerido.

A medida que el contenido de oxígeno y el potencial de oxidación-reducción (POR) del licor mixto aumentan a lo largo del tren de tratamiento biológico, el exceso de fósforo es absorbido y almacenado por los OAF, que a su vez liberan AGV. El fósforo acumulado en los OAF se envía con los organismos descartados a la digestión anaeróbica. El filtrado AX del deshidratador 27 de digestato contiene fósforo que es liberado por los OAF descartados durante la digestión y se solubiliza en la fracción líquida del digestato AH. Puede usarse una unidad de recuperación 42 de fosfato para recuperar el fosfato como estruvita AY y producir filtrado AX con bajo contenido de fósforo que regresa a la parte delantera del área 2 de tratamiento primario.

El intervalo de concentración de OAF en función de los sólidos suspendidos volátiles globales del licor mixto (SSVLM) es de 3 a 10 %. Dependiendo de las características del agua residual, la concentración de fósforo del efluente final D puede ser tan baja como 1 mg/l para agua residual cruda que contenga de 7 a 8 mg/l.

En los casos donde los límites de fósforo sean más bajos, la eliminación biológica de fósforo puede combinarse con la eliminación química de P. Para ello, puede añadirse coagulante S de sal de aluminio o de hierro en dos lugares del sistema de tratamiento biológico. Es eficaz añadir sales metálicas al final de la zona anaeróbica 40, donde los OAF liberan fosfato. La abundancia de fosfato disuelto en el licor mixto anaeróbico da como resultado una relación más baja de aluminio o hierro a fósforo y, por tanto, es rentable en comparación con solo añadir sales metálicas en el reactor 20 de membrana de pulido, que contiene la menor cantidad de fosfato soluble, y hay más competencia con otros constituyentes en el agua para reaccionar con la sal de hierro o aluminio. La estrategia de adición química en dos puntos combinada con eliminación biológica en el reactor 20 de membrana puede alcanzar concentraciones de P en el efluente inferiores a 0,5 mg/l.

La hidrólisis de lodo primario ocurre en un tanque de acidificación 41 de lodo primario. La introducción de AGV es necesaria para alcanzar bajas concentraciones de fósforo en el efluente. El efluente de un sistema de tratamiento primario mejorado no contiene suficientes AGV para una eliminación biológica sustancial de fósforo. Por tanto, se complementa con AGV producidos por hidrólisis de sólidos primarios. Los tamizados finos AS se entremezclan con el lodo primario E en un reactor de hidrólisis 41 de lodo completamente mezclado dedicado. Este reactor tiene de 5 a 10 horas de TRH y se calienta de 25 a 30 grados C. El contenido de sólidos en el reactor 41 oscila del 2 al 4 % de SS. El reactor 41 produce ácidos grasos volátiles (AGV) a partir de la fermentación inicial de los sólidos primarios. El rendimiento oscila de 100 a 400 mg de AGV como DQO por g de SSV alimentado al reactor de hidrólisis 41. Los AGV se disuelven en la fracción líquida. Los AGV son necesarios para que los organismos acumuladores de fosfato (OAF) eliminen el fósforo en un proceso secundario aguas abajo. El reactor de hidrólisis 41 de lodos es un tanque de mezcla mecánica con una tapa para controlar los olores y retener el calor introducido en el tanque. El calor se recupera de un sistema combinado de generación de calor y energía usando como combustible el biogás J que produce el área 4 de digestión anaerobia. El lodo primario hidrolizado AT va a un espesador 22 de lodo que puede ser del tipo mesa, banda, tambor, disco o tornillo floculante. El filtrado AU del espesador contiene AGV y se alimenta a la zona anaeróbica 40 del sistema de eliminación biológica de nutrientes para mejorar la absorción de AGV y la liberación de fósforo por parte de los OAF. Los OAF acumularán fósforo en las zonas anóxica y aeróbica del sistema de eliminación de nutrientes. El lodo espesado AY del espesador 22 se alimenta con un 6 a un 12% de SS al área 4 de digestión anaeróbica. El filtrado AE del espesador 22 de lodo residual secundario y el filtrado AX de la deshidratación de lodo digerido también regresan a la parte delantera del área 2 del sistema de tratamiento primario.

En cuanto a la digestión anaeróbica, los diagramas de flujo de proceso en las figuras 5, 6 y 7 producen aproximadamente el 90 % de los sólidos producidos por una planta N/dN convencional. Esto es aproximadamente 220 kg de sólidos primarios y secundarios combinados por 1000 m3 de agua servida tratada. De esto, 180 kg son sólidos primarios y 40 kg son sólidos secundarios. Esto es, en promedio, un 20 % más de sólidos primarios que una planta con sedimentación primaria convencional y aproximadamente un 55 % menos de sólidos secundarios que una planta N/dN convencional. La mayor proporción de sólidos primarios es el resultado de eliminar una mayor fracción de los sólidos presentes en el agua servida que con la sedimentación primaria convencional. La menor producción de sólidos secundarios es el resultado de emplear un sistema biológico de eliminación de nutrientes que minimiza el rendimiento de sólidos. Los sólidos primarios son más fáciles de digerir que los sólidos secundarios (lodo bacteriano) y producen más metano por unidad de masa de sólidos volátiles destruidos. Como resultado, la digestión apropiada de la mezcla de lodos da como resultado una mayor producción de biogás y menos torta de lodo digerida que la que se obtiene digiriendo lodos primarios y secundarios resultantes de procesos N/dN convencionales.

Como se muestra en la figura 7, los sólidos primarios espesados AY y los sólidos secundarios espesados AZ se bombean al área 4 de digestión anaeróbica. En las figuras 5 y 6, los sólidos espesados primarios y secundarios combinados salen del espesador 22 de lodo y se alimentan al área 4 de digestor anaeróbico. Con referencia a la figura 5, un área 4B de digestor anaeróbico tiene un digestor 25. El digestato AH va a una unidad de deshidratación 27 que puede ser una prensa de tornillo floculante, una prensa de banda o una centrífuga. Puede añadirse polímero para ayudar a deshidratar el digestato. La torta H al 20 a 25 % de SS, dependiendo del equipo de deshidratación, va a secado/granulación, compostaje o desecho. La fracción líquida AX puede ir a una fase opcional de recuperación de estruvita y de ahí a la parte delantera del sistema de tratamiento primario. La estruvita recuperada AY puede venderse como fertilizante granulado.

El área 4B de digestión anaeróbica tiene dos alternativas: sólidos medios de una sola fase; y alto porcentaje de sólidos de dos fases. La digestión de sólidos medios de una sola fase se usa cuando la combinación de sólidos primarios y secundarios espesados alcanza un máximo del 10 % de SS por deshidratación con adición de polímero. Esta mezcla de lodos puede digerirse en digestores de una sola fase mezclados usando mezcladores sumergibles eléctricos o hidráulicos accesibles a través de cajas de servicio montadas en la tapa del digestor. Los mezcladores y cajas de servicio son como los producidos por UTS Products GmbH. Los digestores de una sola fase se diseñan habitualmente con un TRH de 20 días. Después de la destrucción de sólidos volátiles, operan a aproximadamente un 4 a un 6 % de SS. La tasa de carga de sólidos es de 3 a 4 kg de SV/m3-día.

