1

1. INTRODUCCIÓ 1 1.1. Depuració de les aigües residuals urbanes 2 1.2. Tractaments biològics de les aigües residuals 2 1.3. El procés de fangs activats 3 1.4. Eliminació biològica de nutrients (N i P) 4

1.4.1. Eliminació de nitrogen 4 1.4.2. Eliminació de fòsfor 5

1.5. Fermentació i elutriació del fang primari. Revisió bibliogràfica 8 1.5.1. Procés de fermentació del fang primari 8 1.5.2. Esquemes de tractament del fang primari per a l’obtenció d’àcids volàtils 9

1.6. Sedimentació dels fangs 11 1.6.1. Bases teòriques de la sedimentació 11

2. OBJECTIUS 13 3. MODEL GENERAL DEL DECANTADOR PRIMARI 14

3.1. Model de flux unidimensional 14 3.2. Model de la sedimentació 16

3.2.1. Velocitat de sedimentació zonal 17 3.2.1.1. Sedimentabilitat dels fangs 18

3.2.2. Sedimentació floculada 20 3.2.3. Efecte de les zones de transició i compressió del fang 23

3.3. Model de fermentació 25 3.3.1. Característiques principals del model 25 3.3.2. Notació matricial 25 3.3.3. Components del model 26 3.3.4. Processos de transformació 28

3.3.4.1. Estequiometria dels processos de reacció 29 3.3.4.2. Cinètica dels processos de reacció 32

3.4. Càlcul del pH 37 4. MATERIALS I MÈTODES 38

4.1. Planta pilot 38 4.1.1. Elements utilitzats 40

4.2. Procediment experimental 43 4.2.1. Estudi de fermentació–elutriació 43 4.2.2. Estudi de sedimentació del fang 43

4.3. Mètodes analítics 46 4.3.1. Mesura de cabals 46 4.3.2. Mesura de concentracions 46 4.3.3. Mesura de l’alçada del mant de fangs 47

4.4. Resultats experimentals 47 4.4.1. Estudi de fermentació–elutriació 47 4.4.2. Estudi de sedimentació del fang 51

2

5. VALIDACIÓ DEL MODEL 52 5.1. Simulacions 52

5.1.1. Model Biològic 52 5.1.2. Model de sedimentació 54

5.2. Resultats de les simulacions 55 5.3. Discussió dels resultats 56

6. CONCLUSIONS 59 7. BIBLIOGRAFIA 60 8. APÈNDIX I: NOMENCLATURA 63 9. APÈNDIX II. PARÀMETRES ESTEQUIOMÈTRICS DELS PROCESSOS BIOLÒGICS CONSIDERATS 67 10. APÈNDIX III. EXPRESSIONS CINÈTIQUES DELS PROCESSOS BIOLÒGICS 72 11. APÈNDIX IV. ESQUEMA ELÈCTRIC DE LA PLANTA PILOT 76

1

1. Introducció L'aigua és un recurs natural fonamental per a la vida en la terra. Des de sempre, la capacitat d'autodepuració del medi natural havia sigut suficient per regenerar les aigües residuals generades per les poblacions. D'aquesta manera, les aigües residuals eren abocades a rius i llacs on eren regenerades mitjançant la degradació natural de la matèria orgànica. Tanmateix, en aquest darrer segle, l'aparició de grans ciutats amb major concentració de població ha provocat augments localitzats de la demanda d'aigua i, per tant, de la producció d'aigua residual que supera la capacitat d'autodepuració del medi. Per evitar la contaminació de rius i lleres naturals, s'ha de millorar la qualitat de l'aigua residual abans del seu abocament la medi. L'aparició de restriccions legals cada vegada més exigents ha fet que es dedique un major esforç en la millora i desenvolupament dels processos de tractament d'aigües residuals. A més, la introducció de limitacions de nitrogen i fòsfor en els abocaments, unides a les ja existents de matèria orgànica i sòlids en suspensió, ha augmentat la complexitat dels processos de depuració. Existeixen molts tipus de processos unitaris encaminats a la millora de la qualitat de l'aigua residual. Aquestos es poden classificar en processos unitaris físics, químics i biològics depenent de que la depuració de l'aigua es realitze per mitjà de forces físiques, a través de reaccions químiques o per mitjans biològics respectivament. La major part de les estacions depuradores d'aigües residuals urbanes utilitzen els mètodes biològics per a l'eliminació de la matèria orgànica i els nutrients (nitrogen i fòsfor) de l'aigua residual. La depuració biològica de les aigües residuals requereix que es produesquen molts processos de forma simultània i/o consecutiva, que fan molt difícil el seu estudi. Per aquest motiu, es fa necessari l'ús d'eines de simulació que tinguen en compte tots aquests processos mitjançant un model matemàtic adequat i ens ajuden a determinar i preveure el comportament de distints esquemes de tractament. Aquests programes es poden utilitzar com a suport tant en el disseny com en l'operació d'estacions depuradores d'aigües residuals. Aquest treball presenta l'estudi experimental realitzat per a l'elaboració i validació d'un model matemàtic que permetrà simular el comportament d’un decantador primari utilitzat per a la producció d’àcids volàtils de cadena curta mitjançant la fermentació de l’aigua residual influent. El model considera tant els processos biològics de fermentació com el procés de sedimentació dels sòlids.

2

1.1. Depuració de les aigües residuals urbanes S'entén per depuració de l'aigua residual, la millora de la seua qualitat mitjançant l'eliminació de les substàncies contaminants abans de ser abocada al medi natural. Els contaminants d'un aigua residual urbana estan formats principalment per sòlids en suspensió, matèria orgànica i nutrients. El procés de depuració de l'aigua pot ser molt distint en funció de les característiques de l'aigua influent i de l'objectiu a assolir en l'efluent. Tanmateix, en funció de la tasca que desenvolupen dintre del procés global, les operacions unitàries utilitzades en el tractament de l'aigua residual es poden classificar de la següent manera:

- Pretractament. Es el primer tractament que rep l'aigua influent i té la finalitat bàsica d'eliminar qualsevol material que puga fer malbé la maquinària present en la planta i desestabilitzar el procés. Aquest tractament sol consistir en reixes de desbast, desarenat i eliminació de greixos i altres flotants.

- Tractament primari. Inclou les operacions encaminades a eliminar una fracció important dels sòlids en suspensió de l'aigua residual i la matèria orgànica associada als sòlids. Es tracta bàsicament d'operacions de separació física per sedimentació en decantadors primaris.

- Tractament secundari. Està format per les operacions unitàries dedicades a l'eliminació de la matèria orgànica biodegradable i els sòlids en suspensió restants en l'aigua. Aquests processos són fonamentalment de tipus biològic, en els quals, la matèria orgànica és oxidada pels microorganismes, que posteriorment són eliminats de l'aigua per sedimentació. Degut a la creixent importància i repercussió que està tenint la contaminació del medi natural per nutrients (nitrogen i fòsfor), aquests també solen ser eliminats en el tractament secundari.

- Tractament terciari. Inclou les operacions unitàries dedicades a aconseguir un efluent de major qualitat que complesca els criteris de vessat o també per poder reutilitzar l’aigua depurada. Aquest tractament té com a finalitat reduir el contingut en matèria orgànica i nutrients. També se sol incloure una desinfecció per eliminar els microorganismes patògens de l'aigua.

1.2. Tractaments biològics de les aigües residuals El tractament biològic de l'aigua residual té com a objectiu principal eliminar la matèria orgànica que conté l'aigua per l'acció de diferents grups de microorganismes. Aquests metabolitzen la matèria orgànica i creixen formant agregats de microorganismes (flòculs) que faciliten la seua separació de l'aigua per sedimentació. En molts casos, els tractaments biològics també poden ser utilitzats per a l'eliminació de nutrients de l'aigua residual. Els factors més importants que afecten al creixement dels microorganismes són els següents:

- Temperatura. Per a cada tipus de microorganismes, existeix una temperatura òptima en la qual, la velocitat de creixement és màxima.

3

- pH. Cada tipus de microorganismes pot créixer en un interval específic de pH. La major part dels microorganismes creixen en un interval de pH entre 5 i 9, amb el màxim de creixement prop de la neutralitat.

- Font de Carboni. Els microorganismes no poden créixer sense la presència de matèria orgànica biodegradable (substrat orgànic) com a font de carboni.

- Presència de nutrients inorgànics. Per a que els microorganismes puguen créixer necessiten la presencia en el medi de les quantitats adequades de nutrients inorgànics (N, P, Mg, Ca, etc.). Els principals nutrients dels microorganismes són el nitrogen i el fòsfor.

En funció de l'acceptor d'electrons present en el medi, els processos biològics es classifiquen en aerobis, anòxics i anaerobis. Els processos aerobis es realitzen en presència d'oxigen; els processos anòxics, en presència de nitrat i sense oxigen, i els processos anaerobis, en absència d'oxigen i de nitrat. També es poden classificar els processos biològics segons la forma en que es troben els microorganismes en el reactor. Així, es parla de processos de biomassa en suspensió quan els microorganismes estan dispersos en el líquid (licor-mescla), i de cultiu fix o sobre suport sòlid, quan la biomassa es troba fixada en un medi inert que la reté en l'aigua augmentant el temps de retenció dels microorganismes. 1.3. El procés de fangs activats El tipus de procés més estés per la seua major facilitat de disseny i operació i l'elevada capacitat de tractament és l'anomenat procés de fangs activats. Es tracta d'un procés de cultiu en suspensió on la biomassa es manté en un reactor aerobi de tanc agitat operant de forma continua, al qual se li recircula part dels microorganismes separats al decantador secundari per aconseguir una alta concentració de biomassa i millorar el rendiment de depuració de l'aigua. En la figura 1 es pot observar l'esquema bàsic de funcionament d'aquest procés.

figura 1. Esquema típic del procés de fangs activats

Per tractar-se d’un reactor de tanc agitat, els microorganismes treballen a concentracions de substrat baixes, és a dir, les de l’aigua tractada. La concentració de biomassa en el reactor biològic es regula mitjançant els cabals de purga i recirculació del fang decantat. En aquest procés, el temps de retenció hidràulic (TRH) del sistema no coincideix amb el temps de retenció cel·lular (TRC) o edat del fang. El temps de retenció cel·lular es defineix com el temps de residència mig dels fangs (biomassa) en la planta i és un dels paràmetres més importants en el disseny del

4

procés, ja que l’acció dels microorganismes depén entre altres factors del temps que es mantinguen en contacte amb la matèria orgànica. 1.4. Eliminació biològica de nutrients (N i P) El nitrogen i fòsfor són els principals macronutrients dels organismes vius i generalment es troben en condicions limitants en el medi aquàtic natural. L’excés de nutrients en un medi on la seua escassetat era el factor limitant del creixement pot causar problemes greus com la proliferació massiva d’algues (eutrofització) i altres microorganismes. Aquest fenomen provoca el descens en la concentració d’oxigen dissolt i poden arribar a produir-se períodes d’anoxia en el medi. L’increment dels problemes d’eutrofització de rius, llacs i costes durant les últimes dècades ha fomentat l’interés per l’eliminació de nitrogen i fòsfor de les aigües residuals. El procés tradicional de tractament biològic de les aigües residuals mitjançant els fangs activats s’ha vist transformat i han aparegut molts esquemes de tractament nous amb l’objectiu d’eliminar el nitrogen, el fòsfor o els dos nutrients alhora per mitjans biològics.

1.4.1. Eliminació de nitrogen En les aigües residuals urbanes que arriben a la depuradora, el nitrogen es troba normalment en formes reduïdes, és a dir, com a nitrogen orgànic i amoniacal (N-NH4

+), però és la forma amoniacal la més predominant ja que el nitrogen orgànic passa ràpidament a aquesta forma degut a les reaccions enzimàtiques. Per aconseguir l’eliminació biològica del nitrogen de les aigües residuals urbanes, s’ha de dur a terme dos processos: nitrificació i desnitrificació. - Nitrificació Consisteix en la transformació del nitrogen amoniacal en nitrats degut a l’acció d’un grup limitat de microorganismes autòtrofs. Aquests bacteris poden créixer a partir del CO2 atmosfèric mitjançant l’oxidació del nitrogen amoniacal en condicions aeròbies. La reacció global de síntesi per als bacteris nitrificants, suposant una composició química dels microorganismes de C5H7NO2, és la següent:

++ +++→+++ H 42 OH 20 NO 21 NOHC HCO CO 4 O 37 NH 22 2-3275

-3224 (1)

Aquest procés es du a terme en dues fases. En una primera fase, l’amoni és oxidat a nitrit per un grup de bacteris anomenat Nitrosomonas spp. En la segona fase, el nitrit és oxidat a nitrat per un altre grup anomenat Nitrobacter spp. Com que aquesta darrera fase és molt més ràpida que la primera, la concentració de nitrit és molt baixa i es pot considerar el procés com una reacció global de transformació del nitrogen amoniacal a nitrat. La reacció global es pot escriure de la següent forma:

5

++ ++→+ H 2 OH NO O 2 NH 2

-324 (2)

- Desnitrificació En absència d’oxigen, els microorganismes heteròtrofs facultatius utilitzen el nitrat com a acceptor d’electrons i el transformen a nitrogen gasós. La reacció global de síntesi per als bacteris en la desnitrificació es pot escriure com:

OH 5.15 CO 5.98 N 2.27 NOHC

H 4.15 NH 0.39 NO 4.54 NOHC .610

222275

4-391918

+++→+++ ++

(3)

En aquest procés és fonamental l’absència total d’oxigen, ja que els bacteris heteròtrofs prefereixen utilitzar l’oxigen com a acceptor d’electrons abans que el nitrat.

1.4.2. Eliminació de fòsfor El fòsfor en les aigües residuals es pot trobar en diverses formes: ortofosfats (procedents principalment de fertilitzants agrícoles), polifosfats (procedents dels detergents) i fòsfor orgànic (procedent dels residus d’escorxadors i alimentaris). En un procés convencional de fangs activats s’elimina el fòsfor de l’aigua en un 2.3 % dels sòlids suspesos volàtils (SSV) produïts. Així, el fòsfor eliminat correspon a la quantitat que els microorganismes utilitzen com a nutrient. Per aconseguir una major eliminació del fòsfor és necessari utilitzar altres mètodes d’eliminació. Els mètodes químics d’eliminació consisteixen en l’addició de sals d’alumini, calci i ferro a l’aigua per formar precipitats hidratats que indueixen l’eliminació de fòsfor per precipitació i adsorció en els precipitats. Els mètodes biològics presenten majors avantatges sobre els químics pels motius següents:

- L’addició de sals coagulants de Fe i Al pot donar concentracions elevades d’aquestos cations en l’efluent.

- Les despeses en reactius químics poden ser molt elevades.

- L’addició de reactius genera una major producció de fangs que s’han de gestionar correctament com a residus industrials.

- Tanmateix, els fangs produïts per eliminació biològica de fòsfor presenten una major concentració d’aquest, i per tant, s’afavoreix el seu ús com a fertilitzants en l’agricultura.

L’eliminació biològica de fòsfor es pot aconseguir sotmetent els microorganismes a una alternança de condicions anaeròbies i aeròbies. Sota aquestes condicions es desenvolupen uns bacteris que poden emmagatzemar fòsfor en el seu interior en forma de polifosfats i en quantitats superiors a les necessàries per a la síntesi cel·lular. Aquests bacteris es coneixen com organismes acumuladors de polifosfats (PAO, polyphosphate

6

accumulating organisms) i estan formades principalment pels gèneres Acinetobacter, Pseudomonas, Moraxella, Aeromonas, Rhodococcus i Corynebacterium. En el metabolisme dels bacteris PAO es pot diferenciar dues fases (figura 2):

- Fase anaeròbia En aquestes condicions, els bacteris PAO no poden metabolitzar la matèria orgànica, però sí poden utilitzar àcids grassos de cadena curta, com l’àcid acètic i el propiònic, per sintetitzar substàncies de reserva com el poli-β-hidroxibutirat (PHB). L’energia necessària per a la captació de l’acetat és generada per la hidròlisi del polifosfat intracel·lular a fosfat, que és lliurat al medi a través de la membrana cel·lular, augmentant així la concentració de fosfats en la fase anaeròbia. La transformació de l’acetat a PHB també requereix la presència de poder reductor (NADH2), el qual es forma per la degradació del glicogen intracel·lular (Mino i col., 1998).

figura 2. Metabolisme dels bacteris PAO en condicions anaeròbies i aeròbies.