Por el contrario, los digestores anaeróbicos mesofílicos de tasa normal en las plantas de tratamiento de agua residual habitualmente se alimentan con lodo espesado a menos del 5 % de SS, y después de la destrucción de sólidos volátiles, los digestores habitualmente operan a menos del 3 % de SS. Operan a 25 días de TRH y una tasa de carga de sólidos de 1,6 kg de SV/m3-día. Los digestores municipales con un 3% de SS normalmente se mezclan con mezcladores de gas, mezcladores de entrada superior o mezcladores de chorro con bombas de recirculación externas. Este tipo de mezcladores no son adecuados para contenidos de sólidos superiores al 4 o 5 % de SS.

La operación de sólidos medios tiene la ventaja de extender el TRH y el TRS en los digestores existentes ya que se introduce menos agua. Otra ventaja en comparación con los digestores convencionales con bajo porcentaje de sólidos es que con un 5 % de digestato de SS en el digestor, hay un mayor inventario de bacterias anaeróbicas activas que en un digestato convencional con un 2 o 3 % de SS. Si un digestor con bajo porcentaje de sólidos y un digestor con un porcentaje medio de sólidos del mismo volumen se alimentan con la misma masa de SV cada día, hay aproximadamente un 60 % más de bacterias anaeróbicas activas en el contenido del digestor con un porcentaje medio de sólidos que en el digestor con bajo porcentaje de sólidos. Dado que hay más bacterias disponibles para descomponer la misma cantidad de sólidos volátiles alimentados, la tasa de carga específica o la relación de alimento anaeróbico a microorganismo (una relación A/M) es menor y, como resultado, el grado de destrucción de la alimentación SV es mayor, y la producción de gas por kg de SV alimentado es mayor. Esto se logra sin aumentar el volumen del digestor para extender el tiempo de retención. Reducir la relación A/M permite introducir otras corrientes de residuos de alta contaminación con alto porcentaje de DQO y sólidos para la codigestión para aumentar la producción de gas, con menos riesgo de alterar el desempeño del digestor por sobrecarga. Los digestores de sólidos bajos convencionales habitualmente funcionan con un equilibrio tenue y solo pueden añadirse pequeñas cantidades de SV antes de que los digestores experimenten alteraciones en el proceso. La tendencia de los digestores convencionales a alterarse también es evidente cuando el suministro de residuos externos de alta contaminación fluctúa o los sustratos cambian.

La digestión con alto porcentaje de sólidos en dos fases se usa para la codigestión de lodo espesadoy residuos externos con alto porcentaje de sólidos, donde la materia prima combinada es del 14 al 16 %. Si los digestores se alimentan con una materia prima con un 14 % de SS, es necesario usar una digestión de dos fases. Cuando se opera solo con lodo municipal, el límite práctico es del 14 %, ya que por encima de este contenido de sólidos, la alta concentración de amoniaco en el digestato provocará la inhibición de las bacterias metanogénicas. Los tanques digestores circulares se mezclan con mezcladores accionados por motores hidráulicos sumergibles de para alto y baja velocidad. El acceso a los mezcladores para el servicio y el posicionamiento se realiza a través de cajas de servicio montadas sobre cada mezclador en la tapa del digestor. Los mezcladores y las cajas de servicio son como los producidos por UTS Products GmbH, que son adecuados para mezclar lodo con alto contenido de sólidos. La mezcla se realiza de forma intermitente, habitualmente de 10 a 20 minutos cada hora.

En los digestores de dos fases, la primera fase es un tanque circular con un 35 a un 40 % del volumen del tanque circular de la segunda fase. El tiempo de retención global del sistema es de 20 días. La primera fase tiene 8 días y la segunda fase 12 días. El diámetro del tanque de primera fase debe ser inferior a 24 metros y la profundidad del agua lateral de 8 metros o menos, para posibilitar una mezcla apropiada. El lodo parcialmente digerido de la primera fase con aproximadamente el 10 % de SS se transfiere a la segunda fase. En el digestor de segunda fase, la destrucción de SV continúa y el contenido de sólidos se reduce aún más a aproximadamente un 7 u 8 % de SS. El diámetro del digestor de segunda fase debe ser inferior a 35 metros y la profundidad del agua lateral de 8 metros o menos para posibilitar una mezcla apropiada. El gas del digestor se recoge de las cajas de servicio de los dos digestores. La tasa global de carga de sólidos es de 5 a 6 kg de SV/m3-d, sin embargo, debido a la mayor concentración de biomasa activa que queda en el digestato, la tasa de carga específica o relación A/M es inferior a 0,1 kg de SV por día por kg de SV sometidos a digestión, inferior a los digestores convencionales de tasa normal. En la práctica, mientras que la tasa de carga volumétrica es triple, la tasa de carga específica es menor. Si se compara este concepto con una PTAR típica donde los digestores están diseñados para un TRH de 25 días basados en la alimentación de lodo con un 5 % de SS, el volumen del digestor requerido sería de aproximadamente un tercio para procesar la misma cantidad de sólidos. El objetivo no es reducir el volumen del tanque, sino ofrecer una digestión más completa para aumentar la producción de biogás para la generación de calor y potencia.

La concentración de amoniaco en el digestato es importante, ya que el amoniaco tiene un efecto inhibidor sobre las bacterias metanogénicas. Cuando se opera con más sólidos, la concentración de amoniaco en el digestato aumenta. El lodo primario tiene menor contenido de nitrógeno que los sólidos biológicos secundarios. En los sólidos primarios habitualmente el 2,5 % de los SS es nitrógeno y en los sólidos secundarios habitualmente el 3,7 % de los SS es nitrógeno. En los diagramas de flujo presentados en las figuras 2, 3 y 4, solo el 20 % del lodo producido son sólidos secundarios, en comparación con el 36 % en un proceso de N/dN convencional. Esto permite operar los digestores con un contenido de sólidos mayor mientras se mantiene una concentración de amoniaco menor. El contenido de N-amoniaco en un digestato con un 8 % de SS es de 4500 a 4800 mg/l y a esta concentración no hay inhibición en los digestores mesofílicos.