- Fase aeròbia En condicions aeròbies el PHB intracel·lular és utilitzat per al creixement i la producció de glicogen. L’excés d’energia produïda és emmagatzemat en forma de polifosfats, que es formen a partir del fosfat present en el medi. D’aquesta manera, la concentració de fòsfor en l’aigua disminueix en major grau que el que havia augmentat en la fase anaeròbia, produint-se així una eliminació neta de fòsfor (veure figura 3)

7

figura 3. Concentració de fòsfor durant el procés d’eliminació biològica (Ferrer et al., 1997). Per a que es produesca una eliminació de fòsfor per aquest procediment és necessari que existesca en l’aigua residual influent la quantitat suficient d’àcids volàtils de cadena curta. Si l’aigua influent no té suficient concentració d’àcids volàtils, s’hauran d’afegir externament en quantitats controlades per no excedir de la quantitat necessària, ja que l’excés d’àcids volàtils s’hauria de degradar també per complir els límits de DQO a la sortida. Actualment, la major part de les plantes depuradores que eliminen fòsfor afegeixen els àcids volàtils externament en forma d’àcid acètic sintètic, generalment provinent de la indústria del petroli. Aquest fet té el desavantatge de tenir que adquirir un reactiu que sol ser bastant car i a més s’afegeix més DQO a l’aigua a tractar. Estudis recents han demostrat que gran part dels àcids volàtils necessaris es poden generar en la pròpia planta depuradora mitjançant la fermentació del fang primari. Aquest procés consisteix en fer passar el fang obtingut en el decantador primari per un procés de fermentació controlat on la matèria orgànica soluble és degradada anaeròbicament fins obtenir els àcids grassos volàtils (acètic, propiònic, butíric, etc.). Posteriorment, aquest fang ric en àcids volàtils es mescla amb l’aigua d’entrada i es deixa decantar per a que els àcids passen a l’aigua que alimenta el reactor biològic. Aquest procés es coneix tècnicament com elutriació del fang.

8

1.5. Fermentació i elutriació del fang primari. Revisió bibliogràfica Com a punt de partida en aquesta investigació s’ha realitzat una extensa revisió bibliogràfica sobre els processos de fermentació i elutriació dels fang primari. Les investigacions estan encaminades a la millora del rendiment en la producció dels àcids volàtils. S’han provat diferents esquemes de tractament del fang primari per obtenir els àcids volàtils necessaris per a l’eliminació de fòsfor i poder elutriar-los amb l’aigua residual (Pitman, 1991; Lötter i Pitman., 1992; Gonçalves i col., 1994; Moser-Engeler i col., 1999). Aquests estudis permeten obtenir els paràmetres de disseny més adequats (Banerjee i col., 1998; Miron i col., 2000). Per altra banda, Moser-Engeler i col. (1998) mostren una millora en els resultats d’eliminació de fòsfor de l’aigua quan s’utilitzen els àcids volàtils generats en la pròpia planta que quan es fa servir reactius sintètics.

1.5.1. Procés de fermentació del fang primari Els processos biològics que tenen lloc en la fermentació del fang són ben coneguts degut a les investigacions que s’han fet en les últimes dècades en el camp de la digestió anaeròbia dels fangs de depuradores.

figura 4. Esquema del procés de digestió anaeròbia.

CH4 + H2O

Hidrogen

Àcids grassos de cadena curta(acètic, propiònic, butíric, ...)

Àcid acètic

CH4 + CO2

Matèria Orgànica(proteïnes, hidrats de carboni i lípids)

Matèria Orgànica Hidrolitzada(aminoàcids, sucres i àcids grassos de cadena llarga)

Hidròlisi

Acidogènesi

Acetogènesi

MetanogènesiAcetolàstica

Metanogènesiamb H2

H2

H2

9

La digestió anaeròbia del fang es pot dividir en quatre etapes consecutives que transformen la matèria orgànica inicial en una barreja de gasos on es troben fonamentalment el metà i el CO2. En la figura 4 es pot veure l’esquema de reaccions que tenen lloc durant la digestió anaeròbia de la matèria orgànica biodegradable. En primera etapa, la matèria orgànica particulada i les macromolècules orgàniques són hidrolitzades pels enzims extracel·lulars generats pels bacteris. Els productes d’aquesta hidròlisi són utilitzats pels bacteris acidogènics i transformats en àcids volàtils. L’hidrogen present en el medi, necessari per a la generació dels àcids volàtils, també pot ser utilitzat per un grup de bacteris metanogènics, que produeixen metà a partir del CO2 i del H2 del medi. Els àcids volàtils generats són transformats a acètic per un grup de microorganismes acetogènics, desprenent hidrogen al medi. Finalment, aquest àcid acètic és utilitzat pels bacteris metanogènics acetoclàstics per formar metà. Com mostra l’esquema de la figura 4, per evitar que els àcids volàtils generats siguen consumits, el procés de fermentació s’ha de detenir abans de l’etapa metanogènica acetoclàstica. Controlant la temperatura i el temps de residència dels sòlids en el reactor es pot detenir el procés abans d’aquesta última etapa. Els principals productes del procés de fermentació són els àcids acètic, propiònic i butíric, però també apareixen en menor quantitat altres àcids volàtils com l’isobutíric i el valèric, que també poden ser utilitzats pels bacteris PAO per augmentar les reserves de PHB (Moser-Engeler i col., 1998). Normalment, per simplificar els models d’eliminació de fòsfor, sols es considera l’àcid acètic com a substrat dels bacteris PAO i s’inclou la resta d’àcids volàtils en forma d’acètic. S’han proposat diversos esquemes de procés per a l’obtenció d’àcids volàtils a partir de la fermentació controlada del fang primari. A continuació es descriuen els més importants.

1.5.2. Esquemes de tractament del fang primari per a l’obtenció d’àcids volàtils La fermentació del fang primari es pot realitzar en el propi decantador primari, augmentant el temps de residència del fang, o també en reactors separats. En el primer tipus de procés, els sòlids són retinguts en el fons del decantador primari el temps necessari per a que es desenvolupen els bacteris acidogènics i acetogènics responsables de la producció d’àcids volàtils i suficient per a que no apareguen els bacteris metanogènics. El fang extret pel fons del decantador conté una elevada concentració d’àcids volàtils que han de ser elutriats per introduir-los en el procés biològic d’eliminació de fòsfor. Aquesta elutriació es pot realitzar en el propi decantador primari recirculant part del fang produït o bé en un espessidor on el fang entra mesclat amb aigua influent. En la figura 5 es mostren aquests dos esquemes de procés. L’altra forma de produir els àcids volàtils és portar el fang primari a un fermentador, on tenen lloc els processos de fermentació explicats anteriorment. El fang que surt del fermentador conté una elevada concentració d’àcids volàtils que han de ser elutriats per

10

alimentar-los al procés biològic. Aquesta elutriació es por realitzar en el decantador primari, com es mostra a la figura 6. Si s’elutria el fang en el decantador, el temps de retenció cel·lular pot ser més elevat amb el mateix volum del fermentador degut a la recirculació d’una part del fang.

figura 5. Fermentació en el decantador primari. El fermentador té l’avantatge de poder treballar amb temps de retenció més elevats que en el decantador. Així, es poden obtenir majors rendiments en la producció d’àcids volàtils utilitzant un fermentador. Però tanmateix, hi ha l’inconvenient de l’espai extra necessari en la construcció del fermentador i la major dificultat per adaptar les plantes depuradores ja construïdes per a la producció d’àcids volàtils.

figura 6. Fermentació del fang en un fermentador. Per tant, la fermentació del fang primari en el decantador serà preferible front a l’ús d’un fermentador en aquells casos on la quantitat generada d’àcids volàtils siga suficient per a l’eliminació biològica de fòsfor. En aquests esquemes de tractament, els processos de sedimentació del fang tenen un paper fonamental en l’elutriació dels àcids volàtils.

11

1.6. Sedimentació dels fangs La sedimentació en continu és una operació bàsica ben coneguda i utilitzada en molts camps de l’enginyeria. Un dels camps on la sedimentació juga un paper fonamental és la depuració d’aigües residuals, ja que és en aquest procés on s’elimina la major part de la contaminació de l’aigua. A més, és un procés fonamental per a que la resta d’operacions d’una depuradora funcionen correctament. Tanmateix, fins fa uns pocs anys, la majoria dels models de simulació existents per a les estacions depuradores d’aigües residuals no tenien en compte aquest procés. Tradicionalment s’ha dissenyat els decantadors suposant un comportament ideal i aplicant uns criteris de disseny preestablerts. Seguint aquests criteris, els valors d’eliminació de sòlids en els decantadors venien donats per l’experiència pràctica i només s’utilitzaven els models biològics per simular el comportament dels reactors. En aquesta última dècada s’han anat incorporant els processos de sedimentació en el disseny i simulació dels decantadors, fruit d’una major investigació en aquest camp. Han aparegut diversos models de sedimentació, basats fonamentalment en la teoria del flux, que són capaços de simular el procés de sedimentació continua dels fangs biològics a partir d’uns pocs paràmetres característics del fang (Laikari, 1989; Dupont i Henze, 1992; Hamilton i col., 1992; Otterpohl i Freund, 1992; Patry i Takács, 1992). La major part dels treballs d’investigació en aquest camp han anat dirigits cap a la sedimentació dels fangs biològics en el decantador secundari, ja que és un dels processos més importants per a que l’efluent complesca els requisits de vessat. Tanmateix, la majoria dels models existents per als decantadors secundaris encara consideren que en aquests elements no es produeix cap procés biològic, quan és palesa la presència dels processos de desnitrificació en decantadors i s’ha comprovat la seua importància en plantes on la temperatura i el temps de retenció cel·lular són elevats (Crabtree, 1983; Henze i col., 1993; Siegrist i col., 1995; Koch i col., 1999). Pel que fa als decantadors primaris, tant sols es troben en la bibliografia uns pocs articles que tracten la sedimentació molt superficialment i amb una base teòrica molt fluixa o nul·la (Lindeborg i col., 1996).

1.6.1. Bases teòriques de la sedimentació La sedimentació és una operació bàsica que consisteix en la separació de les fases sòlida i líquida d’una suspensió per acció de la gravetat. En funció del grau de separació obtingut i de la concentració inicial de sòlids en l’aigua, la sedimentació pot seguir tres mecanismes diferents: sedimentació discreta, sedimentació floculada i sedimentació impedida o zonal. En el fons dels decantadors es produeix, a més, un procés de compressió del fang degut al pes dels sòlids que van sedimentant. En les condicions d’operació típiques dels decantadors primari i secundari poden produir-se els dos últims fenòmens de sedimentació al mateix temps, mentre que la sedimentació discreta és més pròpia dels desarenadors situats en el pretactament de l’aigua d’entrada a la planta.

12

La sedimentació floculada es produeix en suspensions poc concentrades quan les partícules sòlides van formant flòculs durant la sedimentació i augmenten així la seua massa i la seua velocitat de sedimentació. Les partícules més grans, que sedimenten a una velocitat major, arrosseguen les més menudes i van creixent. S’obté així un efluent de major qualitat degut a la floculació i l’arrossegament de les partícules menudes. La floculació de les partícules depén de les característiques de l’aigua (la distribució de mides de partícules i la concentració inicial en l’aigua) i de factors d’operació com la profunditat del tanc i els gradients de velocitat en el sistema. Quan la concentració del l’aigua va creixent, l’efecte de la floculació és major i la velocitat de sedimentació creix, fins que arriba un moment en què l’augment de la concentració de sòlids empitjora la sedimentació. Des d’aquest moment es produeix la sedimentació impedida o zonal, en la qual, les partícules sedimenten totes a la mateixa velocitat i mantenen les posicions relatives entre elles. Es forma una massa de concentració constant amb una interfase diferenciada entre l’aigua clarificada i el fang que sedimenta. Aquest tipus de sedimentació es produeix en els decantadors secundaris i en les capes més baixes dels decantadors primaris, quan la concentració de sòlids està per damunt dels 1000 mg SS/L d’aigua. Ja en el fons dels decantadors primari i secundari, i sobre tot en els espessidors de fangs es produeix el fenomen de la compressió. El fang va comprimint-se i augmentant la seua concentració degut al pes dels sòlids que van sedimentant per damunt. Aquest fenomen es caracteritza per la reducció gradual que experimenta la velocitat de sedimentació des del seu valor en les condicions de sedimentació impedida fins a anul·lar-se quan s’arriba a la compressió màxima del fang. Per tenir en compte aquests processos en un mateix model de sedimentació, Takács i col. (1991) i Patry i Takács (1992), han proposat una expressió per a la velocitat de sedimentació que es pot utilitzar en condicions de sedimentació floculada i zonal. Per altra banda, Härtel i Pöpel (1992), i Otterpohl i Freund (1992), proposen un factor empíric de correcció de l’expressió anterior de la velocitat de sedimentació per tenir en compte també el fenomen de la compressió al fons del decantador.

13

2. Objectius Segons la revisió bibliogràfica realitzada, encara no existeix cap model de simulació que tinga en compte els processos de generació d’àcids volàtils en el fang primari i la seua posterior elutriació. Per poder tractar problemes d'optimització del procés global d’eliminació del fòsfor de l’aigua residual, mitjançant el control del procés de generació d’àcids volàtils, seria de molta importància poder disposar d’un model global que puga simular no sols la generació d’àcids volàtils i la seua elutriació sinó també l’eliminació de fòsfor que es produeix en el reactor biològic amb l’ús dels àcids volàtils generats. Mitjançant la simulació del procés global es poden provar distints paràmetres de control i decidir les actuacions necessàries per generar sols la quantitat d’àcids volàtils necessària, optimitzant així el procés global d’eliminació de fòsfor. El grup d’investigació on m’he incorporat disposa ja d’un model per a la simulació dels processos d’eliminació biològica de fòsfor i nitrogen de l’aigua residual, i també disposa d’un model de fermentació recentment validat en experiments de laboratori. Però tanmateix, encara no estan resolts els processos de sedimentació que tenen lloc en els decantadors, i que són fonamentals per poder aplicar els models biològics al decantador primari per a simular la fermentació i elutriació del fang. L’objectiu d’aquest treball d’investigació se centra doncs en l’elaboració i validació d’un model per a la simulació del procés de fermentació i elutriació del fang primari en un decantador. Aquest model haurà de tenir en compte tant els processos biològics de fermentació que es produeixen al fons del decantador, com els processos físics de separació dels sòlids de l’aigua per sedimentació. Per a l’elaboració del model del decantador es farà ús de la teoria de sedimentació i dels models biològics del grup d’investigació, mentre que per a la validació del model s’ha posat en funcionament una planta pilot de fermentació/elutriació de fang primari que treballa amb aigua residual provinent de l’estació depuradora del Barranc del Carraixet a Alboraia.

14

3. Model general del decantador primari L’objectiu d’aquest model és poder simular la producció d’àcids volàtils que s’obté en un decantador primari mitjançant la recirculació d’una part del fang sedimentat per elutriar els àcids generats en el fons del decantador. Per complir aquest objectiu serà necessari poder simular l’acumulació dels sòlids en el fons del decantador i també el creixement dels bacteris acidogènics, responsables de la producció dels àcids volàtils. Amb aquesta finalitat s’ha escollit un tipus de model unidimensional. Això significa que la velocitat sols tindrà una component vertical i es negligiran els possibles corrents interns deguts al vent o l’entrada al decantador. Els gradients horitzontals de concentració seran nuls. Aquest model serà suficient per simular l’alçada del mant de fangs, el perfil de concentracions en el decantador i les concentracions de la purga i de l’efluent. El fet de poder utilitzar un model unidimensional és important, ja que aquest tipus de model requereix menor complexitat de càlcul que si es tractara de models bi- o tri- dimensionals. El model serà capaç de representar els processos físics i biològics que es produesquen en el decantador mitjançant la resolució de les equacions diferencials de continuïtat i transport de matèria amb generació, subjectes a les condicions de contorn donades pel decantador a simular. Es tracta doncs d’un model determinístic i unidimensional. Pel que fa als processos biològics, els termes de generació de les equacions diferencials vindran donats pel model global de fermentació i eliminació de matèria orgànica i nutrients desenvolupat pel grup d’investigació. 3.1. Model de flux unidimensional Segons el model unidimensional considerat, el decantador es pot considerar com un reactor de flux continu amb l’entrada situada en la zona central, des d’on es divideix el flux en dos sentits, ascendent i descendent. (veure figura 7)

figura 7. Esquema de flux de l’aproximació unidimensional del decantador.