En comparación con el tratamiento de agua residual municipal de lodo activado convencional, el uso de los diagramas de flujo presentados en las figuras 5, 6 y 7 dan como resultado una reducción del 20 por ciento en las emisiones de gases de efecto invernadero (GEI) sin considerar la reducción de GEI asociada con el menor consumo de energía. El ahorro promedio de energía en toda la planta es de aproximadamente el 45 por ciento. Aproximadamente la mitad de los GEI emitidos por una PTAR convencional de lodo activado está asociado con el uso de potencia. Por tanto, una reducción del 45 por ciento en el uso de potencia daría como resultado una reducción adicional del 22 por ciento en las emisiones de GEI asociadas con la reducción del uso de energía. Las reducciones globales de emisiones de GEI se logran de cuatro maneras, a) reduciendo las emisiones directas de dióxido de carbono y óxido nitroso de los tanques de lodo activado, b) suprimiendo el consumo de metanol u otras fuentes externas de carbono para la desnitrificación, c) reduciendo la energía eléctrica requerida para la oxidación aeróbica de materia orgánica, sólidos suspendidos y nitrógeno, y d) maximizando la captura de sólidos en el agua servida para una digestión anaeróbica eficiente con alto porcentaje de sólidos, que produce biogás renovable para la generación de calor y energía en lugar de dióxido de carbono y biomasa en un sistema aeróbico convencional de lodo activado.

En la figura 8, un digestor anaeróbico está seguido por un concentrador de licor mixto aguas abajo, que a su vez está seguido por una unidad de filtración por membrana. El lodo espesado del concentrador y el licor mixto de la unidad de filtración por membrana se devuelven ambos al digestor anaeróbico. El concentrador permite mantener una alta concentración de sólidos en el reactor anaeróbico al tiempo que permite que la unidad de filtración por membrana reciba un licor mixto con menos sólidos. Al reducir la concentración de sólidos en el licor mixto, el concentrador permite que la unidad de filtración por membrana opere con un flujo aumentado o con una depuración de gases reducida. Al eliminar o reducir la necesidad de que el digestor anaeróbico retenga los sólidos, el concentrador también permite usar una forma robusta de reactor, tal como un reactor de tanque con agitación continua (CSTR, por sus siglas en inglés, continuously stirred tanks reactor), como digestor anaeróbico. Los sólidos devueltos al digestor anaeróbico desde el concentrador y la unidad de filtración por membrana mantienen un tiempo de retención de sólidos (TRS) muy alto en el digestor anaeróbico, suficiente para producir un lodo estabilizado a pesar de la baja temperatura del agua residual.

También en la figura 8, un digestor anaeróbico está acoplado a una unidad de filtración por membrana con depuración por aire, con un reciclaje de licor mixto desde la unidad de filtración por membrana al digestor anaeróbico. La cantidad de oxígeno transferido al licor mixto por el aire no impide la operación del digestor anaeróbico. Opcionalmente, el oxígeno se usa para producir nitrito en el licor mixto que, después de la desnitritación en el digestor o en una zona anóxica opcional, reduce la concentración de nitrógeno total en el permeado de la unidad de filtración por membrana.

También en la figura 8, la digestión anaeróbica se combina con la nitritación y la filtración por membrana. El licor mixto nitritado se devuelve al digestor anaeróbico para la desnitritación para eliminar el nitrógeno del agua residual. Opcionalmente, la nitritación y la desnitritación también se realizan en un bucle de des/nitritación de licor mixto dentro de un bucle de reciclaje de licor mixto más grande entre el digestor anaeróbico y la unidad de filtración por membrana. El bucle de des/nitritación puede tener un tanque anóxico o un tanque aeróbico o ambos. Opcionalmente, el efluente de la planta se puede ozonizar para oxidar el nitrito remanente a nitrato. Opcionalmente, el carbono de los tamizados o del lodo residual puede añadirse al bucle de des/nitritación para mejorar la eliminación de nitrógeno. La memoria descriptiva proporciona además un proceso y un aparato por medio del cual pueden procesarse tamizados o lodo residual para producir un líquido con un alto contenido de carbono soluble que se puede devolver al digestor anaeróbico o a una zona de desnitritación.

La figura 8 muestra una planta 100. La planta 100 puede usarse para tratar una variedad de líquidos de alimentación, pero se describirá a continuación como se usa para tratar un afluente crudo A que contiene agua residual de baja contaminación (es decir, <1000 mg de DQO/L), tal como agua residual municipal o agua servida. El afluente crudo A puede tener una temperatura de 20 grados C o menos en todo momento, o al menos estacionalmente. La planta 100 se diseñó asumiendo un flujo de 43,8 l/s (1 millón de galones por día (MGD)) de agua servida municipal con 500 mg/l de demanda química de oxígeno (DQO) y 200 mg/l de sólidos suspendidos totales (SST).

En la corriente de proceso primaria de la planta 100, el agua servida cruda A fluye hacia un reactor anaeróbico 3. El reactor anaeróbico 3 puede denominarse a veces digestor en el presente documento. El reactor 3 contiene microorganismos, principalmente bacterias, para digerir el afluente A. Los microorganismos convierten los sólidos suspendidos y la materia orgánica disuelta (principalmente proteínas, carbohidratos y grasas) en el afluente A en un biogás AA que se recoge y elimina del digestor 3. Un licor mixto anaeróbico F2 fluye desde el digestor 3 a un concentrador 4. El concentrador 4 divide el licor mixto anaeróbico F2 en a) un licor mixto anaeróbico espesado S que se devuelve al digestor 3, b) un lodo anaeróbico residual BB y c) un licor mixto diluido G2. El licor mixto diluido G fluye a una unidad de separación por membrana 7. La unidad de separación por membrana 7 extrae el permeado de membrana J del licor mixto diluido G2 mientras que el retorno de licor mixto U se devuelve al digestor 3. El permeado de membrana J es el comienzo de una corriente de efluente de la planta 100. El licor mixto anaeróbico espesado S2 y el retorno de licor mixto U de la unidad de membrana 7 retienen la biomasa en el digestor 3 y de ese modo permiten un tiempo de retención de sólidos (TRS) en el digestor 3 muchas veces mayor que el tiempo de retención hidráulica (TRH) del digestor 3.

El agua servida desarenada B2 fluye a un tamiz fino 2. El tamiz fino 2 elimina los sólidos más grandes que una abertura de tamizado, por ejemplo de 2 mm. El tamiz fino 2 es preferentemente un tamiz de placa perforada tal como un tamiz de tambor o de cinta, en lugar de un tamiz ranurado o de alambre en cuña, para eliminar más fibras y cabello. Las fibras y los sólidos grandes interfieren con la operación de la membrana y pueden dañar las membranas. El tamizado fino con un tamiz perforado es particularmente deseable si la unidad de filtración por membrana 7 usa membranas de fibra hueca.

Los tamizados finos E rechazados por el tamiz 2 pueden enviarse a un digestor de sólidos aeróbico o anaeróbico de los tipos normalmente usados en las plantas de tratamiento de agua residual para digerir sólidos residuales o lodo. Sin embargo, la eliminación de los tamizados finos E puede reducir los sólidos suspendidos totales (SST) del agua servida cruda A en aproximadamente un 30 %. Los s St pueden constituir aproximadamente el 50 % de la DQO del agua servida cruda A. Por tanto, la eliminación de los tamizados finos E puede reducir la DQO del agua servida cruda A y la producción de biogás AA, en aproximadamente un 15 %. Para evitar la pérdida de DQO, el tamiz fino 2 puede moverse a una posición aguas abajo del reactor anaeróbico 3 pero aguas arriba de la unidad de filtración por membrana 7 y los tamizados finos E pueden devolverse al reactor anaeróbico 3.