15

El flux de sedimentació per gravetat sempre tindrà sentit descendent, com mostra la figura anterior. En aquest model, el flux total de sòlids que entra al decantador ha de complir el balanç amb el flux que surt per la purga i per l’efluent, i, a més, la concentració obtinguda en el fons del decantador i en l’efluent ha d’estar en funció de la velocitat de sedimentació que afecta als sòlids en tot el decantador. El flux total de sòlids vindrà donat per la suma del flux per arrossegament de l’aigua i el flux per sedimentació, és a dir, XVXVJ S ⋅+⋅= (4) on el primer terme representa el flux de sòlids per arrossegament i el segon terme representa el flux per sedimentació. El flux per arrossegament pot tenir signe positiu o negatiu segons ens trobem per baix o per dalt de la entrada al decantador, és a dir,

≤=

>=

=

fR

D

fE

A

hh si A

QV

hh si A

QV

V (5)

Si assumim que el decantador pot tenir el fons cònic, la secció no es manté constant, és a dir, el flux per arrossegament depén de l’alçada del decantador. L’equació diferencial que descriu el procés de sedimentació i generació de sòlids en el decantador seria, doncs:

( ) ( )

XS Gh

XVh

XVtX

+∂

⋅∂+

∂⋅∂

=∂∂

− (6)

on GX és la generació de sòlids deguda als processos biològics. Aquesta equació diferencial es resol numèricament dividint el decantador en una sèrie de capes horitzontals (veure figura 8) de manera que es pot discretitzar el sistema aplicant el balanç a cada capa, de la següent manera: - Per a les capes de clarificació:

[ ]nii,Xii,S1i1i,Sii,A1i1i,A1nni hGXVXVXVXV

tXh

∆⋅+⋅−⋅+⋅−⋅=∂

∂⋅∆++−−

+→ (7)

- Per a les capes de sedimentació:

[ ]nii,Xii,S1i1i,Sii,D1i1i,D1nni hGXVXVXVXV

tXh

∆⋅+⋅−⋅+⋅−⋅=∂

∂⋅∆++−−

+→ (8)

16

- Per a la capa d’alimentació:

( )n

ii,Xii,S1i1i,Sii,Di,AFf

F1nni hGXVXVXVVXAQ

tXh

∆⋅+⋅−⋅+⋅+−⋅=

∂∂⋅∆

+++→ (9)

on s’ha de discretitzar el terme d’acumulació utilitzant un interval de temps ∆t suficientment menut per resoldre la simulació. El terme de generació es calcula segons el model de fermentació que s’explica en l’apartat següent.

Zona de clarificació Zona d’alimentació Zona de sedimentació

figura 8. Esquema del decantador dividit en capes amb els fluxos de sòlids entre las diferents capes per a les zones de clarificació, alimentació i sedimentació

Amb aquesta discretització, el model es transforma en un sistema d’equacions diferencials respecte del temps, que es resolen de forma iterativa pel mètode de Ralston (Runge-Kutta de segon ordre), que avalua la funció en dues etapes. Amb les noves concentracions obtingudes en cada iteració (Xn+1), es calculen els nous valors dels fluxos de sedimentació i de generació i es torna a repetir el procés iteratiu. 3.2. Model de la sedimentació Per tenir en compte els processos de sedimentació que es produeixen en totes les zones del decantador s’ha proposat un model de sedimentació que considera els processos de sedimentació floculada, típics de la zona de clarificació del decantador; la sedimentació zonal, que es produeix en les zones de major concentració del fang, i la compressió del fang, que apareix en el fons del decantador pel pes dels sòlids que van sedimentant.

17

3.2.1. Velocitat de sedimentació zonal El model de sedimentació es basa en la teoria del flux de sòlids proposada per Kynch en 1952. Hi ha diversos models per representar la velocitat de sedimentació segons aquesta teoria:

- Model exponencial de Vesilind (1968):

Xn0S eVV ⋅−⋅= (10)

- Model potencial: n

0S XVV −⋅= (11)

- Model de Cho (Cho i col., 1993):

XeV

VXn

0S

⋅−⋅= (12)

De tots aquests models, el més acceptat i utilitzat ha sigut el model exponencial de Vesilind (1968). Aquest model és vàlid únicament en l’interval de concentracions on es pot assumir que es produeix una sedimentació zonal. Mitjançant experiments de sedimentació en una probeta per a distintes concentracions inicials de sòlids, es poden obtenir els paràmetres del model de Vesilind ajustant els valors de la velocitat zonal per a cada concentració segons l’expressió exponencial (veure figura 9 i figura 10). Els valors experimentals de la velocitat de sedimentació zonal s’obtenen del tram recte de les corbes de sedimentació discontinua (figura 10).

figura 9. Evolució de la interfase sòlid-líquid observada en experiments en proveta per a diferents valors de la concentració inicial de sòlids. (Ekama i col., 1997)

18

figura 10. Obtenció dels paràmetres de sedimentabilitat del fang per a l’interval de concentracions de sedimentació zonal (Ekama i col., 1997)

Els paràmetres de sedimentació zonal han sigut determinats en molts experiments realitzats per diversos autors (Pitman, 1984; Ekama i col., 1984; Daigger i Roper, 1985) per a fangs de diferents sedimentabilitats. Els fangs fàcilment sedimentables tenen valors de V0 alts i valors de n baixos. Segons aquests experiments, el paràmetre V0/n (que té unitats de flux de sòlids, kg/m2·h) defineix la sedimentabilitat del fang segons la teoria del flux de sòlids. La obtenció dels paràmetres V0 i n experimentalment requereix d’almenys entre 8 i 10 experiments de sedimentació amb un interval de concentracions de 2 a 12 g/l. Açò suposa un elevat temps d’experimentació, ja que per a concentracions superiors als 6 g/l, l’experiment per determinar la velocitat de sedimentació zonal pot allargar-se més de tres hores. Degut al treball que suposa l’obtenció d’aquests paràmetres per a cada fang, i també els problemes de desnitrificació que poden aparèixer en les columnes de sedimentació a altes concentracions, s’han proposat diverses correlacions empíriques de V0 i rh amb els diferents paràmetres de sedimentabilitat dels fangs. D’aquesta manera es poden obtenir valors aproximats de V0 i n a partir dels valors de determinats paràmetres que no requereixen tant de temps experimental.

3.2.1.1. Sedimentabilitat dels fangs La sedimentabilitat d’un fang es pot quantificar mitjançant dos aproximacions basades en distints paràmetres. La primera aproximació es basa en la mesura del volum ocupat pel fang després d’un temps fix de sedimentació, mentre que la segona aproximació es basa en la velocitat de sedimentació zonal. Aquests dos mètodes per determinar la sedimentabilitat del fang es basen en experiments realitzats en una proveta, però, com s’ha explicat anteriorment, la primera aproximació resulta més còmoda, ja que es poden

19

obtenir els valors de sedimentabilitat amb un sol experiment de sedimentació i fent ús de les correlacions empíriques existents. Els paràmetres de sedimentabilitat més importants en els quals es basa aquesta primera aproximació són els següents:

- Índex Volumètric del Fang (IVF) ó índex de Mohlman. Es defineix com el volum (en ml) ocupat per un gram de fang sec després de decantar 30 minuts en una proveta d’un litre.

- Índex Volumètric del Fang Diluït (IVFD). Es defineix com el volum (en ml)

ocupat per un gram de fang després de decantar 30 minuts en una proveta d’un litre, amb la previsió que aquest volum estiga comprés entre 150 i 250 ml/l.

- Índex Volumètric del Fang Agitat a 3.5 g/l (IVFA3.5). Es defineix com el

volum (en ml) ocupat per un gram de fang després de decantar 30 minuts en una proveta estàndard, de 100 mm de diàmetre i 500 mm d’alçada, agitada suaument (1 rpm), partint d’una concentració inicial estàndard de 3.5 g/l.

El IVFA3.5, malgrat que es considera el millor paràmetre dels tres, no és tan fàcil d’obtenir, ja que requereix un equipament específic per poder realitzar els experiments. El IVF és més fàcil d’obtenir però no és un valor massa fiable per a valors elevats de concentració inicial del fang. Un mètode més senzill d’obtenir la sedimentabilitat del fang consisteix en utilitzar el IVF i el IVFD segons s’obtinga un volum de fang sedimentat (VF30) menor o major que 250 ml/l respectivament, ja que a partir d’aquest valor, el IVF deixa de ser constant i comença a dependre de la concentració del fang utilitzat. La metodologia proposada per a aquest experiment és la següent:

1) Obtenció del VF30 del fang de concentració X. (Volum d’un litre de fang després de 30 minuts de sedimentació).

2) Si el VF30 és menor de 250 ml/l, aleshores el IVF serà:

X

VFIVF 30= (13)

3) Si el VF30 resulta major que 250 ml/l, aleshores es dilueix el fang a una concentració Xdil., de manera que es complesca que el VFD30 es trobe en l’interval de 150 a 250 ml/l. D’aquesta manera s’obté el IVFD com:

.dil

30X

VFDIVFD = (14)

4) Amb aquest valor de IVFD es pot estimar el IVF del fang mitjançant una relació empírica entre els dos índexs realitzada per Merkel (1971) a partir d’un gran nombre de dades experimentals:

20

6.0

30300

VFIVFDIVF

⋅= (15)

Aquesta equació és vàlida per a l’interval de VF30 de 250 a 800 ml/l. A partir del valor obtingut de IVF ó IVFD es poden calcular els paràmetres del model de sedimentació zonal (V0 i rh) utilitzant les correlacions que es mostren en la taula 1.

3.2.2. Sedimentació floculada L’efecte de la sedimentació floculada es considera important en les capes més elevades del decantador, on la concentració de sòlids és massa baixa com per a que es puga produir una sedimentació impedida o zonal. S’ha comprovat (Patry i Takács, 1992) que en aquesta zona de baixes concentracions, la velocitat de sedimentació augmenta amb la concentració de sòlids degut a que l’efecte de floculació entre les partícules és més important. Aquesta floculació es podria explicar com l’augment de la mida mitjana de les partícules de major diàmetre degut a l’arrossegament de les partícules de menor diàmetre (més nombroses) que es troben pel camí durant la sedimentació. Aquest efecte d’arrossegament es produeix per les diferents velocitats amb què sedimenten les partícules discretes en funció de la seua mida. Segons aquests autors, la velocitat de sedimentació augmentarà fins arribar a un valor màxim de la velocitat de sedimentació efectiva (V0’). Aquesta velocitat màxima es pot entendre com el moment en el qual, les partícules més grans ja han arrossegat la major part de les partícules menudes i s’ha aconseguit un estat d’igualtat de diàmetres (i també de velocitats de sedimentació discreta) entre les partícules que anul·la l’efecte de floculació anterior. Les concentracions de sòlids per a les quals es produeix aquest màxim efectiu de la velocitat de sedimentació depenen de les característiques dels sòlids suspesos, fonamentalment de la distribució de mides de partícula en el fang introduït al decantador i de la facilitat de les partícules per flocular. En la figura 11 es pot veure la variació de la velocitat de sedimentació en funció de la concentració del fang. Tenint en compte aquestes consideracions, Takács i col. (1991) van proposar la següent expressió general per a la velocitat de sedimentació en condicions de floculació i sedimentació zonal. ( )[ ] eeV , V min , 0 maxV

*P

*h XrXr

0'0S

⋅−⋅− −⋅= (16) on X* és la concentració de sòlids sedimentables, és a dir, el total dels sòlids existents (X) menys els sòlids no sedimentables que entren al decantador (Xns).

21

taula 1. Recopilació de correlacions fetes per diferents investigadors per obtenir els paràmetres V0 (en m/h) y n (en l/g) en funció dels paràmetres de sedimentabilitat

del fang. (Ekama i col., 1997)

22

figura 11. Velocitat de sedimentació considerant la sedimentabilitat de sòlids dispersos i

floculats (Ekama i col., 1997) Segons aquesta expressió doble exponencial, es poden distingir quatre regions amb un distint comportament de la velocitat de sedimentació (veure figura 11). La regió 1 correspon a l’interval de concentracions corresponent als sòlids no sedimentables. La regió 2 correspon a l’interval de concentracions on es produeix la floculació. La regió 3 correspon a l’interval de concentracions en el qual la floculació deixa de tenir efecte i encara no es produeix el fenomen de sedimentació impedida. Per últim, la regió 4 correspon als valors de concentració en els quals es produeix la sedimentació zonal donada pel model exponencial de Vesilind. Segons aquest model de sedimentació, per obtenir la velocitat de sedimentació d’un fang en el decantador en funció de la concentració de sòlids existent en cada zona, s’ha de conèixer els següents paràmetres del fang:

Vo (m/h): Màxima velocitat de sedimentació zonal. Vo’(m/h): Màxima velocitat de sedimentació efectiva. rh (m3/g): Paràmetre característic de la sedimentació zonal. rp (m3/g): Paràmetre característic de la sedimentació floculada. fns: Fracció de sòlids no sedimentables que entren al decantador (fns = Xns/X).

23

3.2.3. Efecte de les zones de transició i compressió del fang El model anterior per a la velocitat de sedimentació proposat per Takács i col. (1991) sols considera el comportament dels sòlids des de concentracions molt baixes fins a concentracions altes on encara es produeix una sedimentació zonal. Però no representa el comportament dels sòlids quan, degut a l’efecte d’acumulació en el fons del decantador, deixen la sedimentació zonal i el fang comença a comprimir-se pel propi pes dels sòlids que van sedimentant damunt. Aquest efecte de compressió fa que la velocitat de sedimentació real en les capes més baixes del decantador siga inferior a la que s’obtindria si la sedimentació fora zonal amb eixa mateixa concentració. Per tant, per poder simular correctament les concentracions elevades obtingudes en el fons dels decantadors i espessidors és necessari considerar aquest efecte de compressió del fang. Härtel i Pöpel (1992) van proposar una funció correctora per tenir en compte aquest efecte de reducció de la velocitat de sedimentació. Aquesta funció sols hauria de ser aplicable per a les zones de transició i compressió que apareixen en les capes més baixes del decantador. Per tant, per a les capes més elevades la funció valdrà 1, i a partir de la zona de transició, el valor de la funció correctora anirà disminuint fins anul·lar la velocitat de sedimentació en el fons del decantador (figura 12).

figura 12. Factor de correcció de la sedimentació amb l’alimentació al decantador a 1’8 m del fons. (Härtel i Pöpel, 1992)

Otterpohl i Freund (1992) han proposat la següent equació empírica per corregir el flux de sedimentació en funció de l’alçada del decantador des del fons.

( )[ ]

+⋅

+−

+⋅

+−

⋅−

⋅−=Ω

IVF100IVF21

t

IVF100IVF21

t

h,hminB1

hB1 (17)

24

on:

+⋅

+⋅

+

+−= IVF100

IVF21

Ch1IVF

IVF100B (18)

ht = min(2·hC , hf) (19)

⋅⋅

⋅

−=C

ff

hCC X

hXrX

11h (20)

IVF480XC = (21)

Amb aquesta funció correctora, el flux de sedimentació de sòlids queda de la següent manera: ( ) ( ) XXVhJ SS ⋅⋅Ω= (22)

25

3.3. Model de fermentació Per resoldre el decantador incloent els processos biològics que s’hi produeixen s’ha utilitzat un model general que permet representar els processos de fermentació, digestió de fangs, i eliminació de matèria orgànica i nutrients (nitrogen i fòsfor) de l’aigua. Malgrat que l’únic procés important en les condicions en que es troba el decantador és la hidròlisi i fermentació de la matèria orgànica per part dels bacteris acidogènics i acetogènics, s’ha utilitzat aquest model general per poder utilitzar posteriorment l’efluent del decantador així calculat (amb els àcids volàtils produïts) com a influent d’una planta d’eliminació de nutrients i simular el procés complet. Amb aquest model també es podrà simular la digestió dels fangs que s’obtinguen de la purga dels decantadors primari i secundari. Aquest model general s’ha obtingut de la unió del model de fermentació desenvolupat pel grup d’investigació amb el Activated Sludge Model No.2d (ASM2d) (Henze et al.,1995).

3.3.1. Característiques principals del model El model biològic permet simular les transformacions de la matèria orgànica que es produeixen en el decantador associades al creixement i als processos metabòlics dels microorganismes. El model inclou els següents grups de microorganismes: heteròtrofs, heteròtrofs acumuladors de polifosfats, autòtrofs, acidogènics, acetogènics, metanogènics acetoclàstics i metanogènics hidrogenotròfics. Aquest model té en compte la influència de temperatura i pH en l’evolució dels microorganismes, de manera que es pot simular el procés de generació d’àcids volàtils que es produeix a diferents valors de pH en el decantador. A més, s’inclou el càlcul del pH a partir de les concentracions dels components del model que participen en l’equilibri àcid - base del sistema. També s’han inclòs els processos d’absorció/desabsorció dels gasos que formen part del model i que afecten a l’evolució del sistema, com per exemple el CO2, que té un paper fonamental en l’equilibri àcid – base del sistema.

3.3.2. Notació matricial Per obtenir el consum o producció de cada component, el terme de velocitat de reacció per aqueix component (ri) es calcula sumant els productes dels coeficients estequiomètrics (νij) i les expressions de velocitat del procés on participen (ρj), és a dir, ∑ ρ⋅ν=

jjj,iir (23)

En aquesta expressió, νi,j representa el paràmetre estequiomètric del component i en el procés de transformació j, i ρj el terme cinètic del procés j. En els apèndixs II i III es poden veure en detall les expressions cinètiques i els paràmetres estequiomètrics de cada procés de transformació.

26

3.3.3. Components del model El model biològic està constituït per 14 components solubles i 13 components suspesos. Els símbols utilitzats distingeixen els components solubles, representats per una S, dels suspesos, representats per una X. A continuació es defineixen els components del model. Components Solubles (S) SF Matèria orgànica fàcilment biodegradable o fermentable. És la fracció de DQO

soluble de l’aigua que està disponible directament pels microorganismes. (g DQO/m3).

SA Concentració d’àcid acètic mesurada com a DQO. És el principal producte de

la fermentació. (g DQO/m3) SPRO Representa la resta d’àcids volàtils generats durant la fermentació mesurats

com a DQO. Per als càlculs estequiomètrics s’assumeix que és igual a l’àcid propiònic (g DQO/m3)

SI Concentració de matèria orgànica inert mesurada com a DQO. Aquest

component no pot ser degradat pels microorganismes. Prové de l’aigua d’entrada i de la hidròlisi dels substrats particulats. (g DQO/m3)

SN2 Concentració de nitrogen gasós. Apareix com a producte de la desnitrificació.

(g N/m3) SO2 Concentració d’oxigen dissolt. (g O/m3) SH2 Concentració d’hidrogen dissolt mesurat com a DQO. (g DQO/m3) SCH4 Concentració de metà dissolt mesurat com a DQO. (g DQO /m3) SCO2 Concentració de diòxid de carboni dissolt mesurada en mol/m3. STOTC Total de carbonats mesurat en mol/m3. Representa la suma de les

concentracions de CO32-, HCO3

- i H2CO3, tenint en compte que el H2CO3 es dissocia majoritàriament en aigua donant CO2 i H2O. Aquest component s’ha introduït, junt amb el total de protons, per poder calcular el pH de l’aigua.

STOTH Total de protons mesurat en mol/m3. Representa la suma de les concentracions

de H+, HCO3-, H2CO3 , NH4

+, HPO42-, H2PO4

- i H3PO4. SNH4 Concentració d’amoni i nitrogen amoniacal. (g N/m3) SNO3 Concentració del nitrit i nitrat present en l’aigua. (g N/m3) SPO4 Concentració de fòsfor soluble inorgànic, fonamentalment format per

ortofosfats. (g P/m3)

27

Components particulats (X) XS Matèria orgànica lentament biodegradable. És la fracció de DQO suspesa de

l’aigua que ha de ser prèviament hidrolitzada per poder ser utilitzada pels microorganismes. (g DQO/m3).

XI Matèria orgànica inert. És la fracció de DQO suspesa de l’aigua que no pot ser

degradada pels microorganismes. Apareix amb l’entrada d’aigua o per la mort dels microorganismes. (g DQO/m3).

XH Organismes heteròtrofs. Poden créixer en condicions aeròbies i anòxiques a

partir dels substrats orgànics degradables (SF, SA i SPRO). Són els responsables de la hidròlisi de la matèria orgànica en condicions aeròbies. (g DQO/m3).

XAUT Organismes autòtrofs nitrificants. Són els responsables de la nitrificació, és a

dir, la transformació de l’amoni a nitrat en condicions aeròbies. (g DQO/m3). XPAO Organismes acumuladors de polifosfats. Són els responsables de l’eliminació

biològica del fòsfor de l’aigua residual. La concentració de XPAO no inclou els productes que s’emmagatzemen intracel·lularment (g DQO/m3).

XPHA Representa els productes emmagatzemats intracel·lularment pels organismes

acumuladors de polifosfats mesurats com a DQO (g DQO/m3). Inclou els poli-hidroxialcanoats (PHA), glicogen, etc., però s’assumeix que té la composició química del poli-hidrohibutirat, és a dir, (C4H6O2)n.

XPP Concentració de polifosfat emmagatzemat intracel·lularment pels organismes

PAO i mesurat com a fòsfor particulat (g P/m3). S’assumeix una composició química de (K0.33Mg0.33PO3)n

XACID Organismes acidogènics. Són els responsables de la hidròlisi de la matèria

orgànica en absència d'oxigen i la producció d’àcids volàtils de cadena curta. (g DQO/m3).

XPRO Organismes acetogènics. Són els responsables de la transformació dels àcids

volàtils a àcid acètic. (g DQO/m3). XMH2 Organismes metanogènics de l’hidrogen. Són els responsables de la producció

de metà a partir de l’hidrogen i el CO2. (g DQO/m3). XMAC Organismes metanogènics acetoclàstics. Són els responsables de la producció

de metà a partir de l’àcid acètic. (g DQO/m3). XNV Concentració de sòlids suspesos no volàtils. Aquest component tampoc forma

part del model biològic. Es considera que entra amb l’aigua influent i sedimenta junt amb la resta de sòlids del sistema. (g SS/m3).

XTSS Concentració de sòlids suspesos totals. Aquest component no forma part del

model biològic però s’utilitza per poder calcular el flux de sedimentació en el decantador. (g SS/m3).

28

3.3.4. Processos de transformació El model inclou 35 processos de transformació de la matèria que es poden classificar en funció dels microorganismes responsables del procés de transformació.

A) Bacteris heteròtrofs: Els microorganismes heteròtrofs són els responsables de la hidròlisi de la matèria orgànica suspesa en condicions aeròbies, anòxiques i anaeròbies. Es considera que els processos d’hidròlisi són reaccions superficials que es produeixen per l’acció dels enzims extracel·lulars produïts pels bacteris heteròtrofs. Aquesta hidròlisi es produeix a diferent velocitat en funció de l’acceptor d’electrons present en el medi i per aquest motiu s’ha considerat una expressió cinètica per a cada tipus d’hidròlisi (aeròbia, anòxica i anaeròbia). El creixement dels microorganismes heteròtrofs es pot produir a partir de SF, SA i SPRO, i en condicions aeròbies i anòxiques. Es considera que el rendiment de creixement de la biomassa heteròtrofa (YH) i la velocitat màxima de creixement (µm) són els mateixos per a tots els substrats. Tanmateix, en condicions anòxiques, la velocitat de creixement es veu modificada per un factor (ηNO3) que representa el fet que no tots els bacteris poden créixer a partir del nitrat o també, que la velocitat de creixement es menor amb nitrat que amb oxigen. Aquest creixement d’heteròtrofs a partir de nitrat també s’anomena desnitrificació, perquè el nitrat, que actua com a acceptor d’electrons, es redueix a nitrogen gas produint-se una pèrdua de nitrogen del sistema. Pel que fa a la mort dels bacteris heteròtrofs, el model considera que aquest procés és independent de les condicions ambientals del sistema. B) Microorganismes acumuladors de polifosfat (PAO’s): Aquests microorganismes emmagatzemen polihidroxialcanoats (XPHA) en condicions anaeròbies a partir dels àcids volàtils representats per SA i SPRO, donant fosfats solubles al medi. El model considera que el rendiment de la solta de fosfats (YPO4) i la velocitat del procés són els mateixos per als dos substrats utilitzats. En condicions anòxiques i aeròbies, els PAO’s utilitzen el PHA emmagatzemat durant l’etapa anaeròbia per créixer i recuperar les reserves d’energia amb l’acumulació de polifosfat intracel·lular. Igual que en els heteròtrofs, la velocitat de creixement dels PAO’s i d’emmagatzematge de XPP es veu reduïda en condicions anòxiques per un factor (ηNO3). El model considera els processos de lisi de microorganismes PAO, lisi de XPP i lisi de XPHA independentment, degut al seu tractament per separat. C) Microorganismes autòtrofs: Aquests microorganismes són els responsables de la nitrificació, ja que en condicions aeròbies creixen a partir del CO2 atmosfèric mitjançant l’oxidació del

29

nitrogen amoniacal a nitrat. Degut al consum de carbonats, el procés de nitrificació redueix bastant l’alcalinitat de l’aigua i provoca fortes baixades del pH. La lisi d’aquests microorganismes introdueix matèria orgànica al medi en forma de XS que ha de ser degradada pels microorganismes heteròtrofs. D) Bacteris acidogènics: Aquests microorganismes poden hidrolitzar la matèria orgànica en condicions anaeròbies en un procés anàleg al dels bacteris heteròtrofs. Durant el procés de fermentació, aquests microorganismes creixen a partir de la matèria orgànica fermentable (SF) donant SA, SPRO i SH2. Com es pot observar en les expressions cinètiques de l’apèndix III, aquest procés de fermentació està inhibit per la presència d’oxigen i per concentracions elevades de SA i el SH2. La lisi dels microorganismes acidogènics, igual que la resta de microorganismes presenta una cinètica de primer ordre que no està influenciada per les condicions del medi. E) Bacteris acetogènics: Durant el procés de creixement, aquests microorganismes també produeixen SA i SH2 a partir de l’oxidació de la resta d’àcids volàtils representats per SPRO. F) Bacteris metanogènics: Aquests microorganismes són els responsables de la generació de metà durant el seu procés de creixement. Els bacteris metanogènics acetoclàstics generen metà a partir de l’acètic, mentre que els bacteris metanogènics de l’hidrogen generen metà a partir del l’hidrogen i del CO2.

A més dels processos originats pels bacteris, el model també considera els processos físics d’absorció/desabsorció dels gasos que intervenen en el model (CO2, O2, CH4, H2 i N2) mitjançant els corresponents valors del KLA per a cada gas.

3.3.4.1. Estequiometria dels processos de reacció Els coeficients estequiomètrics per a cada component en cada procés es poden veure en la taula 1 de l’apèndix II. Alguns d’aquests coeficients es poden calcular aplicant les equacions de continuïtat per a l’element en qüestió i altres s’han de determinar experimentalment. Les caselles en blanc signifiquen que el coeficient estequiomètric és zero, mentre que les caselles on apareix ** signifiquen que el valor del coeficient estequiomètric es calcula aplicant l’equació de continuïtat corresponent (la del nitrogen per al SNH4, la del fòsfor per al SPO4 i la del carboni per al StotC). Per al càlcul del coeficient estequiomètric corresponent al component StotH en un procés determinat sols s’ha de realitzar un balanç de les espècies que contenen protons i participen en aqueix procés, tenint en compte que s’ha de considerar el CO2 com a H2CO3, i per tant, contindrà dos protons.

30

L’equació de continuïtat es calcula de la forma següent: 0i i,ci,j =⋅ν∑ (24)

on vj,i són els coeficients estequiomètrics per al component i en el procés j, i ic,i són els factors de conversió necessaris per treballar en les mateixes unitats. Aquests factors de conversió representen els continguts en nitrogen, fòsfor, carboni i sòlids suspesos de tots els components del model que es mesuren en DQO. Alguns d’aquests factors es poden calcular coneixent la fórmula química dels components, altres són zero perquè els components no contenen l’element al qual s’aplica l’equació de continuïtat, i altres s’han de determinar experimentalment. En la taula 2 es mostra els valors dels factors de conversió utilitzats en el model.

Component

Contingut en carboni, iC,i

(mol C/ g DQO)

Contingut en nitrogen, iN,i (g N/ g DQO)

Contingut en fòsfor, iP,i

(g P/ g DQO)

Contingut en sòlids, iTSS,i

(g TSS/ g DQO) SF 0.0027 0.03 0.01 SA 0.0313

SPRO 0.0268 SCH4 0.0156 SNH4 1 SNO3 1 SPO4 1 SI 0.03 0.01

SN2 1 XPP 1 3.23

XPHA 0.0278 0.60 XS 0.03 0.04 0.01 0.7 XI 0.03 0.03 0.01 0.7

Biomassa 0.0313 0.07 0.02 0.7

taula 2. Valors típics dels factors estequiomètrics del model utilitzat. En la taula 3 es mostren els paràmetres utilitzats per obtenir els coeficients estequiomètrics del model. Aquests paràmetres han sigut obtinguts de la bibliografia (model ASM2, Henze i col., 1995) i del treball experimental realitzat pel grup d’investigació consistent en la calibració del model de fermentació elaborat pel propi grup.

31

taula 3. Valors recomanats per als paràmetres estequiomètrics del model utilitzat

Unitats Valor

f SI g DQO/ g DQO 0

YH g DQO/ g DQO 0.63

f XI g DQO/ g DQO 0.1

YP AO g DQO/ g DQO 0.63

YP O4 g P/ g DQO 0.4

YP HA g DQO/ g DQO 0.2

YP AO,NO g DQO/ g DQO 0.523

YP HA,NO g DQO/ g DQO 0.322

f XI g DQO/ g DQO 0.1

YAUT g DQO/ g N 0.24

f XI g DQO/ g DQO 0.1

f SI g DQO/ g DQO 0

YACID g DQO/ g DQO 0.15

f XI g DQO/ g DQO 0.2

f AC g DQO/ g DQO 0.58

f P RO g DQO/ g DQO 0.25

f H2 g DQO/ g DQO 0.17

YP RO g DQO/ g DQO 0.05

f XI g DQO/ g DQO 0.2

f AC g DQO/ g DQO 0.568

f H2 g DQO/ g DQO 0.432

YMAC g DQO/ g DQO 0.025

f XI g DQO/ g DQO 0.2

YMH2 g DQO/ g DQO 0.0455

f XI g DQO/ g DQO 0.2

Paràmetre

Hidròlisi d'acidogènics

Bacteris metanogènics hidrogenotròfics

Bacteris metanogènics acetoclàstics

Bacteris acetogènics

Bacteris acidogènics

Hidròlisi d'heteròtrofs

Organismes heteròtrofs

Organismes acumuladors de polifosfats

Organismes autòtrofs

32

3.3.4.2. Cinètica dels processos de reacció En l’apèndix III es mostren les expressions cinètiques proposades en el model biològic. Aquestes expressions segueixen el model cinètic de Monod, és a dir, els processos tenen una velocitat màxima corregida per diferents funcions anomenades funcions switch que tenen la forma següent:

SK

S

S + (25)

Aquestes funcions switch apareixen en els processos on es consumeix la substància que apareix a la funció. D’aquesta manera, la velocitat de reacció es redueix quan la concentració d’aqueixa substància disminuieix molt. Les funcions switch també poden ser d’inhibició, i en aquest cas, la funció s’aproximarà a zero quan augmente la substància inhibitòria del procés. Aquestes funcions són de la forma següent:

SK

K

I

I+

(26)

Inhibició per el pH El model considera que tots els processos on intervenen els bacteris es veuen afectats pel pH del medi de forma similar. La funció per representar aquesta influència del pH és la següent:

optHIH

IH

optHH

optH

HIH

IH

HH

H

SKK

SK

SSK

KSK

S

+⋅

+

+⋅

+ (27)

on el valor òptim de SH es calcula amb la següent expressió en funció dels paràmetres de la corba d’inhibició: H,IHoptH KKS ⋅= (28)

La variació d’aquesta funció d’inhibició es pot veure a la figura 13, on es representa les corbes d’inhibició utilitzades per als bacteris del model. Els valors proposats per Siegrist i col. (1993) per a les constants que apareixen en la funció són KH = 10-5 mol/m3 i KI,H = 6.3·10-4 mol/m3 per a tots els tipus de bacteris considerats en el seu model (acidogènics, acetogènics, metanogènics acetoclàstics i metanogènics hidrogenotròfics).

33

figura 13. Corbes d’inhibició per pH utilitzades per als distints microorganismes del model.

Per a la resta dels bacteris, la influència del pH no és tan important per a valors de pH entre 6 i 8, però a partir d’aquests valors, la seua activitat comença a disminuir bruscament. Per això, la corba d’inhibició del pH per aquests bacteris és més ampla que la dels bacteris de la fermentació. Els valors escollits per aquestes constants per als bacteris heteròtrofs, autòtrofs i PAO’s són KH = 2·10-6 mol/m3 i KI,H = 3.15·10-3 mol/m3. Per determinar aquests paràmetres seria necessària una major experimentació, però com que els seus valors no afectaran massa al model del decantador, degut a que aquest tipus de bàcteris no poden creixer en absència d’oxigen, s’ha escollit els valors anteriors que donen una corba de variació lògica segons indica l’experiència amb aquest tipus de bacteris. Constants cinètiques del model global En la taula 4 es mostren els valors per a les constants cinètiques que determinen la velocitat dels diferents processos biològics inclosos en el model per a temperatures entre 10 i 20 ºC.