Como alternativa, al igual que en la planta 100, los tamizados finos E pueden procesarse para recuperar algo de DQO para su uso en etapas opcionales de eliminación de nitrógeno (que se describirán a continuación) o para devolverla al reactor anaeróbico 3, o ambos. Para la recuperación de DQO, los tamizados finos E, y opcionalmente el lodo anaeróbico residual BB, pueden ser enviados a una unidad de tratamiento químico de sólidos 9. Este proceso unitario usa un cáustico, tal como hidróxido de sodio, y calor para romper los enlaces químicos en compuestos orgánicos particulados y solubles en los tamizados finos E y el lodo anaeróbico residual BB, y para lisar las células bacterianas no digeridas. Por ejemplo, los tamizados finos E y el lodo residual BB pueden fundirse con hidróxido de sodio líquido y retenerse durante un período de 1 a 3 horas en un intercambiador de calor de doble tornillo hueco a una temperatura entre 60 y 80 grados C. Dentro de los tornillos y la camisa de la carcasa del intercambiador de calor de doble tornillo hueco se recircula agua caliente. La reacción del álcali se acelera así con el calor. El calor para este proceso puede obtenerse del calor residual de una unidad de generación de potencia o de una caldera que opere con biogás AA producido en el reactor anaeróbico 3. También pueden usarse otras configuraciones para la unidad de tratamiento químico de sólidos 9 para proporcionar procesos de tratamiento cáustico y térmico. Por ejemplo, pueden usarse tanques aislados con mezcladores para reactores químicos con intercambiadores de calor de tubo en tubo para suministrar el tratamiento térmico.

En la unidad de tratamiento químico de sólidos 9, los enlaces químicos fuertes en compuestos orgánicos complejos son escindidos por el álcali para dar compuestos orgánicos solubles o licuados más simples. Las células bacterianas no digeridas del concentrador de sólidos se lisan y los ácidos orgánicos contenidos en las células se liberan al líquido. Por ende, el proceso de tratamiento químico de lodo pasteuriza el lodo y convierte los tamizados y el lodo en biosólidos de clase A mediante la reducción de patógenos. El proceso de tratamiento químico también reduce la cantidad de sólidos que salen de la planta 100 después de que el lodo tratado químicamente L que sale de la unidad de tratamiento de sólidos 9 sea procesado adicionalmente.

El lodo tratado químicamente L se procesa en una unidad de deshidratación de lodo 14 para producir una torta CC. Cualquier dispositivo adecuado para eliminar líquido del lodo, con tratamiento químico o no, puede usarse en la unidad de deshidratación de lodo 14. La torta CC está bien estabilizada y puede compostarse o secarse más y convertirse en gránulos para su uso como combustible o fertilizante. La torta CC se envía al almacén de tortas 15 y posteriormente se transporta desde la planta 100.

Un filtrado (o prensado o concentrado) Q de la unidad de deshidratación 14 vuelve a un tanque anóxico 5 opcional (que se describirá más adelante) o al reactor anaeróbico 3 o a ambos. El filtrado Q que regresa al reactor anaeróbico 3 puede introducirse justo aguas arriba del tamiz fino 2 para minimizar la posibilidad de que lleguen a la unidad de membrana 7 sólidos mayores de 2 mm. Cuando el filtrado Q se devuelve al tanque anóxico 5, puede usarse un colador en línea 10 para el mismo fin. El colador 10 puede ser, por ejemplo, un colador en línea perforado autolimpiante. Dado que la deshidratación de lodo puede ser un proceso intermitente, el filtrado de retorno Q puede pasar a través de un tanque de almacenamiento para su ecualización antes de ser bombeado a través del colador 10 o de regreso al tamiz 2.

El filtrado líquido Q contiene carbono soluble, amoniaco, nitrógeno orgánico y fósforo. El filtrado Q puede usarse en el reactor anaeróbico 3 para aumentar la producción de metano a partir del carbono orgánico ahora digerible. El filtrado Q también puede usarse en la zona anóxica 5, en caso de que haya, como fuente de carbono para la desnitritación y la desnitrificación, como se describirá con más detalle más adelante. El filtrado de retorno Q contiene alta alcalinidad como resultado de la adición de hidróxido de sodio. La alcalinidad es útil independientemente de si el filtrado Q regresa al reactor anaeróbico 3 o al tanque anóxico 5. Un proceso de nitritación/desnitritación para eliminar el nitrógeno facilitado por el tanque anóxico 5 da como resultado un déficit neto de alcalinidad. La baja alcalinidad puede inhibir el proceso de nitritación. La adición de alcalinidad al sistema mejora la estabilidad del proceso de eliminación de nitrógeno.

Volviendo al digestor 3, el componente principal del digestor 3 es habitualmente uno o más tanques sellados, en serie o en paralelo o ambos, que reciben la alimentación (agua servida tamizada D) y los flujos de reciclaje de licor mixto S, U y contiene licor mixto sometido a digestión por bacterias activas. El digestor 3 normalmente opera de forma continua, pero también es posible una operación por lotes y semicontinua. El digestor 3 puede comprender, por ejemplo, un tanque sellado con un mezclador mecánico interno que opera como un reactor de tanque con agitación continua (CSTR). Puede usarse un componente vertical en la mezcla para reintroducir capas flotantes de grasa y espuma para posibilitar su digestión y evitar capas de costra. La mezcla puede hacerse con mezcladores sumergibles, mezcla a chorro o bombeo de recirculación. Un digestor 3 adecuado está disponible en UTS Biogastechnik GmbH como se vende bajo la marca comercial Helios.

El reactor anaeróbico 3 se usa para digerir la materia orgánica contenida en el agua residual y para reducir y estabilizar los sólidos para su desecho. La digestión puede incluir la hidrolización de sólidos volátiles, la conversión de compuestos orgánicos solubles en ácidos grasos volátiles, la conversión de ácidos grasos volátiles en acetato y la producción de biogás AA (principalmente metano y dióxido de carbono) a partir de acetato e hidrógeno. Se requiere un tiempo de retención de sólidos (TRS) largo para hidrolizar la mayor parte de los sólidos contenidos en el aguas servida municipal tamizada finamente a baja temperatura de operación. Una eficiencia de hidrólisis objetivo puede ser una eliminación del 75 al 80 % de los sólidos suspendidos volátiles en el agua servida municipal tamizada. Esto se requiere para una buena estabilización, ya que aproximadamente el 50 % de la DQO del agua servida está presente en forma de sólidos. La eficiencia de eliminación de DQO puede ser de entre el 70 y el 95 % dependiendo del tipo de residuo tratado.