Paràmetre Unitats Valor a 20ºC Valor a 10ºC

Hidròlisi Kh dia-1 3 2

ηNO3 - 0.6 0.6

ηfe - 0.1 0.1

KO2 g O2

.m-3 0.2 0.2

KNO3 g N.m-3 0.5 0.5

KX g DQO/ g DQO 0.1 0.3

0

0.2

0.4

0.6

0.8

1

2 4 6 8 10 12

pH

Switc

h

Acidogènics i metanogènics Heteròtros i autòtrofs

34

Organismes heteròtrofs µH dia-1 6 3

ηH - 0.8 0.8

bH dia-1 0.4 0.2

KO2 g O2

. m-3 0.2 0.2

KF g DQO. m-3 4 4

KA g DQO. m-3 4 4

KPRO g DQO. m-3 4 4

KNO3 g N. m-3 0.5 0.5

KNH4 g N. m-3 0.05 0.05

KP g P. m-3 0.01 0.01

KH mol H+ . m-3 2 10-6 2 10-6

KI,H mol H+ . m-3 3.15 10-3 3.15 10-3

Organismes acumuladors de polifosfats

qPHA g DQO/ (g PAO. dia) 3 2

qPP g PP/ (g PAO. dia) 1.5 1

µPAO dia-1 1 0.67

ηPAO - 0.6 0.6

ηPP - 0.6 0.6

bPAO dia-1 0.2 0.1

bPP dia-1 0.2 0.1

bPHA dia-1 0.2 0.1

KO2 g O2

. m-3 0.2 0.2

KA g DQO. m-3 4 4

KPRO g DQO. m-3 4 4

KNH4 g N. m-3 0.05 0.05

KPS g P. m-3 0.2 0.2

KP g P. m-3 0.01 0.01

KTOTC mol C . m-3 5 10-4 5 10-4

KPP g PP/ g PAO 0.01 0.01

KMAX g PP/ g PAO 0.34 0.34

KIPP g PP/ g PAO 0.02 0.02

KPHA g PHA/ g PAO 0.01 0.01

KH mol H+ . m-3 2 10-6 2 10-6

KI,H mol H+ . m-3 3.15 10-3 3.15 10-3

35

Organismes autòtrofs µAUT dia-1 1 0.35

bAUT dia-1 0.15 0.05

KO2 g O2

. m-3 0.5 0.5

KNH4 g N. m-3 1 1

KP g P. m-3 0.01 0.01

KTOTC mol C . m-3 5 10-4 5 10-4

KH mol H+ . m-3 2 10-6 2 10-6

KI,H mol H+ . m-3 3.15 10-3 3.15 10-3

Hidròlisi d'acidogènics KH dia-1 28.86 14.47

KX g DQO/ g DQO 325 325

KO2 g O2

.m-3 0.2 0.2

Bacteris acidogènics µACID dia-1 1.776 0.891

bACID dia-1 0.355 0.178

KF g DQO. m-3 50 50

KO2 g O2

.m-3 0.2 0.2

KA g DQO. m-3 8500 8500

KH2 g DQO. m-3 3500 3500

KNH4 g N. m-3 0.05 0.05

KP g P. m-3 0.01 0.01

KH mol H+ . m-3 1 ·10-5 1 ·10-5

KI,H mol H+ . m-3 6.3 ·10-4 6.3 ·10-4

Bacteris acetogènics

µPRO dia-1 0.177 0.0756

bPRO dia-1 0.028 0.012

KPRO g DQO. m-3 10 10

KO2 g O2

.m-3 0.2 0.2

KA g DQO. m-3 1500 1500

KH2 g DQO. m-3 0.6 0.6

KNH4 g N. m-3 0.05 0.05

KP g P. m-3 0.01 0.01

KH mol H+ . m-3 1 ·10-5 1 ·10-5

KI,H mol H+ . m-3 6.3 ·10-4 6.3 ·10-4

36

Bacteris metanogènics acetoclàstics µMAC dia-1 0.106 0.0453

bMAC dia-1 0.028 0.012

KA g DQO. m-3 30 30

KO2 g O2

.m-3 0.2 0.2

KH mol H+ . m-3 1 ·10-5 1 ·10-5 KI,H mol H+ . m-3 6.3 ·10-4 6.3 ·10-4

KNH4 g N. m-3 0.05 0.05

KP g P. m-3 0.01 0.01

Bacteris metanogènics hidrogenotròfics µMH2 dia-1 0.551 0.2355

bMH2 dia-1 0.112 0.0479

KH2 g DQO. m-3 0.6 0.6

KO2 g O2

.m-3 0.2 0.2

KH mol H+ . m-3 1 ·10-5 1 ·10-5 KI,H mol H+ . m-3 6.3 ·10-4 6.3 ·10-4

KNH4 g N. m-3 0.05 0.05

KP g P. m-3 0.01 0.01

KTOTC mol C . m-3 5 10-4 5 10-4

taula 4. Valors recomanats per als paràmetres cinètics del model utilitzat. Aquests valors de les constants cinètiques s’han pres dels valors recomanats en el model ASM2 i el model de fermentació desenvolupat pel grup d’investigació i basat en el model de Siegrist i col. (1993). Per a temperatures distintes a les de la taula, per aquells valors que varien en funció de la temperatura, el seu valor es calcula amb l’expressió següent: ( )20T

20T−ϑ⋅µ=µ (29)

on µT és el valor del paràmetre a la temperatura de treball, µ20 és el valor a 20 ºC i ϑ és una constant de temperatura per a cada tipus de bacteri. En la taula 5 es mostra el valor d’aquesta constant per a cada tipus de bacteri.

37

taula 5. Valors de la constant de temperatura per als distints grups de bacteris.

3.4. Càlcul del pH Per al càlcul del pH, el model considera que s’arriba a les concentracions d’equilibri dels components que hi intervenen (total de protons, total de carbonats, amoni, fosfat, àcid acètic i àcid propiònic). Aquest equilibri es calcula mitjançant un programa de càlcul de l’equilibri químic en dissolució aquosa anomenat MINTEQA2 (Allison i col., 1991, U.S.E.P.A.). Aquest programa calcula les concentracions de totes les espècies químiques presents en l’equilibri que es poden formar a partir dels components del model i ens dona el pH de l’equilibri. Del resultat que dona el MINTEQA2 també s’utilitza la concentració de CO2 que s’obté de l’equilibri del carbonat per obtenir el SCO2 del model biològic.

Grup de bacteris Heteròtrofs Autòtrofs Acumuladors de polifosfatsAcidogènicsAcetogènicsMetanogènics acetotròficsMetanogènics hidrogenotròfics

1.071.091.091.09

Valor de1.071.111.04

ϑ

38

4. Materials i mètodes 4.1. Planta pilot Amb la finalitat d’estudiar la viabilitat de la producció, a partir de fang primari, dels àcids volàtils necessaris per a l’eliminació biològica del fòsfor de les aigües residuals, es va dissenyar i construir la planta pilot que es mostra en la figura 14.

figura 14. Vista general de la planta pilot de fermentació – elutriació. La planta pilot inclou com a elements bàsics un decantador primari, un fermentador i un espessidor de fangs, ja que s’ha previst que es puga implementar els esquemes de funcionament per a la producció d’àcids volàtils que s’expliquen en la introducció. Tanmateix, en una primera fase d’experimentació sols s’ha estudiat la producció i elutriació dels àcids volàtils en el decantador primari, amb l’objectiu d’utilitzar les dades obtingudes per validar el model del decantador primari desenvolupat en aquest treball. En la figura 15 es pot veure un diagrama de flux detallat dels elements de la planta que s’han utilitzat. La planta pilot es va instal·lar a l’estació depuradora d’aigües residuals urbanes del Barranc del Carraixet (Alboraia) i utilitza l’aigua de sortida del desarenador d’aquesta planta com a aliment. L’aigua influent, després de passar per un dipòsit amb una malla de 3 mm de llum per eliminar els sòlids grossos que poden afectar a les bombes i conduccions de la planta pilot, és bombejada amb un cabal de 40 l/h a un dipòsit d’homogeneització on es manté la temperatura de la planta en 20 ºC mitjançant un algoritme de control on/off implementat en l’ordinador de control i adquisició de dades, que actua sobre un refrigerador i una resistència instal·lats en el dipòsit. Aquest dipòsit té un temps de retenció mig de 2.5 h i, com tots els elements de la planta pilot, està envoltat per una camisa d’aïllament tèrmic en fibra de vidre de 3 cm de gruix. Posteriorment, l’aigua passa al decantador, on a més de la sedimentació de part dels sòlids suspesos, es produeix la fermentació del fang obtingut i elutriació dels àcids volàtils. El fang que s’obté pel fons del decantador es recircula per elutriar els àcids

39

volàtils i una part del fang es purga del sistema per mantenir el temps de retenció cel·lular constant en el valor desitjat.

NOMENCLATURA

E Embut de recollida ST Sonda de temperatura DH Dipòsit d’homogeneïtzació SpH Sonda de pH DP Dipòsit de pretractament A Agitador BM1 Bomba de membrana 1 D Decantador BM2 Bomba de membrana 2 MI1 Mostra integrada 1 BM3 Bomba de membrana 3 MI2 Mostra integrada 2 BP1 Bomba peristàltica 1 RP Recollida de la purga BP2 Bomba peristàltica 2 RQ Rasqueta R Resistència RF Refrigerador

figura 15. Diagrama de flux dels elements utilitzats en la planta pilot. Pel que fa als aparells d’instrumentació i control de la planta, a més del quadre elèctric, on es disposen els elements analògics de control de nivell i el circuit de comandament i de potència (veure Annex IV), la planta pilot també disposa d’un ordinador personal que s’encarrega d’emmagatzemar les dades de pH i temperatura i realitzar les accions de control adequades per mantenir la temperatura en el valor de consigna. La comunicació entre l’ordinador i els diferents elements de la planta (pHmetre, sonda de temperatura, resistència i refrigerador) es realitza a través del port sèrie de l’ordinador mitjançant una xarxa de comunicació basada en l’estàndard de comunicacions sèrie RS-485. Per dur a terme aquesta comunicació entre els diferents elements es disposa de dos mòduls de conversió A/D i un mòdul convertidor RS-232/RS-485. En la figura 16 es pot veure l’esquema de transmissió de dades amb més detall. La planta disposa d’un sistema de mostreig integrat que emmagatzema contínuament aigua de l’entrada i de la sortida per l’efluent i la purga del decantador. Aquestes mostres es disposen en una nevera per parar l’activitat biològica i evitar que es perguen els àcids volàtils produïts.

40

figura 16. Esquema del circuit de transmissió de dades.

4.1.1. Elements utilitzats A continuació es mostra una descripció de tots els elements utilitzats en la planta pilot, la seua funció i les característiques tècniques més rellevants.

• Embut de recollida: Situat darrere del vessador d’un dels dos canals desarenadors de que disposa la EDAR del Carraixet. Serveix per recollir part de l’aigua del vessador i introduir-la en la conducció d’aigua aliment de la planta pilot. Està construït en acer inoxidable per suportar la forta empenta de l’aigua del vessador.

• Dipòsit de pretractament: Serveix per eliminar els sòlids més grossos que podrien afectar al funcionament de les bombes. El dipòsit té un volum de 190 litres, amb un diàmetre de 54 cm, i disposa d’una entrada i 4 sortides, una per a l’eixida de l’aigua aliment a la planta pilot, una per a buidar el dipòsit i les altres dues per al vessat a diferents alçades en funció de les condicions de funcionament. El dipòsit rep més aigua de la que necessita la planta (40 l/h) i per tant, funciona amb un vessat continu al desguàs. Al seu interior hi ha una placa vertical que divideix el dipòsit en dues parts iguals amb una malla de 3 mm de llum per evitar el pas dels sòlids grossos.

• Bomba d’alimentació: És una bomba dosificadora de membrana model ELADOS H-234-GH, amb un cabal màxim de 120 l/h, regulació manual de la carrera (10 al 100%) i velocitat d’impulsos constant. El cos de la bomba és de PVC i disposa de dues vàlvules de retenció de bola per on es connecten les conduccions d’aspiració i impulsió.

• Dipòsit d’homogeneïtzació: S’utilitza per amortiguar les fluctuacions en la temperatura i la qualitat de l’aigua d’entrada a la planta. El dipòsit té un volum de 100 L, amb un diàmetre de 45 cm i disposa d’una entrada i dues sortides, una per a buidar-lo i l’altra per alimentar al decantador primari per vessat. El dipòsit disposa d’una camisa aïllant tèrmica en fibra de vidre de 3 cm de gruix.

• Agitador: Situat al dipòsit d’homogeneïtzació, disposa d’un eix de 65 cm de longitud i una hèlice de tres aspes tipus vaixell d’agitació axial de 20 cm de diàmetre situada al fons del dipòsit. El motor de l’agitador, de 0.25 kW, està

41

connectat a un variador de freqüència per ajustar-lo a la velocitat de gir desitjada.

• Refrigerador: Situat al dipòsit d’homogeneïtzació per controlar la temperatura de l’aigua d’entrada a la planta pilot, està format per un serpentí en acer inoxidable per on circula el fluid refrigerant. La planta disposa d’una unitat de refrigeració per compressió de vapor amb un compressor de 160 W.

• Calefactor: Situat al dipòsit d’homogeneïtzació per controlar la temperatura de l’aigua d’entrada a la planta pilot, està format per una resistència de 1500 W submergida en l’aigua

• Detector de nivell: Situat al dipòsit d’homogeneïtzació per evitar que es desborde en cas de taponament de la sortida. Si l’aigua arriba al nivell màxim el detector de nivell automàticament para la bomba d’alimentació a la planta.

• Decantador: Construït en acer inoxidable, està format per una part cilíndrica de 50 cm de diàmetre i 50 d’alçada i una part inferior cònica amb un pendent del 173 %. L’alçada total del decantador és de 90 cm i té un volum de 112 litres. El decantador està envoltat per una camisa d’aïllament tèrmic en fibra de vidre de 3 cm de gruix. L’entrada es realitza per un cilindre central a una profunditat de 40 cm respecte del nivell de l’aigua. El decantador disposa d’una rasqueta per evitar que el fang quede adherit a les parets del fons (veure figura 17 i figura 18). Aquesta rasqueta gira a una velocitat de 3 rpm per l’acció d’un motor situat en la part superior del decantador.

• Bomba de recirculació: És una bomba peristàltica model Watson Marlow 302S/RL, de velocitat variable manualment amb un cabal màxim de 3 l/h. Admet tubs de silicona amb diàmetres interns de 0.5 a 8 mm.

• Bomba de purga: És una bomba peristàltica model Watson Marlow 302S/RL de velocitat variable manualment. El seu funcionament està temporitzat per aconseguir els cabals de purga necessaris.

• Bombes de mostreig: Són 2 bombes dosificadores model MDS de la casa TIMSA amb un cabal màxim de 11.5 l/h, regulació manual de la carrera (5 al 100%) i velocitat d’impulsos variable amb tres posicions (25% - 50% - 100%). S’utilitzen per portar les mostres d’aigua d’entrada i de l’efluent del decantador fins a les garrafes de 20 l. situades a l’interior del frigorífic.

• Conduccions: Totes les conduccions són de PVC rígid de 25 mm de diàmetre nominal excepte les conduccions de desguàs del dipòsit de pretractament, que són de PVC flexibles de 35 mm de diàmetre nominal. Les bombes peristàltiques disposen de conduccions de silicona de 8 mm de diàmetre intern connectades a les conduccions de PVC mitjançant reduccions de polietilè. Les conduccions de mostreig són de niló semirígides de 6 mm de diàmetre nominal.

• Vàlvules: Les vàlvules són totes manuals de bola de 25 mm de diàmetre nominal. També s’utilitzen vàlvules de pinçament per a les conduccions de silicona de les bombes peristàltiques.

• Sonda de temperatura: Està formada per una sonda PT100 (termoresistència de platí) amb un interval de mesura de –20 a 130 ºC. Disposa d’un indicador digital de la temperatura model Micra-T de la casa Ditel, que permet la transmissió del senyal segons l’estàndard RS-485. Aquesta sonda està situada al decantador i permet controlar la temperatura d’aquest mitjançant l’acció de l’ordinador de control.

• Sonda de pH: Està formada per un elèctrode combinat de mesura de pH SenTix 61 de la casa WTW. El rang de mesura és de 0 a 14 unitats de pH per a temperatures entre 0 i 100 ºC. Disposa d’una sonda de temperatura per a la seua

42

compensació automàtica. La sonda està situada en l’efluent del decantador per mesurar contínuament el seu pH. El monitor de pH disposa d’una sortida analògica que s’utilitza per enregistrar el pH mesurat a l’ordinador.

• Ordinador de control: És un PC amb processador Pentium a 90 MHz, que funciona amb sistema operatiu Windows 98Lite i té implementat un software de control i enregistrament de dades tipus SCADA desenvolupat en llenguatge Visual Basic. Està situat en un armari a uns 20 metres de la planta pilot i comunicat amb aquesta mitjançant un cable de comunicacions de tipus parell trenat de quatre fils amb pantalla de protecció contra interferències.

• Convertidor RS-232/RS-485: Per poder comunicar l’ordinador mitjançant el port sèrie (RS-232) amb els instruments de la planta pilot (RS-485), s’ha instal·lat un convertidor del senyal digital tipus A1000 de la casa DGH, que disposa d’un interval de velocitats de transmissió de 300 a 115200 bps i una sortida de tensió de +24 VCC.

• Quadre elèctric: Des del quadre elèctric es controla el funcionament de tots els aparells elèctrics de la planta. En ell estan situats tots els relés de potència que van comandats per interruptors manuals de dues posicions amb llumets indicadors de marxa i avaria o també pel senyal de l’ordinador o la sonda de nivell (relés del refrigerador, el calefactor i la bomba d’alimentació). Al quadre també estan instal·lats els variadors de freqüència que governen el funcionament dels agitadors i una font d’alimentació de 24 VCC per al circuit de comandament (veure apèndix IV). El quadre disposa de tots els elements de protecció adequats front a sobretensions i sobreintensitats, així com per a derivacions a terra (interruptors automàtics, magnetotèrmic i diferencial).

figura 17. Esquema del decantador amb la rasqueta instal·lada.

figura 18. Vista superior del decantador primari amb la rasqueta instal·lada i

les sondes de pH i temperatura.

43

4.2. Procediment experimental

4.2.1. Estudi de fermentació–elutriació La planta pilot de fermentació–elutriació es va posar en marxa el gener de l’any 2000 i s’ha fet un seguiment diari per assolir l’estat estacionari en distintes condicions d’operació (edat del fang i relació de recirculació del fang). Durant aquest temps, s’ha realitzat un manteniment diari de la planta per garantir un correcte funcionament, i s’han fet anàlisis diaris de les mostres integrades per determinar l’estat del procés. El fet de treballar amb aigües residuals reals fa que siga molt complicat treballar a escala pilot. En els primers mesos de funcionament es van haver de realitzar algunes modificacions en el sistema d’alimentació per assegurar que l’aigua arribés a la planta pilot les 24 hores del dia. Pel que fa al funcionament del decantador, es va instal·lar una rasqueta per evitar que els fangs queden retinguts en les parets (veure figura 17 i figura 18). L’obtenció d’un estat completament estacionari és realment difícil donades les condicions d’operació de la planta pilot. L’aigua d’entrada presentava fluctuacions importants en la concentració de sòlids i per tant, s’ha hagut d’anar ajustant el cabal de purga gairebé diàriament per assolir un estat que es pogués considerar estacionari. Per determinar l’estat del procés s’han mesurat diàriament les següents variables:

• Cabals d’entrada, recirculació i purga. • Concentració de sòlids i d’àcids volàtils a l’entrada, l’efluent i la purga del

decantador. • Alçada del mant de fangs en el decantador.

Una vegada assolit l’estat estacionari s’han fet analítiques dels corrents d’entrada i sortida (efluent i purga) del decantador per obtenir els valors de DQO, sòlids suspesos totals (SST), sòlids suspesos volàtils (SSV), fòsfor, amoni, alcalinitat i àcids volàtils.

4.2.2. Estudi de sedimentació del fang Paral·lelament a l’anàlisi de les dades obtingudes en la planta pilot, i per a l’obtenció dels paràmetres de sedimentació zonal (rh i V0 en l’equació 16) s’han realitzat diversos assaigs de sedimentació discontinua en una proveta graduada per a diferents valors de concentració de sòlids. Per a la realització d’aquests assaigs s’ha utilitzat el fang purgat del decantador en les mateixes condicions de temps de retenció de sòlids i s’ha diluït a diferents concentracions amb l’aigua influent a la planta per obtenir la corba experimental de velocitat de sedimentació zonal front a la concentració de sòlids (veure figura 20). Per a cada assaig de sedimentació s’introdueix un litre de fang de concentració coneguda en una proveta de vidre graduada i, després d’agitar-lo bé, es deixa sedimentar anotant l’alçada de la interfase sòlid-líquid amb el temps. Representant gràficament l’alçada front al temps s’obté la velocitat de sedimentació zonal per a eixa

44

concentració inicial del fang amb el pendent de la recta que ajusta les dades experimentals en l’interval on el comportament és lineal. Els valors de sedimentació zonal junt amb el IVF obtinguts per a cada assaig es recullen en la taula 6

Exp X (g/m3) Vs (mm/min) Vs (m/dia) IVF (ml/g)

1 1592 102.0 146.9 56.5 2 2500 93.5 134.6 50.0 3 2263 85.0 122.4 57.4 4 2262 119.0 171.4 46.4 5 1175 136.0 195.8 ** 6 2368 83.0 119.5 50.7 7 1169 91.1 131.2 ** 8 5000 47.6 68.5 50.0 9 4000 53.8 77.5 47.5 10 7000 30.7 44.3 48.6 11 8900 14.2 20.4 51.7

** Dades no disponibles.

taula 6. Valors de la velocitat de sedimentació zonal en funció de la concentració del fang. En les gràfiques de la figura 19 es representen les dades de l’alçada de la interfase sòlid-líquid front al temps per a tots els assaigs realitzats junt amb la recta d’ajust del tram de comportament lineal.

Experiment 1

y = -102x + 555.33R2 = 0.871

0

100

200

300

400

500

0 5 10 15 20 25 30 35temps (min)

h (m

m)

Experiment 2

y = -93.5x + 549.67R2 = 0.9973

0

100

200

300

400

0 5 10 15 20 25 30 35temps (min)

h (m

m)

Experiment 3

y = -85x + 442R2 = 1

0

100

200

300

400

0 5 10 15 20 25 30 35temps (min)

h (m

m)

Experiment 4

y = -119x + 538.33R2 = 0.9932

0

100

200

300

400

0 5 10 15 20 25 30 35temps (min)

h (m

m)

45

Experiment 11y = -14.167x + 405.41

R2 = 0.9872

0

100

200

300

400

0 5 10 15 20 25 30 35temps (min)

h (m

m)

figura 19. Gràfiques de sedimentació discontinua i obtenció de la velocitat de sedimentació zonal per a cada assaig realitzat.

Experiment 5

y = -136x + 578R2 = 1

0

100

200

300

400

0 5 10 15 20 25 30 35temps (min)

h (m

m)

Experiment 6

y = -83.057x + 488.14R2 = 0.9996

0

100

200

300

400

0 5 10 15 20 25 30 35temps (min)

h (m

m)

Experiment 7

y = -91.071x + 480.13R2 = 0.9924

0

100

200

300

400

0 5 10 15 20 25 30 35temps (min)

h (m

m)

Experiment 8y = -47.6x + 397.61

R2 = 0.9983

0

100

200

300

400

0 5 10 15 20 25 30 35temps (min)

h (m

m)

Experiment 9

y = -53.797x + 370.48R2 = 0.9973

0

100

200

300

400

0 5 10 15 20 25 30 35temps (min)

h (m

m)

Experiment 10y = -30.731x + 377.44

R2 = 0.9961

0

100

200

300

400

0 5 10 15 20 25 30 35temps (min)

h (m

m)

46

4.3. Mètodes analítics

4.3.1. Mesura de cabals Els punts de mesura de cabal en la planta pilot són l’entrada d’aigua a la planta i la recirculació (veure figura 15). Els cabals s’han mesurat pel mètode d’aforament, comptant amb un cronòmetre el temps que tarda en omplir-se un volum determinat en una proveta graduada de 2 litres per al cabal d’entrada i de 100 ml per al cabal de recirculació. El cabal de purga s’ha obtingut mesurant diàriament el volum de fang contingut en la garrafa de recollida de la purga.

4.3.2. Mesura de concentracions Durant el funcionament de la planta pilot s’han mesurat els següents paràmetres: DQO i DBO, sòlids suspesos totals (SST), sòlids suspesos volàtils (SSV), fòsfor, amoni, alcalinitat i àcids volàtils. La determinació d’aquests paràmetres s’ha realitzat seguint les indicacions dels Standard Methods (APHA, 1998), excepte per als àcids volàtils. Els mètodes utilitzats per a cada paràmetre són:

- Sòlids suspesos totals i volàtils (gravimetria). Com que la concentració de sòlids suspesos en el fang era molt elevada, i presentava molts problemes a l’hora de filtrar la mostra, es va optar per determinar els sòlids totals en compte dels sòlids suspesos.

- DQO soluble i total (oxidació amb dicromat). - Amoni (mètode del fenol). - Fosfat (mètode de l’àcid ascòrbic).

Pel que fa a la concentració d’àcids volàtils i l’alcalinitat s’ha utilitzat el mètode proposat per Moosbrugger i col. (1992). Aquest mètode consisteix en valorar potenciomètricament la mostra filtrada mitjançant àcid clorhídric de concentració coneguda i propera a 0.1 N fins assolir determinats valors de pH (6.7, 5.9, 5.2 i 4.3). En funció dels volums consumits en la valoració i conegudes les concentracions d’amoni i fòsfor, es determina l’alcalinitat deguda al carbonat i la concentració d’àcids volàtils mitjançant el procediment sistemàtic de càlcul indicat pel mètode i que està implementat en un programa informàtic denominat Titra5. La DBO5 i DBOlim s’han obtingut pel mètode manomètric utilitzant el mesurador de consum d’oxigen Oxitop OC 100 de la casa WTW. Aquest mètode es basa en la mesura de la variació de pressió deguda al consum d’oxigen en una dilució de la mostra incubada a 20 ºC durant 5 i 20 dies respectivament.

47

4.3.3. Mesura de l’alçada del mant de fangs Com que les parets del decantador no permeten veure el seu interior, l’alçada del mant de fangs s’ha mesurat mitjançant una vareta de vidre perforada que s’ha utilitzat com a sonda de prospecció. La vareta s’introdueix verticalment per distints punts del decantador i en arribar al fons, s’extreu tapant l’extrem superior, i es mesura l’alçada d’aigua i de fang que hi ha al decantador. 4.4. Resultats experimentals

4.4.1. Estudi de fermentació–elutriació Durant el funcionament de la planta pilot s’ha anat variant els cabals de purga i de recirculació del fang per obtenir dades d’estat estacionari en distintes condicions d’operació i poder estudiar l’efecte d’aquestes variables en la producció d’àcids volàtils. Els punts de treball finalment estudiats on s’ha pogut aconseguir l’estat estacionari són els següents:

Experiment Temps de retenció de sòlids (dies)

Cabal de recirculació (l/h)

1 3.8 1.5 2 3.7 2 3 4.7 2

taula 7. Condicions de treball estudiades. En la taula 8 es mostren les concentracions d’àcids volàtils obtingudes per als distints punts de treball.

Experiment Entrada Efluent Purga 1 9.1 21.1 448.2 2 18.5 37.7 536.4 3 6.2 31.6 575.0

taula 8. Concentracions d’àcids volàtils (en mg DQO/l) obtingudes en l’entrada, l’efluent i la purga del decantador primari per als distints estats estacionaris assolits

En aquesta taula es veu com es produeixen quantitats importants d’àcids volàtils en el decantador primari i que, al recircular part del fang i tornar-lo a introduir junt amb l’aigua d’entrada, la concentració d’àcids volàtils en l’efluent del decantador s’incrementa significativament respecte de la concentració de l’aigua influent. Aquest fet té una gran importància per a les EDAR’s on es du a terme una eliminació biològica de nutrients, ja que els àcids volàtils necessaris en el reactor biològic poden obtenir-se directament de la pròpia aigua residual.

48

En les taules següents es mostren els resultats experimentals obtinguts per a les diferents condicions d’operació i considerant que el sistema es trobava en estat estacionari.

Experiment 1

Paràmetre Entrada Efluent Purga Unitats

SS 205 134 38290 mg/l SSV 139 91 24276 mg/l

% 68.0 68.0 63.4

DQOtotal 343 265 48280 mg/l DQOsol 74.6 94.5 588 mg/l

% soluble 21.7 35.7 1.2

DBO5 total 191 172 mg/l DBO5 sol 50.6 61.9 mg/l

% soluble 26.5 36.0

DBOL total … … mg/l DBOL sol … … mg/l

% soluble

N-NO3 0 0 … mg N-NO3/l N-NH4 34.6 35.4 58.3 mg N-NH4/l N total 44.5 47.5 … mg N/l

N total sol 37.5 41 71 mg N/l

Ptotal 6.2 6.9 264.7 mg P/l

Fosfats 3.9 4.3 8.2 mg P-PO4/l

Alc - CO32- 405.8 401.4 473.3 mg/l CaCO3

Alc total 420.5 422.7 750.6 mg/l CaCO3

Conductiv. 208 208 mS/m

9.1 19.8 420.2 mg HAc/l AGV 9.7 21.1 448.2 mg DQO/l

taula 9. Caracterització analítica de l’entrada, l’efluent i la purga del decantador primari

49

Experiment 2

Paràmetre Entrada Efluent Purga Unitats

SS 298 210 38986 mg/l SSV 201 139 24171 mg/l

% 67.5 66.2 62.0

DQOtotal 467 391 44640 mg/l DQOsol 118 182 715 mg/l

% soluble 25.3 46.5 1.6

DBO5 total 284 217 mg/l DBO5 sol 33.85 95.7 mg/l

% soluble 11.9 44.1

DBOL total 380 273 mg/l DBOL sol 50.6 129 mg/l

% soluble 13.3 47.3

N-NO3 … … … mg N-NO3/l N-NH4 37.7 41.5 96.1 mg N-NH4/l N total … … … mg N/l

N total sol … … … mg N/l

Ptotal mg P/l

Fosfats 4.2 4.5 8.7 mg P-PO4/l

Alc - CO32- 404.3 432.2 667.9 mg/l CaCO3

Alc total 426.3 459.5 1012.2 mg/l CaCO3

Conductiv. 224 225 255 mS/m

17.3 35.3 502.9 mg HAc/l AGV 18.5 37.7 536.4 mg DQO/l

taula 10. Caracterització analítica de l’entrada, l’efluent i la purga del decantador primari

50

Experiment 3

Paràmetre Entrada Efluent Purga Unitats

SS 225 146 42533 mg/l SSV 137 88 24584 mg/l

% 60.7 60.3 57.8

DQOtotal 382 312 47010 mg/l DQOsol 115 140 720 mg/l

% soluble 30.1 44.9 1.5

DBO5 total 175 180 mg/l DBO5 sol 57.8 87.2 mg/l

% soluble 33.0 48.4

DBOL total 242 256 mg/l DBOL sol 81.7 115 mg/l

% soluble 33.8 44.9

N-NO3 0 0 0 mg N-NO3/l N-NH4 34.5 38.5 98.7 mg N-NH4/l N total 51.2 54.7 … mg N/l

N total sol 37.5 44 103 mg N/l

Ptotal 7.3 7 308.6 mg P/l

Fosfats 3.4 4.1 10.8 mg P-PO4/l

Alc - CO32- 414.6 426.7 682.6 mg/l CaCO3

Alc total 422.6 452 1027.4 mg/l CaCO3

Conductiv. 220 226 257 mS/m

5.8 29.6 539.1 mg HAc/l AGV 6.2 31.6 575.0 mg DQO/l

taula 11. Caracterització analítica de l’entrada, l’efluent i la purga del decantador primari

Aquestes dades s’utilitzaran per validar el model del decantador primari per simulació de l’estat estacionari assolit en les diferents condicions d’operació.

51

4.4.2. Estudi de sedimentació del fang De l’ajust de les dades experimentals de la taula 6 al model exponencial s’obtenen els paràmetres V0 i rh següents (veure figura 20): V0 = 235 m/dia rh = 2.6·10-4 m3/g El valor mig per al IVF del fang és de 51 ml/g

y = 235.0e-0.00026x

R2 = 0.948

0

50

100

150

200

250

0 2000 4000 6000 8000 10000X (g/m3)

Vs

(m/d

ia)

figura 20. Ajust de les dades experimentals de la velocitat de sedimentació per a l’obtenció dels paràmetres de sedimentació zonal (rh i V0).

52

5. Validació del model El model del decantador s’ha implementat en un programa informàtic, prèviament desenvolupat pel grup d’investigació, anomenat DESASS (Design and Simulation of Activated Sludge Systems). Aquest programa va ser dissenyat originalment per a la simulació dels processos de fangs activats amb la finalitat d’investigar i avaluar aquest procés i també per a l’entrenament del personal de les depuradores i amb fins educatius. El programa original incloïa els següents elements: decantadors primaris i secundaris, reactors de fangs activats i selectors. Recentment, el programa ha sigut ampliat amb la inclusió d’altres elements (fermentador, espessidor, digestor aerobi i digestor anaerobi) i la incorporació del model biològic global i el model de sedimentació explicats en l’apartat 3. Actualment, DESASS permet la simulació de plantes completes, és a dir, es poden simular els processos d’eliminació biològica de matèria orgànica i nutrients de l’aigua i també els processos de fermentació i digestió dels fangs. En aquest treball s’han utilitzat les dades experimentals obtingudes en la planta pilot per a la validació del model matemàtic proposat per al decantador primari. Aquest model inclou tant els processos físics de sedimentació com els processos biològics de fermentació. 5.1. Simulacions Per a la validació del model del decantador s’han utilitzat les dades experimentals dels tres experiments on es considera que el sistema es trobava en estat estacionari. A partir dels valors analítics de les taules 9, 10 i 11 s’ha caracteritzat l’aigua d’entrada al decantador d’acord amb el model biològic proposat. Les dades de l’aigua d’entrada i els cabals de recirculació i purga utilitzats per a cada experiment venen donats en la taula 12.