Un CSTR es ventajoso en la planta 100 porque es tolerante con altas tasas de reciclaje de licor mixto y variabilidad en la tasa de alimentación de agua servida cruda A. Sin embargo, en la planta 100 en su conjunto, el tiempo de retención de sólidos (TRS) debe ser mucho mayor que el tiempo de retención hidráulica (TRH). Por ejemplo, a 20 grados C, se requiere un TRS de 100 días o más para hidrolizar los sólidos suspendidos en el agua servida. En un CSTR, el TRS y el TRH son generalmente iguales y el efluente tiene la misma concentración de sólidos que el reactor. El concentrador 4 aguas abajo se usa para separar y devolver una cantidad significativa de sólidos al digestor 3. Esto proporciona un aumento parcial en el TRS y produce una corriente de efluente con una concentración de sólidos reducida a la unidad de filtración por membrana 7. La unidad de membrana 7 proporciona un aumento adicional en el TRS.

Otros tipos de digestores incluyen manto de lodo anaeróbico de flujo ascendente (UASB, por sus siglas en inglés, upflow anaerobic sludge blanket) con lodo granular y UASB híbrido, lecho de lodo granular expandido (EGSB, por sus siglas en inglés, expanded granular sludge bed), reactores por lotes secuenciales anaeróbicos (AnSBR, por sus siglas en inglés, anaerobic sequencing batch reactors), reactores de lecho fluidizado (FB, por sus siglas en inglés, fluidized bed) con medios portadores inertes, filtro anaeróbico (AF, por sus siglas en inglés, anaerobic filter) y reactores de circulación interna (IC, por sus siglas en inglés, internal circulation), en etapas únicas o múltiples. Estos tipos de digestores pueden proporcionar un TRS superior al TRH y un efluente con una concentración reducida de SSLM sin un concentrador 4 (aunque podría seguir usándose un concentrador 4). Sin embargo, no está claro si alguno de ellos operará con agua residual de baja contaminación. Además, es poco probable que su TRS sea tan alto como 100 días o más, por lo que aún se requiere una unidad de filtración por membrana 7. Es probable que algunos de estos tipos de digestores no operen de forma fiable con la cantidad de retorno de licor mixto U de la unidad de membrana 7 que sería necesaria para mantener un TRS muy alto. Un UASB, por ejemplo, puede tener una velocidad máxima de flujo ascendente de 0,5 a 1,0 m/h, que probablemente se superaría si hubiera incluso un flujo de recirculación modesto desde la unidad de membrana 7 de aproximadamente 2 veces el caudal de agua servida cruda.

Por estas razones, la planta 100 se describe en el presente documento usando un CSTR para el digestor 3 seguido por el concentrador 4 de licor mixto. En combinación, el digestor 3 y el concentrador 4 de licor mixto proporcionan un cierto aumento en el TRS y un efluente que fluye a la unidad de membrana 7 con una concentración de sólidos reducida, a la vez que son tolerantes a las grandes tasas de recirculación de licor mixto y al caudal variable de alimentación del agua servida cruda A.

El TRS cuando se trata agua servida municipal de baja contaminación puede ser de 50 días o más, preferentemente 100 días o más. El TRS se controla mediante la tasa de eliminación de lodo anaeróbico residual BB. Los TRS más largos se usan para agua más fría y pueden ser de hasta 150 días o 200 días o más. Sin embargo, el reactor 3 opera preferentemente sin calentamiento para aplicaciones de agua servida municipal ya que se requeriría una gran cantidad de energía para calentar grandes flujos de agua servida.

El digestor 3 puede operar en un tiempo de retención hidráulica (TRH) en el intervalo de 3 a 48 horas o de 6 a 24 horas. Las tasas de carga orgánica pueden ser, por ejemplo, entre 1 y 5 kg de DQO por metro cúbico por día. La relación A/M puede ser de aproximadamente 0,1 kg de DQO por kg de SSVLM por día. El licor mixto anaeróbico en el reactor 3 puede tener un contenido de sólidos del 3 al 5 %. El rendimiento de biomasa puede ser de entre el 4 y el 10 % dependiendo del tipo de residuo.

El biogás AA emana del licor mixto y se recoge en un espacio de cabeza generalmente sellado por encima del reactor 3. El biogás AA se elimina, se acondiciona y se quema para generar electricidad o calor o se trata para producir biometano (gas natural renovable) para inyectarlo en el sistema de distribución de gas natural. El biogás AA es principalmente (aproximadamente el 70 %) metano. En teoría, se producen aproximadamente 0,35 g de metano por cada g de DQO consumido en el digestor 3, pero es probable que las tasas de producción reales sean aproximadamente del 75 al 85 % de esta cantidad. Un flujo de agua servida cruda A de 43,8 l/s (1 MGD) puede producir suficiente biogás para producir aproximadamente 100 kW de energía eléctrica.

Inicialmente, los microorganismos de siembra pueden llevarse al digestor 3 como un componente del agua servida cruda A. Opcionalmente, para disminuir el tiempo de puesta en marcha, el digestor 3 puede sembrarse con lodo de un digestor anaeróbico operativo, tal como un digestor anaeróbico municipal para lodo primario o lodo activado residual. Es preferible tener un gran inventario de biomasa al inicio. El digestor 3 puede ponerse en marcha con aproximadamente una décima parte de su relación de alimento a microorganismo (A/M) de diseño. Las tasas de carga hidráulica y orgánica pueden entonces aumentarse lentamente hasta alcanzar la relación A/M de diseño.

El licor mixto anaeróbico F2 que sale del reactor 3 fluye hacia el concentrador 4 de licor mixto. El concentrador 4 puede usar uno o más procesos, por ejemplo, tamizado, filtración, deposición, flotación o adición de polímeros, para producir un licor mixto anaeróbico espesado S2 que se devuelve al digestor 3. El concentrador 4 también puede producir una corriente de aire viciado W. La corriente de aire viciado W puede enviarse a una instalación de control de olores y descargarse de la planta 100, o devolverse al digestor 3 o mezclarse con biogás AA. El concentrador 4 también produce un licor mixto diluido G2. El licor mixto diluido G preferentemente puede tener una concentración de sólidos suspendidos totales (SST) de 2,5 % o menos. Dado que el lodo anaeróbico tiene un gran porcentaje de materia muy fina que tiende a ensuciar las membranas, la concentración de SST en el licor mixto diluido es preferentemente del 1,5 % o menos o del 1 % o menos.

El concentrador 4 puede ser un espesador por gravedad con piquetes para posibilitar que el agua salga hacia arriba del lodo espesado comprimido. El concentrador 4 puede ser alternativamente un dispositivo de flotación tal como de flotación por aire disuelto, inducido o por cavitación, o puede ser un dispositivo de espesamiento mecánico como una centrífuga, un espesador de tornillo, un espesador de tambor o un dispositivo de tamizado. La selección del tipo de dispositivo depende de los caudales y de la concentración de sólidos, que también son función del tipo de residuo. Opcionalmente, pueden añadirse polímeros u otros productos químicos para acrecentar la separación de sólidos. En la figura 2 se muestra un ejemplo de un concentrador 4 de licor mixto diseñado para su uso con agua servida municipal.