5.1.1. Model Biològic Per ajustar els diferents paràmetres del model s’ha donat més pes a les dades del corrent de purga, que pel seu major temps de residència en el sistema es considera més estable front a les variacions en la qualitat de l’entrada d’aigua. Els valors del contingut en sòlids de la matèria orgànica suspesa biodegradable i no biodegradable (iTSS,XS i iTSS,XI) s’han estimat a partir de la DQO suspesa i el valor mig dels sòlids suspesos volàtils obtinguts en la purga del decantador. Els valors mitjos finalment obtinguts es mostren en la taula 13. Per al contingut en sòlids de la biomassa (iTSS,BM) s’ha utilitzat el valor proposat pel model ASM2d. Aquest paràmetre no és massa important perquè la concentració de

53

biomassa generada és pràcticament menyspreable front a la matèria orgànica suspesa que hi ha al decantador.

Experiment 1 Experiment 2 Experiment 3 Cabal entrada (l/h) 40.0 40.0 40.0 Cabal recirculació (l/h) 1.5 2.0 2.0 Cabal purga (l/h) 0.065 0.069 0.060 Temps de ret. solids (dies) 3.8 3.7 4.7

SF (mg DQO/l) 32.3 43.3 83.8 SA (mg DQO/l) 6.4 12.1 4.3 SPRO (mg DQO/l) 2.7 5.2 1.9 SI (mg DQO/l) 32.6 53.0 25.0 SNH4 (mg N/l) 34.6 37.7 34.5 SPO4 (mg P/l) 3.9 4.2 3.4 SALK (mg CaCO3/l) 8.4 8.4 8.7 XI (mg DQO/l) 119.0 48.0 80.7 XS (mg DQO/l) 149.0 301.0 186.3 XNV (mg SS/l) 66.0 100.0 89.0 XTSS (mg SS/l) 205.1 297.4 226.5 Fracció no sedim. (%) 65 71 66 pH 7.7 7.7 7.7

taula 12. Valors mitjos de l’entrada al decantador.

Experiment 1 Experiment 2 Experiment 3

iTSS,XS 0.51 0.56 0.50 iTSS,XI 0.53 0.60 0.55 iTSS,BM 0.70 0.70 0.70

taula 13. Contingut en sòlids suspesos de la matèria orgànica suspesa. Les concentracions d’àcid acètic i d’àcid propiònic, que analíticament s’obtenen conjuntament, s’han calculat assumint les fraccions proposades en el model per a la generació de cadascun d’ells en el procés de fermentació (69.8 % d’àcid acètic i 30.2 % d’àcid propiònic). El valor de la SI s’ha calculat com la diferencia entre la DQO soluble i la DBO límit soluble de l’efluent. Aquesta aproximació es considera més representativa i per tant s’ha anul·lat la fracció de SI que s’obté en la hidròlisi de XS. Els continguts en nitrogen i fòsfor de la matèria fermentable i del substrat orgànic lentament biodegradable s’han ajustat per a obtenir els valors de nitrogen i fòsfor mesurats experimentalment. Els valors mitjos obtinguts per a aquests paràmetres es mostren en la taula 14.

54

Experiment 1 Experiment 2 Experiment 3

iP,SF 0.005 0.005 0.008 iP,SI 0 0 0 iP,XS 0.01 0.009 0.013 iP,XI 0.006 0.019 0.02 iN,SF 0.01 0.007 0.012 iN,SI 0.05 0.055 0.08 iN,XS 0.048 0.09 0.097 iN,XI 0.005 0.03 0.005

taula 14. Contingut en nitrogen i fòsfor de la matèria orgànica soluble i suspesa.

5.1.2. Model de sedimentació La fracció de sòlids no sedimentables s’ha obtingut considerant que pràcticament tots els sòlids obtinguts en l’efluent són no sedimentables, ja que les condicions hidràuliques en què treballa el decantador (càrrega hidràulica i càrrega sobre el vessador) són molt favorables a la sedimentació dels sòlids sedimentables, és a dir, el decantador està sobredimensionat per al cabal d’entrada que s’ha utilitzat en els experiments. El primer que es va ajustar va ser la sedimentació dels sòlids i la producció de fangs del decantador. En un primer moment es va simular el decantador amb els valors dels paràmetres obtinguts experimentalment en els assaigs de sedimentació discontinua (V0, rh, IVF, V’0). El valor de rp es va agafar d’un ordre de magnitud superior al de rh, com recomana la bibliografia (Ekama i col., 1997). Tanmateix, el model no va ser capaç de simular les elevades concentracions obtingudes en el fons del decantador i l’alçada del mant de fangs obtinguda. Açò es degut a que el model de compressió, basat en el valor del IVF del fang, és un model semiempíric proposat a partir de dades obtingudes en decantadors secundaris reals (Härtel i Pöpel, 1992) on la secció del fons del decantador es pot considerar constant. En canvi, per al decantador de la planta pilot el fons és clarament cònic amb un pendent del 173%, la qual cosa suposa una major compressió addicional deguda a la reducció de la secció del decantador. Per tenir en compte aquest efecte de compressió addicional i poder simular les concentracions de purga i l’alçada del mant de fangs s’ha hagut d’utilitzar valors del IVF bastant menors dels obtinguts en els assaigs de sedimentació discontinua. El valor del IVF utilitzat en les simulacions és de 20 ml/g. Aquesta forma cònica del decantador primari també afecta a la quantitat de sòlids que tenim al fons del decantador i al flux de sòlids per arrossegament, ja que per a un cabal de purga donat, la velocitat del líquid és funció de la secció del decantador. Amb aquesta nova consideració, es va haver de modificar el model del decantador de forma

55

que la velocitat del líquid cap al fons del decantador en la seua part cònica ve donada en funció de l’alçada per la següent equació:

2

PR

173100h

QQV

⋅

⋅π

+= (30)

5.2. Resultats de les simulacions Els valors finalment obtinguts en les simulacions dels diferents estats estacionaris per a les concentracions en la purga i en l’efluent del decantador es poden veure en les taules següents, on es comparen els valors experimentals i els simulats.

Experiment 1

Temps de retenció de sòlids: 3.7 dies Cabal de recirculació: 1.5 l/h

Purga Efluent Experimental Simulat Experimental Simulat Sòlids Suspesos (mg/l) 38290 38060 134 133 % Sòlids volàtils 63.4 66.0 68.0 66.2 DQO soluble (mg DQO/l) 588 593 94.5 94.1 DQO total (mg DQO/l) 48280 48753 265 263 AGV (mg DQO/l) 448.2 432 21.1 25.4 Amoni (mg N/l) 58.3 58.2 35.4 35.5 Fòsfat (mg P/l) 8.2 8.2 4.3 4.1 pH 6.18 7.59 7.48

taula 15. Resultats de la simulació de l’experiment 1.

Experiment 2

Temps de retenció de sòlids: 3.8 dies Cabal de recirculació: 2.0 l/h

Purga Efluent Experimental Simulat Experimental Simulat Sòlids Suspesos (mg/l) 38986 38713 210 213 % Sòlids volàtils 62.0 64.0 66.2 64.2 DQO soluble (mg DQO/l) 715 762 162 146.3 DQO total (mg DQO/l) 44640 44371 391 387 AGV (mg DQO/l) 536.4 521 37.7 42.5 Amoni (mg N/l) 96.1 97.7 41.5 40.7 Fòsfat (mg P/l) 8.7 8.9 4.5 4.4 pH 6.3 7.56 7.45

taula 16. Resultats de la simulació de l’experiment 2.

56

Experiment 3

Temps de retenció de sòlids: 4.7 dies Cabal de recirculació: 2.0 l/h

Purga Efluent Experimental Simulat Experimental Simulat Sòlids Suspesos (mg/l) 42533 42009 146 149 % Sòlids volàtils 57.8 57.8 60.3 58.0 DQO soluble (mg DQO/l) 720 735 140 145.6 DQO total (mg DQO/l) 47010 47339 312 311 AGV (mg DQO/l) 575.0 572 31.6 34.6 Amoni (mg N/l) 98.7 98.3 38.5 37.7 Fòsfat (mg P/l) 10.8 11.3 4.1 3.8 pH 6.24 7.56 7.43

taula 17. Resultats de la simulació de l’experiment 3.

5.3. Discussió dels resultats En les simulacions realitzades es va observar que l’únic grup de bacteris que pot créixer en les condicions d’operació del decantador són els acidogènics. Així, l’ajust de les dades experimentals obtingudes en les tres condicions d’estat estacionari estudiades s’ha basat en la modificació dels paràmetres cinètics propis d’aquest grup de bacteris amb l’objectiu de minimitzar l’error entre els valors experimentals i els simulats. En la taula 18 es comparen els valors dels paràmetres cinètics finalment obtinguts amb els valors proposats en el model de Siegrist (1993) per a una temperatura de 20 ºC.

Paràmetre Cinètic Valor

ProposatValor

Utilitzat Unitats

KH Constant de velocitat d'hidròlisi 28.86 43 dia-1

KX Constant d'hidròlisi 325 150 g DQO/ g DQO

µACID Velocitat màxima de creixement 1.776 2.2 dia-1

bACID Velocitat de mort 0.355 0.33 dia-1

KF Constant de semisaturació per a la matèria fermentable 50 15 g DQO. m-3

KO2 Constant d'inhibició per a l'oxigen 0.2 0.2 g O2.m-3

KA Constant d'inhibició per a l'àcid acètic 8500 8500 g DQO. m-3

KH2 Constant d'inhibició per a l'hidrogen 3500 3500 g DQO. m-3

KNH4 Constant de semisaturació per a l'amoni 0.05 0.05 g N. m-3

KP Constant de semisaturació per l'ortofosfat 0.01 0.01 g P. m-3

KH Constant de semisaturació per als protons 1 ·10-5 1 ·10-5 mol H+ . m-3

KI,H Constant d'inhibició per als protons 6.3 ·10-4 6.3 ·10-4 mol H+ . m-3

taula 18. Paràmetres cinètics utilitzats en les simulacions.

57

Com es mostra aquesta la taula, els únics paràmetres que s’han modificat respecte dels valors proposats per a aquest grup de bacteris són les constants d’hidròlisi (KH i KX), les velocitats màximes de creixement i mort (µACID i bACID), i la constant de semisaturació per a la matèria fermentable (KF). La resta de constants s’han mantingut en els valors proposats Siegrist (1993). La major diferència entre els valors obtinguts i els proposats correspon a les constants d’hidròlisi (KH i KX), i la constant de semisaturació per a la matèria fermentable (KF). Aquestes diferències es poden justificar tenint en compte les condicions ambientals en què es troben els bacteris acidogènics en el decantador. La concentració de matèria soluble fermentable (SF) és molt baixa i per tant, han de créixer en base a la matèria suspesa biodegradable (XS) que hidrolitzen. Així, els bacteris s’haurien adaptat a aquestes condicions desfavorables amb un augment de l’afinitat envers el poc substrat soluble de què disposen (valor de KF menor) i amb un augment de la velocitat d’hidròlisi mitjançant la síntesi d’un major nombre d’enzims extracel·lulars (valor de KH major i de KX menor). Pel que fa a l’efecte de les variables d’operació estudiades (temps de retenció dels sòlids i relació de recirculació del fang) en la producció d’àcids volàtils i la seua elutriació, es pot observar que a major temps de retenció dels sòlids i major recirculació del fang, major és la producció neta d’àcids volàtils que s’obté per l’efluent del decantador primari. Com es pot veure en les dades experimentals de la taula 8, comparant l’experiment 1 amb el 2, la producció neta d’àcids volàtils per a un mateix temps de retenció de sòlids és major per al cas de major recirculació. Si comparem l’experiment 3 amb el 2 es veu com l’augment en el temps de retenció de sòlids també afavoreix la producció dels àcids volàtils. Aquestes tendències han sigut ben representades pel model proposat. Tanmateix, se sap que per a temps de retenció massa elevats comencen a aparèixer problemes de metanogènesi en el fons del decantador, consumint-se part dels àcids volàtils generats. Per tant, caldria disposar de més punts experimentals en un interval d’operació més ample per tenir major informació sobre l’efecte d’aquests paràmetres en l’obtenció d’àcids volàtils per l’efluent del decantador. Cal destacar que, paral·lelament a la producció d’àcids volàtils, també s’obté un lleuger augment en les concentracions de fosfat i amoni solubles en l’efluent del decantador, però aquest augment, en el pitjor dels casos, no arriba a ser important front a la producció d’àcids volàtils aconseguida. Pel que fa al funcionament del decantador primari com a sedimentador, no s’ha pogut observar amb claredat l’efecte de l’elutriació del fang en el rendiment d’eliminació de sòlids, ja que les variacions en el cabal de recirculació per als tres punts estacionaris assolits no són massa grans. Tanmateix, està previst fer un estudi de l’efecte d’aquesta recirculació en l’eliminació de sòlids per comparació amb els resultats que s’obtindran quan l’elutriació no es faça en el decantador sinó en l’espessidor de fangs. Aquest punt és bastant important, ja que un dels factors decisius per escollir aquest sistema per a la

58

producció d’àcids volàtils seria que el decantador no perga la seua capacitat per eliminar sòlids de l’aigua bruta que entra a la planta. Quant a la comprovació del model, com es pot observar en les taules 15, 16 i 17, s’ha obtingut una bona concordança entre els valors simulats i els experimentals per als tres punts estudiats. El model ha sigut capaç de simular la generació d’àcids volàtils que es produeix en el decantador primari amb errors bastant baixos, tenint en compte que l’aliment al decantador era molt variable. L’única desviació que es pot apreciar en els tres experiments seria una lleugera diferència en la concentració d’àcids volàtils en l’efluent. En els tres experiments simulats, el valor experimental és un poc menor que el que prediu el model. Aquestes diferències poden ser degudes a la pèrdua d’àcids per volatilització o també a la possible entrada de petites concentracions d’oxigen amb l’aigua bruta. Tanmateix, les diferències observades no tenen massa importància tenint en compte que l’error experimental del mètode d’anàlisi està al voltant de ± 5 mg/l. No es disposen de dades del pH en la purga del decantador degut a que no es disposava d’una sonda en el fons del decantador que és on s’hauria de mesurar per tenir en compte l’efecte del CO2 que s’acumula en eixa zona. A més, la ràpida desabsorció del CO2 que es produeix una vegada que es purga el fang del sistema fa que no siga massa fiable la seua mesura en el fang purgat. Tanmateix, els valors obtinguts en les simulacions, al voltant de 6.2 unitats, són valors lògics considerant la concentració d’àcids volàtils que existeix al fons del decantador i la producció de CO2, paral·lela a la fermentació. No obstant això, s’està pensant en una possible modificació en la planta pilot per poder mesurar el pH en el fons del propi decantador.

59

6. Conclusions D’aquest treball d’investigació es poden extreure les següents conclusions: • Es pot aconseguir un augment significatiu en la concentració d’àcids volàtils,

necessaris per a l’eliminació de fòsfor de l’aigua residual en el reactor biològic, amb la utilització dels decantadors primaris com a prefermentadors i la recirculació de part del fang decantat per augmentar el temps de retenció de sòlids i elutriar amb l’aigua influent els àcids volàtils generats.

• Els bacteris acidogènics són els únics que es desenvolupen en el decantador primari

en les condicions d’operació estudiades. • El temps de retenció de sòlids afecta el procés de fermentació de forma que un

augment en aquest paràmetre millora la producció d’àcids volàtils en el decantador. Tanmateix, la bibliografia prediu una limitació per a aquest paràmetre deguda a l’aparició de bacteris metanogènics que consumeixen els àcids volàtils produïts (Miron i col., 2000).

• Un increment en la relació de recirculació del fang augmenta la concentració dels

àcids volàtils obtinguts en l’efluent del decantador. Tanmateix, aquesta recirculació està limitada per una pèrdua en la capacitat d’eliminar sòlids del decantador.

• El model matemàtic desenvolupat per al decantador primari representa

satisfactòriament tant la sedimentació dels sòlids, com la generació d’àcids volàtils i la seua elutriació amb l’aigua influent per recirculació del fang en el propi decantador.

• Aquest model permet simular conjuntament els decantadors primaris, utilitzats com

a prefermentadors, i els reactors biològics. Això permet obtenir informació sobre el funcionament del procés global i buscar estratègies de control i optimització del procés conjunt de generació d’àcids volàtils en el decantador i eliminació de fòsfor de l’aigua residual en el reactor biològic.

60

7. Bibliografia

• Allison J. D., Brown D. S. y Novo-Gradac K. J. (1991). MINTEQA2/ PRODEFA2, A Geochemical Assessment Model for Environmental Systems: Version 3.0. EPA/600/3-91/021, USEPA, Washington, D.C.

• APHA (1998). Standard methods for the examination of water and wastewater. 20th edn. American Public Health Association, Washington, D.C.