El concentrador 4 de licor mixto retiene los sólidos del licor mixto anaeróbico F2 en el licor mixto espesado S. Los sólidos en el licor mixto espesado S, que en su mayoría son biomasa anaeróbica viable, se devuelven al reactor 3. El concentrador 4 puede espesar el licor mixto anaeróbico F2 hasta un contenido de sólidos del 5 al 8 % dependiendo del tipo de dispositivo usado, de cómo se opera el dispositivo y de la dosis de polímero añadida, si corresponde. La recuperación de sólidos en el concentrador 4 puede oscilar del 70 % al 98 %. El exceso de sólidos producidos en la planta 100 puede ser descartado del concentrador 4 a través del lodo anaeróbico residual BB. En comparación con el desperdicio de sólidos de otros puntos de la planta 100, el descarte de sólidos del concentrador 4 permite un mejor control del proceso y también envía menos agua a la unidad de tratamiento de sólidos residuales 9 y a la unidad de deshidratación 14.

El concentrador 4 procesa un flujo igual a la suma de todos los flujos que entran al reactor 3, que son el agua servida tamizada finamente D, un licor mixto de retorno U de la unidad de membrana 7 y un licor mixto anaeróbico espesado de retorno S2 del concentrador 4. Para evitar la sobrecarga hidráulica y de sólidos al concentrador 4, y para evitar producir biogás AA con bajo contenido de metano, el retorno de licor mixto U desde la unidad de membrana 7 al rector anaeróbico puede limitarse a 4Q, donde Q es el caudal del agua servida cruda A.

El licor mixto diluido G2, con una concentración reducida de sólidos suspendidos, procede a un tratamiento posterior en una unidad de separación por membrana 7. La unidad de filtración por membrana 7 produce un retorno de licor mixto U con un contenido de sólidos elevado y un permeado J casi sin contenido de sólidos. El licor mixto U se devuelve al digestor 3. Un líquido efluente se elimina a través de las membranas como permeado J. El permeado J contiene una DQO baja y prácticamente ningún SST, y también puede contener poco fósforo y poco nitrógeno. Con la eliminación opcional de nitrógeno como se describirá a continuación, el nitrógeno restante en el permeado J puede estar presente como nitrito, una pequeña cantidad de nitrato y una cantidad muy pequeña de amoniaco y nitrógeno orgánico soluble no degradable. La reducción del contenido de sólidos del licor mixto G que va a la unidad de separación por membrana 7 en el concentrador 4 permite que las membranas operen a tasas de flujo más altas. Esto permite el uso de menos área de membrana y, como consecuencia, el uso de menos aire de rascado de membrana.

La unidad de separación por membrana 7 puede tener un tamaño de poro en el intervalo de ultrafiltración o microfiltración o menor. La unidad de separación por membrana 7 puede incluir uno o más módulos de membrana que pueden ser, por ejemplo, módulos de filtración de flujo cruzado alimentados a presión o módulos sin salida con membranas tubulares o de fibra hueca, o módulos inmersos accionados por succión de fibra hueca o membranas de lámina plana. Sin embargo, en la descripción que sigue, los módulos de membrana son módulos inmersos accionados por succión que usan el rociado de gas para inhibir el ensuciamiento.

Los módulos de membrana pueden estar situados encima de, o integrados con, uno o más rociadores que liberan burbujas en los módulos. El gas presurizado habitualmente se alimenta al rociador desde un soplador. El soplador puede tomar biogás AA del digestor 3 o de otra fuente de un gas que contenga poco o nada de oxígeno. En este caso, el gas de depuración de membrana puede recogerse en la parte superior de la unidad de filtración por membrana 7 después de depurar las membranas y puede devolverse al digestor 3 o a la corriente de biogás AA, o enviarse a una instalación de control de olores antes de ser descargado de la planta 100. En este caso, la unidad de membrana 7 se mantiene en condiciones anaeróbicas y el tanque anóxico 5, el tanque aeróbico 6 y las corrientes de proceso asociadas se excluirían. El licor mixto permanecería entonces anaeróbico a lo largo de la planta 100.

Como alternativa, puede alimentarse aire Z a los rociadores y usarse para limpiar las membranas. El aire recogido en la parte superior de la unidad de filtración por membrana 7 después de rascar las membranas se descarga a la atmósfera desde la planta 100. Si el aire de rascado da como resultado un contenido de oxígeno disuelto inaceptable, el licor mixto que regresa al digestor 3 desde la unidad de membrana 7 puede pasar a través de un tanque de desoxigenación u otro proceso unitario para eliminar el oxígeno. Aunque es posible que se requiera un proceso de unidad de desoxigenación adicional, el biogás AA no está disponible durante la puesta en marcha y puede haber un suministro poco fiable de biogás AA en diversos momentos durante la operación de la planta. Por consiguiente, puede ser preferible diseñar para que haya alguna adición de oxígeno a través del gas de rascado que depender del biogás AA para proporcionar gas de rascado.

Además, puede usarse aire Z para depurar las membranas porque se desea oxígeno para ayudar a eliminar el nitrógeno del licor mixto F2. El agua servida entrante A puede tener amoniaco, nitrógeno orgánico y fósforo. El nitrógeno orgánico se convierte (mineraliza) en amoníaco en el reactor. La biomasa usa solo una pequeña porción del nitrógeno y fósforo solubles para su crecimiento. Por consiguiente, el nitrógeno y el fósforo habitualmente no se eliminan en el digestor 3 en la medida requerida para cumplir con muchas regulaciones de descarga cuando se trata agua servida municipal.

Para eliminar el nitrógeno, el amoníaco se convierte en nitrito o nitrato en, o en combinación con, la unidad de membrana 7. El digestor 3 recibe un flujo de retorno de licor mixto U de la unidad de membrana 7. El retorno de licor mixto U al reactor 3 transporta el nitrito y el nitrato al digestor 3. Las bacterias desnitrificantes presentes en la biomasa anaeróbica en el digestor 3 reducen el nitrito y el nitrato a gas nitrógeno usando el carbono soluble disponible en el reactor como fuente de carbono (donante de electrones). El gas nitrógeno sale al espacio de cabeza del reactor 3 junto con el biogás AA.

En el reactor anaeróbico 3, la desnitrificación es la vía preferida para el consumo de carbono orgánico y ocurre antes de la metanogénesis. Por tanto, cuanto más nitrito y nitrato se devuelven al reactor anaeróbico 3, menos metano se produce ya que el carbono orgánico se usa para la desnitrificación. Para mantener la producción de metano, el amoníaco se oxida principalmente a nitrito en lugar de nitrato, ya que se necesita un 40 % menos de carbono para la desnitritación (a partir de nitrito) que para la desnitrificación (a partir de nitrato). La oxidación de amoniaco a nitrito también requiere un 25 % menos de oxígeno que la oxidación a nitrato. Las nitrosomonas, las bacterias responsables de la oxidación del amoniaco a nitrito, sigue siendo viables a través del reactor anaeróbico 3.