• Banerjee, A., Elefsiniotis, P. y Tuhtar, D. (1998). Effect of HRT and Temperature on the Acidogenesis of Municipal Primary Sludge and Industrial Wastewater, Wat. Sci. Tech., 38(8-9), 417-423.

• Cho, S.H., Colin, F., Sardin, M. y Prost, C. (1993). Settling velocity model of activated sludge, Wat. Res., 27(7), 1237-1242.

• Crabtree, H.E. (1983). Some observations on denitrification in activated sludge final settlement tanks, Wat. Pollut. Control, 82(3), 315-329.

• Daigger G.T. y Roper R.E. (1985). The relationship between SVI and activated sludge settling characteristics, J. Wat. Pollut. Control Fed., 57(8), 859-866.

• Dupont, R. y Henze, M. (1992). Modelling of the secondary clarifier combined with the activated sludge model nº 1, Wat. Sci. Tech., 25(6), 285-300.

• Ekama G.A, Pitman A.R., Smollen M. y Marais G.v.R. (1984). Secondary settling tanks. Theory, design and operation of nutrient removal activated sludge processes. (Ed. H.N.S. Wiechers), Water Research Commission, Pretoria, pp.8.1-8.14.

• Ekama G.A., Barnard J.L., Günthert F.W., Krebs P., McCorquodale J.A., Parker D.S y Wahlberg E.J. (1997). Secondary settling tanks: theory, modelling, design and operation. IAWQ Scientific and technical report No. 6, IAWQ, London.

• Ferrer, J. y Seco, A. (1997). Tratamientos de las aguas residuales. Tratamientos biológicos. Tomo III. Servei de publicacions de la Universitat Politècnica de València. València. Espanya.

• GonÇalves, R.F., Charlier, A.C. y Sammut, F. (1994). Primary Fermentation of Soluble and Particulate Organic Matter for Wastewater Treatment, Wat. Sci. Tech., 30(6), 53-62.

• Hamilton, J., Jain, R., Antoniou, P., Svoronos, S.A., Koopman, B. y Lyberatos, G. (1992). Modelling and pilot-scale experimental verification for predenitrification process, J. Environ. Eng., 118(1), 38-55.

• Härtel, L. y Pöpel, H.J. (1992). A dynamic secondary clarifier model including processes of sludge thickening, Wat. Sci. Tech., 25(6), 267-284.

• Henze M., Gujer W., Mino T., Matsuo T., Wentzel M. y Marais G.v.R. (1995). Activated Sludge Model No.2. IAWQ Scientific and technical report, IAWQ, London.

• Henze M., Gujer W., Mino T., Matsuo T., Wentzel M.C., Marais G.V.R. y Van Loosdrecht M.C.M. (1999). Activated Sludge Model No.2d, ASM2D, Wat. Sci. Tech., 39(1), 165-182.

61

• Henze, M., Dupont, R., Grau, P. y De la Sota, A. (1993). Rising Sludge in Secondary Settlers Due to Denitrification, Wat. Res., 27(2), 231-236.

• Koch, G., Pianta, R., Krebs, P. y Siegrist, H. (1999). Potential of Denitrification and Solids Removal in the Rectangular Clarifier, Wat. Res., 33(2), 309-318.

• Laikari, H. (1989). Simulation of the sludge blanket of a vertical clarifier in an activated sludge process, Wat. Sci. Tech., 21, 621-629.

• Lindeborg, C., Wiberg, N. y Seyf, A. (1996). Studies of the dynamic behaviour of a primary sedimentation tank, Wat. Sci. Tech., 34(3-4), 213-222.

• Lötter, L.H. y Pitman, A.R. (1992). Improved Biological Phosphorus Removal Resulting from the Enrichment of Reactor Feed with Fermentation Products, Wat. Sci. Tech., 26(5-6), 943-953.

• Merkel W. (1971). Untersuchungen über das Verhalten des belebten Schlammes im System Belebungsbecken-Nachklärbecken. Gewässerschutz, Wasser-Abwasser. (Ed. B. Böhnke) Institut für Siedlungswasserwirtschaft, Technischen Hochschule Aachen, Aachen..

• Mino, T., Van Loosdrecht, M.C.M. y Heijnen, J.J. (1998). Microbiology and biochemistry of the enhanced biological phosphate removal process, Wat. Res., 32(11), 3193-3207.

• Miron, Y., Zeeman, G., Van Lier, J.B. y Lettinga, G. (2000). The role of sludge retention time in the hydrolysis and acidification of lipids carbohydrates and proteins during digestion of primary sludge in CSTR systems, Wat. Res., 34(5), 1705-1713.

• Moosbrugger, R., Wentzel, M., Ekama G.A. y Marais G.v.R. (1992). Simple tritation procedures to determine H2CO3 alkalinity and short chain fatty acids in aqueous solutions containing known concentrations of ammonium, phosphate and sulphide weak acid/bases. Water Research Comission report No. TT 57/92.

• Moser-Engeler, R., Kühni, M., Bernhard, C. y Siegrist, H. (1999). Fermentation of Raw Sludge on an Industrial Scale and Applications for Elutriating its Dissolved Products and Non-Sedimentable Solids, Wat. Res., 33(16), 3503-3511.

• Moser-Engeler, R., Udert, K.M., Wild, D. y Siegrist, H. (1998). Products From Primary Sludge Fermentation and their Suitability for Nutrient Removal, Wat. Sci. Tech., 38(1), 265-273.

• Otterpohl, R. y Freund, M. (1992). Dynamic models for clarifiers of activated sludge plants with dry and wet weather flows, Wat. Sci. Tech., 26(5-6), 1391-1400.

• Patry, G.G. y Takács, I (1992). Settling of flocculent suspensions in secondary clarifiers, Wat. Res., 26(4), 473-479.

• Pitman, A.R. (1984). Settling of nutrient removal activated sludges, Wat. Sci. Tech., 17, 493-504.

• Pitman, A.R. (1991). Design Considerations for Nutrient Removal Activated Sludge Plants, Wat. Sci. Tech., 23(4-6), 781-790.

• Siegrist, H., Krebs, P., Buhler, R., Purtshcert, I., Rock, C. y Rufer, R. (1995). Denitrification in secondary clarifiers, Wat. Sci. Tech., 31(2), 205-214.

62

• Siegrist, H., Renggli, D. y Gujer, W. (1993). Mathematical modelling of anaerobic mesophilic sewage sludge treatment, Wat. Sci. Tech., 27(2), 25-36.

• Takács, I., Patry, G.G. y Nolasco, D. (1991). A dynamic model of the clarification-thickening process, Wat. Res., 25(10), 1263-1271.

• Vesilind, P.A. (1968). Design of prototype thickeners from batch settling tests, Wat. Sewage Wks, 115(7), 302-307.

63

8. Apèndix I: Nomenclatura Paràmetre Descripció Dimensions A Àrea del decantador L2

Af Àrea del decantador en l'alçada d'alimentació L2

Ai Àrea de la capa i en la part cònica del decantador L2

AGV Àcids grassos volàtils MDQO · L-3

bACID Velocitat de mort de la biomassa acidogènica T-1

bAUT Velocitat de mort de la biomassa autòtrofa T-1

bH Velocitat de mort de la biomassa heteròtrofa T-1

bMAC Velocitat de mort de la biomassa metanogènica acetoclàstica T-1

bMH2 Velocitat de mort de la biomassa metanogènica de l'hidrogen T-1

bPAO Velocitat de mort de la biomassa PAO T-1

bPHA Velocitat de lisi de XPHA T-1

bPP Velocitat de lisi de XPP T-1

bPRO Velocitat de mort de la biomassa acetogènica T-1

fAC Fracció d'acètic generat en la fermentació MDQO · MDQO-1

fAC Fracció d'acètic generat a partir del SPRO consumit MDQO · MDQO-1

fH2 Fracció d'hidrogen generat en la fermentació MDQO · MDQO-1

fH2 Fracció d'hidrogen generat a partir del SPRO consumit MDQO · MDQO-1

fns Fracció de sòlids no sedimentables - - -

fPRO Fracció de propiònic generat en la fermentació MDQO · MDQO-1

fSI Fracció de SI que apareix per la hidròlisi de XS MDQO · MDQO-1

fXI Fracció de XI que apareix per la mort de biomassa MDQO · MDQO-1

GX Generació de sòlids M·L-3·T-1

h Alçada en el decantador L

H Alçada del decantador L

hf Alçada d'alimentació al decantador L

ic,i Contingut en element c (P,N,C ó SS) de l'espècie i del model - - -

IVF Índex volumètric del fang L3·M-1

IVFA3.5 Índex volumètric del fang Agitat a 3.5 g/l L3·M-1

IVFD Índex volumètric del fang diluït L3·M-1

J Flux de sòlids en el decantador M·L-2·T-1

KA Coeficient de saturació / inhibició per la SA MDQO · L-3

KF Coeficient de saturació per la SF MDQO · L-3

KH Constant de velocitat d'hidròlisi T-1

KH Coeficient de saturació per als protons MH · L-3

KH2 Coeficient de saturació / inhibició per hidrogen MDQO · L-3

KI,H Coeficient d'inhibició per als protons MH · L-3

64

KIPP Coeficient d'inhibició per a l'emmagatzematge de PP MPP · MPAO-1

KMAX Màxima relació de XPP / XPAO MPP · MPAO-1

KNH4 Coeficient de saturació per la SNH4 MN · L-3

KNO3 Coeficient de saturació / inhibició per nitrat MN · L-3

KO2 Coeficient de saturació / inhibició per oxigen MO · L-3

KP Coeficient de saturació per la SPO4 MP · L-3

KPHA Coeficient de saturació per la XPHA MPHA · MPAO-1

KPP Coeficient de saturació per la XPP MPP · MPAO-1

KPRO Coeficient de saturació per la SPRO MDQO · L-3

KPS Coeficient de saturació per la SPO4 en l'emmagatzematge de PP MP · L-3

KTOTC Coeficient d'inhibició per al total de carbonats MTOTC · L-3

KX Coeficient de saturació per la XS MDQO · MDQO-1

n Paràmetre en les equacions de sedimentació zonal L3·M-1

QE Cabal en l'efluent del decantador L3·T-1

QF Cabal d'entrada al decantador L3·T-1

qPHA Constant de velocitat d'emmagatzematge de PHA MDQO · MPAO-1 · T-1

qPP Constant de velocitat d'emmagatzematge de PP MPP · MPAO-1 · T-1

QR Cabal de purga del decantador L3·T-1

rh Paràmetre de sedimentació zonal en l'equació 16 L3·M-1

ri Generació del component i del model biològic M·L-3·T-1

rp Paràmetre de sedimentació floculada en l'equació 16 L3·M-1

SA Concentració d'àcid acètic MDQO · L-3

SCH4 Concentració de metà dissolt MDQO · L-3

SCO2 Concentració de diòxid de carboni dissolt M · L-3

SF Matèria orgànica fermentable MDQO · L-3

SH2 Concentració d'hidrogen dissolt MDQO · L-3

SI Matèria orgànica inert soluble MDQO · L-3

SN2 Concentració de nitrogen gasós MN · L-3

SNH4 Concentració d'amoni i nitrogen amoniacal MN · L-3

SNO3 Concentració de nitrit i nitrat presents en l'aigua MN · L-3

SO2 Concentració d'oxigen dissolt MO · L-3

SPO4 Concentració de fòsfor soluble inorgànic MP · L-3

SPRO Concentració d'àcids volàtils excepte l'acètic MDQO · L-3

SSV Sòlids suspesos volàtils M·L-3

STOTC Total de carbonats en el medi aquós M · L-3

STOTH Total de protons en el medi aquós M · L-3

V0 Velocitat màxima teòrica de sedimentació zonal L·T-1

V'0 Velocitat màxima efectiva de sedimentació zonal L·T-1

VA Velocitat d'ascens de l'aigua cap a l'efluent del decantador L·T-1

65

VD Velocitat de descens de l'aigua cap al fons del decantador L·T-1

VF30 Volum de fang decantat després de 30 minuts d'assaig del IVF L3·L-3

VS Velocitat de sedimentació de les partícules suspeses L·T-1

X Concentració de sòlids M·L-3

XACID Concentració d'organismes acidogènics MDQO · L-3

XAUT Concentració d'organismes autòtrofs nitrificants MDQO · L-3

XE Concentració de sòlids en l'efluent del decantador M·L-3

XF Concentració de sòlids d'entrada al decantador M·L-3

XH Concentració d'organismes heteròtrofs MDQO · L-3

XI Matèria orgànica suspesa no biodegradable MDQO · L-3

XMAC Concentració d'organismes metanogènics acetoclàstics MDQO · L-3

XMH2 Concentració d'organismes metanogènics de l'hidrogen MDQO · L-3

Xns Concentració de sòlids no sedimentables M·L-3

XNV Concentració de sòlids suspesos no volàtils MSS · L-3

XPAO Concentració d'organismes acumuladors de polifosfats MDQO · L-3

XPHA Concentració de Polihidroxialcanoats intracel·lulars MDQO · L-3

XPP Concentració de Polifosfats intracel·lulars MP · L-3

XPRO Concentració d'organismes acetogènics MDQO · L-3

XR Concentració de sòlids en la purga del decantador M·L-3

XS Matèria orgànica suspesa lentament biodegradable MDQO · L-3

XTSS Concentració de sòlids suspesos totals MSS · L-3

YACID Rendiment de creixement de la biomassa acidogènica MDQO · MDQO-1

YAUT Rendiment de creixement de la biomassa autòtrofa MDQO · MN-1

YH Rendiment de creixement de la biomassa heteròtrofa MDQO · MDQO-1

YMAC Rendiment de creixement de la biomassa metanogènica acetoclàstica

MDQO · MDQO-1

YMH2 Rendiment de creixement de la biomassa metanogènica de l'hidrogen

MDQO · MDQO-1

YPAO Rendiment de creixement de la biomassa PAO MDQO · MDQO-1

YPAO,NO Rendiment de creixement anòxic de la biomassa PAO MDQO · MDQO-1

YPHA Fracció de XPHA utilitzat per unitat de XPP emmagatzemat MDQO · MDQO-1

YPHA,NO Fracció de XPHA utilitzat per unitat de XPP emmagatzemat anòxicament

MDQO · MDQO-1

YPO4 Fracció de SPO4 alliberat per unitat de XPHA emmagatzemat MP · MDQO-1

YPRO Rendiment de creixement de la biomassa acetogènica MDQO · MDQO-1

ηfe Factor de reducció de la hidròlisi anaeròbia dels heteròtrofs - - -

ηH Factor de reducció del creixement anòxic dels heteròtrofs - - -

ηNO3 Factor de reducció de la hidròlisi anòxica dels heteròtrofs - - -

ηPAO Factor de reducció del creixement anòxic dels organismes PAO - - -

66

ηPP Factor de reducció de la velocitat d'emmagatzematge de PP - - -

µACID Velocitat màxima de creixement de la biomassa acidogènica T-1

µAUT Velocitat màxima de creixement de la biomassa autòtrofa T-1

µΗ Velocitat màxima de creixement de la biomassa heteròtrofa T-1

µMAC Velocitat màxima de creixement de la biomassa metanogènica acetoclàstica

T-1

µMH2 Velocitat màxima de creixement de la biomassa metanogènica de l'hidrogen

T-1

µPAO Velocitat màxima de creixement de la biomassa PAO T-1

µPRO Velocitat màxima de creixement de la biomassa acetogènica T-1

ρj Cinètica de reacció en el procés j del model biològic M·L-3·T-1

υi,j Coeficient estequiomètric del component i en el procés j - - -

Ω Factor de compressió dels sòlids en el decantador - - -

67

9. Apèndix II. Paràmetres estequiomètrics dels processos biològics considerats

En la taula 1 es mostren les expressions per al càlcul dels coeficients estequiomètrics de cada component en cada procés biològic. Alguns d’aquests coeficients es poden calcular aplicant les equacions de continuïtat per a l’element en qüestió i altres s’han de determinar experimentalment. Les caselles en blanc signifiquen que el coeficient estequiomètric és zero, és a dir, que l’element en qüestió no participa en aqueix procés. Les caselles on apareix ** signifiquen que el valor del coeficient estequiomètric es calcula aplicant l’equació de continuïtat (equació 24) corresponent: la del nitrogen per al SNH4, la del fòsfor per al SPO4 i la del carboni per al StotC. En les taules 2, 3 i 4 es mostren els valors obtinguts per a cada coeficient estequiomètric en els tres experiments simulats tenint en compte els continguts en fòsfor i nitrogen en la matèria orgànica de l’aigua que entra a la planta.

68

69

70

71

72

10. Apèndix III. Expressions cinètiques dels processos biològics En les taules següents es mostren les expressions cinètiques que corresponen a cada procés biològic considerat pel model.

73

74

75

76

11. Apèndix IV. Esquema elèctric de la planta pilot A continuació es mostren els diagrames dels circuits elèctrics de potència i de maniobra i control.