Por consiguiente, puede alimentarse aire Z a los rociadores para limpiar las membranas y también usarse para ayudar a realizar la nitritación del licor mixto. El licor mixto nitritado U se devuelve al digestor 3 para su desnitritación. El contenido de oxígeno disuelto en el licor mixto en la unidad de membrana 7 se mantiene lo suficientemente bajo, por ejemplo por debajo de 1,0 mg/l, o a aproximadamente 0,5 mg/l, para inhibir la nitrificación. Sin embargo, puede ocurrir algo de nitrificación, y el nitrato puede ser del 10 % al 25 % del nitrógeno oxidado.

El oxígeno añadido al licor mixto vuelve así al digestor 3 principalmente en forma de nitrito. Esto reduce la cantidad de biogás AA producido en el digestor pero también reduce la concentración de nitrógeno total del permeado de membrana J. Es deseable eliminar el nitrógeno dentro de la planta 100 porque la concentración de nitrógeno en el permeado de membrana J estaría de otro modo en un intervalo de aproximadamente 20 a 60 mg/l. Si bien esta es una concentración de nitrógeno demasiado alta para su descarga en muchas jurisdicciones, también es una concentración de nitrógeno demasiado baja para procesos prácticos de recuperación de nitrógeno. Además, casi no hay demanda biológica de oxígeno (DBO) soluble en el permeado de membrana J, por lo que el pulido del permeado de membrana J mediante un proceso de nitrificación y desnitrificación aguas abajo se vería inhibido por la falta de una fuente de carbono para la desnitrificación.

La proporción de licor mixto U que se devuelve depende del límite de nitrógeno total del efluente que debe lograrse. El flujo de retorno puede ser inferior a 1Q a 4Q, donde Q es el caudal de agua servida cruda A. También se requiere la recirculación de licor mixto U porque a medida que el licor mixto se mueve a lo largo del tanque de membrana, se espesa como resultado de la eliminación del agua del sistema a través de las membranas. Dependiendo del tipo de membrana, el flujo y los protocolos de limpieza, puede ser necesario proporcionar una recirculación de licor mixto suficiente para evitar espesar el licor mixto en más del 20 o 30 %.

Opcionalmente, puede añadirse un tanque aeróbico 6 aguas arriba de la unidad de membrana 7 para proporcionar transferencia de oxígeno adicional para la nitritación al licor mixto. Puede ser deseable una nitritación adicional para disminuir aún más la concentración de nitrógeno total en el permeado de membrana J para cumplir con los estrictos requisitos de descarga. Sin embargo, cualquier aire adicional preferentemente no es suficiente para causar la nitrificación en el licor mixto o para llevar la concentración de oxígeno disuelto más allá de los límites mencionados anteriormente. La zona aeróbica o tanque 6 puede ser deseable en el caso de tratar corrientes residuales con alto contenido de nitrógeno y caudales bajos. En este caso, si el área superficial de la membrana es baja para flujos bajos y el contenido de amoniaco es alto, el aire difundido de burbujas gruesas suministrado en la unidad de membrana 7 para la limpieza por rascado puede no ser suficiente para transferir el oxígeno deseado para la nitritación al licor mixto. Pueden usarse difusores de burbujas finas en el tanque aeróbico 6 para aumentar la eficiencia de transferencia de oxígeno. Para agua servida municipal con una concentración típica de nitrógeno en el intervalo de 50 a 90 mg/l, y con membranas que operan a 20,41- 23,8 l/m2/h (flujo de 12 a 14 gfd), es probable que el aire de burbujas gruesas suministrado para la limpieza de la membrana sea suficiente para la nitritación, de manera que no se requiere el tanque aeróbico 6. El TRS aeróbico (tanque aeróbico 6, en caso de que haya, y unidad de membrana 7) puede variar dependiendo de la temperatura del agua servida. Los intervalos típicos pueden ser de 4 a 10 días, y se requiere el TRS más largo para temperaturas más frías.

Opcionalmente, además, puede añadirse un tanque anóxico 5 aguas arriba de la unidad de membrana 7. Se añade un retorno de licor mixto nitritado interno T entre la unidad de membrana 7 y el tanque anóxico 5. El retorno de licor mixto interno T lleva nitrito y una pequeña cantidad de nitrato a la zona anóxica 5 para su desnitritación o desnitrificación. El filtrado de retorno Q, descrito anteriormente, se alimenta al tanque anóxico 5. El filtrado de retorno Q contiene carbono para soportar la desnitritación en el tanque anóxico 5 más allá de un límite que de otro modo estaría determinado por la baja concentración de DBO del licor mixto anaeróbico F2.

El tanque anóxico 5 se usa para reducir el nitrito y el nitrato a gas nitrógeno. El tanque anóxico 5 puede mezclarse, por ejemplo, mediante un mezclador sumergible o un sistema de mezcla por chorro. El licor mixto en el tanque anóxico 5 es una combinación de bacterias heterótrofas desnitrificantes, bacterias hidrolizantes y acidogénicas. El contenido de sólidos del licor mixto puede ser de entre 4000 y 20 000 mg/l, preferentemente menos de 15000 mg/l. El TRH operacional puede ser de entre 30 minutos y 3 horas. El contenido de nitrógeno del efluente final depende de la tasa de recirculación interna del licor mixto T y U a la zona anóxica 5 y al reactor anaeróbico 3. Cuanto mayor sean las tasas de retorno, menor será el nitrógeno total del efluente. Sin embargo, el límite práctico para el retorno a la zona anóxica 5 es el carbono soluble disponible como donante de electrones para la desnitritación o la desnitrificación. La principal fuente de carbono soluble para la zona anóxica 5, más allá de la pequeña cantidad en el licor mixto anaeróbico F2, es el filtrado de retorno Q. El flujo de retorno de licor mixto interno T puede oscilar de 1Q a 6Q dependiendo del contenido de nitrógeno en el agua servida cruda A y los límites de nitrógeno del efluente. En los casos donde la relación de DQO a NTK en el agua servida cruda A es muy alta y el residuo tiene un bajo contenido de SST que podría eliminarse en el tamiz fino, una pequeña porción del agua servida tamizada finamente D puede derivarse alrededor del reactor anaeróbico 3 y hacia la zona anóxica 5 para servir como fuente adicional de carbono para la desnitritación y la desnitrificación. La alcalinidad perdida durante la oxidación del amoniaco se recupera parcialmente en la zona anóxica 5 por medio del filtrado de retorno Q. El tanque o zona anóxica 5 es particularmente útil cuando los límites de nitrógeno del efluente del tratamiento de agua servida son inferiores a 10 mg/l, o cuando se trata agua residual con un alto contenido de nitrógeno.

La planta 100 también puede incluir medios para eliminar fósforo cuando lo requieran los límites de descarga, o para recuperar fósforo como recurso. A modo de ejemplo, el fósforo puede eliminarse añadiendo productos químicos HH, por ejemplo, sales de hierro o aluminio como cloruro férrico, o cloruro de alumbre o polialuminio, a la zona anóxica 5. El hierro o el aluminio reaccionan con el ortofosfato para crear un precipitado de fosfato estable. La zona anóxica 5 tiene la mayor cantidad de fósforo soluble liberado de la biomasa, pero si no hay una zona anóxica 5, los productos químicos HH pueden añadirse en otro lugar aguas arriba de la unidad de membrana 7. La unidad de membrana 7 retiene el precipitado, que es transferido al reactor anaeróbico 3 con el licor mixto de retorno U. Los precipitados no se descomponen ni solubilizan en el reactor 3 y se eliminan a través del lodo residual BB en la torta ^{C c .} La dosis de aluminio o hierro depende del contenido de fósforo del agua servida cruda A y de los límites específicos de fósforo del efluente. En este ejemplo, el fósforo no se recupera para uso beneficioso a menos que la torta CC se aplique a tierras agrícolas.

El fósforo y algo de nitrógeno, también pueden eliminarse y recuperarse como gránulos de fertilizante de liberación lenta. En este caso, el fósforo se precipita como fosfato de magnesio y amonio (MAP) o estruvita en un reactor químico 19 para producir gránulos de MAP. Este precipitado se recupera del filtrado Q que regresa de la unidad de deshidratación 14 al digestor 3 o al tanque anóxico 5. Una ventaja de usar esta corriente líquida para la recuperación de fosfato es que contiene altas concentraciones de amoniaco y fósforo, y tiene un pH alto como resultado del tratamiento cáustico en la unidad de tratamiento químico de sólidos 9. Con la adición de una sal de magnesio, el MAP se precipita y se recupera, por ejemplo a través de un ciclón, como un gránulo de fertilizante de liberación lenta. También se reduce la carga de nutrientes al tren principal de tratamiento de líquidos.

Como alternativa, el permeado de membrana J puede tratarse para eliminar o recuperar el fósforo si no se ha eliminado previamente. El permeado de membrana J también puede tratarse para aumentar el contenido de oxígeno disuelto antes de la descarga, para desinfectarlo o como se requiera para cumplir con los requisitos de descarga relacionados con la planta 100.

Si se ha producido nitrito intencionalmente en la planta 100 como un medio para reducir el nitrógeno total, es probable que haya una concentración pequeña pero indeseable de nitrito en el permeado J. El nitrito, cuando se regula, puede tener límites de descarga inferiores que para el nitrato. Puede aplicarse ozono al permeado de membrana J para oxidar el nitrito a nitrato, desinfectar el permeado J, reoxigenar el permeado J y destruir los disruptores endocrinos y otros contaminantes emergentes traza de interés en el agua servida municipal. El ozono es un oxidante potente y forma iones hidroxilo en el agua. Se usa un generador de ozono 16 para suministrar ozono a un contactor de ozono 17 que recibe el permeado J antes de la descarga del efluente final desinfectado FF. El ozono puede transferirse al permeado J usando difusores de microporos en un contactor 17, tal como un tanque de contactor profundo o una torre empacada. El ozono también puede introducirse en el permeado J mediante un vacío creado por un inyector venturi a medida que el permeado J fluye hacia el contactor 17. El contactor 17 se cubre y el gas de escape V en el espacio de cabeza del contactor 17 se recoge y se envía a una unidad de destrucción de ozono 18. Las concentraciones de ozono en el contactor 17 pueden oscilar de 2 a 40 mg/l y los tiempos de contacto pueden ser de 1 minuto a 15 minutos. El ozono puede generarse usando aire seco u oxígeno que pasa a través de un sistema de descarga de corona. Los sistemas de generación de oxígeno in situ, por ejemplo, que usan absorción por oscilación de presión, se prefieren frente al oxígeno líquido almacenado debido a cuestiones de seguridad. El bajo contenido de materia coloidal del permeado J reduce la demanda de ozono.

Las descripciones de los procesos y aparatos anteriores son para proporcionar al menos un ejemplo de una realización dentro de cada reivindicación, pero no para limitar o definir ninguna reivindicación. Sin embargo, se han descrito múltiples procesos y aparatos anteriormente y es posible que un proceso o aparato particular descrito anteriormente no esté dentro de una reivindicación específica. Los parámetros del proceso se dan como ejemplos de cómo puede operarse una planta y no pretenden limitar ninguna reivindicación a menos que se mencionen explícitamente en una reivindicación.

La descripción de un proceso o aparato puede ser útil para comprender otro proceso o aparato. Palabras como "puede", "preferible" o "típico", o variaciones de las mismas en la descripción anterior, indican que una etapa del proceso o un elemento del aparato es posible, preferible o típico, de acuerdo con la palabra usada, pero sigue siendo opcional y no necesariamente parte de cualquier invención reivindicada a menos que se incluya explícitamente en una reivindicación. La invención se define en las reivindicaciones adjuntas.

Claims (5)

REIVINDICACIONES

1. Un proceso para tratar agua residual de baja contaminación con menos de 1000 mg/l de DQO que comprende las etapas de,

a) tratar el agua residual con un tratamiento primario para producir un efluente primario y un lodo primario; b) tratar el lodo primario mediante digestión anaeróbica;

c) tratar el efluente primario mediante un tratamiento secundario, y,

d) añadir un residuo de codigestión al digestor anaeróbico a una tasa del 30 % o más de la carga de sólidos volátiles totales en el digestor,

que comprende dos o más de las etapas de,

a) el tratamiento primario comprende i) la aireación de contacto de sólidos del agua residual o la adición de un coagulante y/o un floculante al agua residual antes de ii) pasar el agua residual a través de un clarificador o microtamiz produciendo así un lodo primario que contiene al menos un 50 % de la DBO en el agua residual; b) la digestión anaeróbica se realiza con un contenido de sólidos del 4 % o más de sólidos secos producidos o mantenidos mediante espesamiento afluente o espesamiento recuperativo; y,

c) el tratamiento secundario comprende i) la nitritación y la desnitritación, ii) la eliminación de nitrógeno mediante bacterias anammox, o iii) el paso a través de un biorreactor de lecho móvil con un tiempo de retención hidráulica de 90 minutos o menos o con una tasa de carga de 6 kg de DBO por metro cúbico de tanque por día o más.

2. El proceso de la reivindicación 1, en donde el tratamiento secundario comprende i) la nitritación y la desnitritación, incluyendo la nitritación y la desnitritación las etapas de,

a) tratar el efluente primario en un tanque anóxico;

b) tratar el efluente del tanque anóxico en un tanque de nitritación; y,

c) recircular una porción del efluente del tanque de nitritación al tanque anóxico.

3. El proceso de cualquiera de las reivindicaciones 1 o 2 que comprende además,

a) producir un digestato mediante la digestión anaeróbica;

b) devolver una porción espesada del digestato a la digestión anaeróbica;

c) tratar una porción restante del digestato con una unidad de filtración por membrana;

d) devolver una porción de la porción restante retenida por la unidad de filtración por membrana a la digestión anaeróbica.

4. El proceso de la reivindicación 3, en donde la unidad de filtración por membrana se depura con aire.

5. El proceso de cualquiera de las reivindicaciones 1 a 4, en donde la digestión anaeróbica se realiza con un contenido de sólidos del 4 % de sólidos secos o más.