OPTIMIZACIÓN TÉCNICO-ECONÓMICA DE UN SISTEMA DE REMOCIÓN SIMULTÁNEA DE C Y N

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1 OPTIMIZACIÓN TÉCNICO-ECONÓMICA DE UN SISTEMA DE REMOCIÓN SIMULTÁNEA DE C Y N Iván López, Gisela Ottonello, Liliana Borzacconi Facultad de Ingeniería, Universidad de la República J.Herrera y Reissig 565 CP 11300, Montevideo, Uruguay FAX: (594 2) ivanl@fing.edu.uy Palabras clave: Optimización, Remoción de C y N, Costos

2 INTRODUCCIÓN Los sistemas combinados para la remoción de Carbono y Nitrógeno en general constan de combinaciones de tres tipos de etapas: una etapa de remoción de Carbono, otra de pasaje de Nitrógeno amoniacal a Nitrato y una tercera de pasaje de Nitrato a Nitrógeno gas. De las posibles disposiciones, la que se muestra en la Figura 1 es la más eficiente para el tratamiento de efluentes concentrados en material carbonoso y amoniacal. Biogás D N ANAEROBIO DESNITR. NITRAT. 0 1 R Disminución de Carbono Pasaje de Nitrato a Nitrógeno gas Pasaje de Amonio a Nitrato Fig. 1 Sistema para la eliminación simultánea de C y N El reactor desnitrificante necesita un suplemento del caudal original para asegurar la cantidad de Carbono biodegradable necesaria para su funcionamiento óptimo. A su vez, para funcionar como desnitrificante necesita una fuente de Nitrato que no viene en el efluente original ni se genera en el reactor anaerobio sino que proviene del reactor nitratante, por lo que se necesita el reciclo R. El funcionamiento del sistema queda definido por los correspondientes balances de materia, siempre y cuando se conozcan las eficiencias de remoción y se fije el valor del reciclo. Utilizando los resultados de experiencias anteriores y realizando una serie de suposiciones se optimizó el sistema desde el punto de vista de los costos mínimos para lograr ciertas condiciones de vertido. MATERIALES Y MÉTODOS Utilizando lixiviado de relleno sanitario se realizaron experiencias para determinar las condiciones de funcionamiento de las tres etapas. Se trabajó con un reactor UASB como reactor anaerobio (Borzacconi et al., 1996), un reactor anóxico de manta de lodos como desnitrificante y un reactor de biodiscos como nitratante (Borzacconi, 1998). En las condiciones de operación el reactor anóxico funcionó con 40% de remoción de DQO y 75% de eficiencia de desnitrificación y el reactor nitratante operó con 30% de remoción de DQO y remoción completa de Amonio. Se realizó una estimación preliminar de los tamaños de los reactores que minimizaban el costo total del sistema para el caudal y concentración medios del lixiviado del Relleno Sanitario de Montevideo. Las consideraciones sobre costos se simplificaron reduciéndolos a una función del tamaño del reactor. Para distintos valores del reciclo (R) se determinó la combinación de tamaños de reactores que, cumpliendo las condiciones de vertido, minimizaban el costo total. Fijado el reciclo (R) y las condiciones de vertido, el funcionamiento del sistema queda definido por los correspondientes balances de materia y por la relación entre las eficiencias de remoción y los

3 tamaños de reactores. La restricción de una determinada relación de C/N a la entrada del reactor anóxico determina además el caudal del by-pass D. (Figura 1) Un elemento fundamental a la entrada del reactor desnitrificante es la relación C/N para su funcionamiento óptimo. La relación teórica para favorecer la actividad desnitrificante es 2.86 gdqo/gn-no 3. Los resultados experimentales indican en cambio que se necesita una relación de al menos 4 para el lixiviado crudo y de al menos 12 cuando se trabaja con efluente tratado anaeróbicamente en el reactor UASB (Borzacconi, 1998). A su vez también se obtuvo para el reactor desnitrificante un factor de crecimiento Y = 0.16 gssv/gdqorem (Borzacconi, 1998). Considerando el factor de 1.42 gdqo/gssv, equivale a gdqo/gdqorem. Considerando entonces el Carbono usado en los microorganismos, la relación teórica variaría de 2.86 a 3.5. Se supone que la fuente de Carbono está compuesta por dos fracciones, una totalmente biodegradable (DQO b ) y una no biodegradable aproximadamente igual en los reactores anaerobio y anóxico (DQO nb ) y se considera que la relación C/N teórica se refiere a la fracción biodegradable, (DQO b /N = 3.5). El aumento en los valores experimentales de la relación C/N respecto al valor teórico sería entonces debido a la presencia de la fracción no biodegradable. Se tendría entonces en el caso del lixiviado crudo (DQO b + DQO nb )/N = DQO nb /N = 4, por lo que la fracción biodegradable sería el 88% del total. Para el efluente tratado en forma anaerobia en el reactor UASB se tendría, (DQO b + DQO nb )/N = DQO nb /N = 12, y en este caso, solamente el 29% sería biodegradable, lo que era esperable ya que el efluente proviene de una etapa de tratamiento biológico donde se ha removido DQO biodegradable. En los balances, la eficiencia de remoción de Carbono en el reactor anaerobio (Ef AN ) se refiere exclusivamente a la fracción biodegradable, DQO b, y se asume que la fracción no biodegradable no es modificada en su pasaje por el reactor. Se consideró Ef ANb = 0.95 para cargas por debajo de 20 kgdqo/m 3.d., de acuerdo a los datos experimentales (Borzacconi et al., 1996) y si se supera esa carga se supone que la eficiencia disminuye en forma inversamente proporcional a la misma. Esta última suposición resulta coherente con la suposición de una cinética de orden cero respecto al sustrato, suposición que se puede realizar cuando se trabaja con lixiviado crudo, muy concentrado. En relación a las formas nitrogenadas, éstas no son modificadas en el reactor anaerobio. En el reactor desnitrificante las eficiencias de remoción de Carbono biodegradable y Nitrógeno como Nitrato (Ef DES ) se consideran iguales por razones estequiométricas en el entendido que debe respetarse la relación C b /N = 3.5. La posibilidad de variar el reciclo impone variaciones importantes en el tiempo de residencia hidráulico y esto puede incidir en la eficiencia de remoción. En este caso se supone una cinética de primer orden, lo cual concuerda con un efluente que ya ha pasado por una etapa de remoción biológica, resultando Eficiencia = kτ/(1+kτ), siendo τ el tiempo de residencia hidráulico. La constante k se obtiene de los valores obtenidos experimentalmente en las condiciones de trabajo ensayadas (eficiencia del 87% y 18 horas de tiempo de retención hidráulico) (Borzacconi, 1998). La nitratación se ha supuesto que sigue una cinética de orden cero lo cual es coherente con las concentraciones altas de Amonio a transformar y los valores de la constante de semisaturación del modelo de Monod reportadas en la bibliografía (Akunna, 1993). Con estas consideraciones cinéticas la eficiencia de nitratación (Ef NIT ) resulta inversamente proporcional a la carga y como tal ha sido afectada en el modelo al variar el tiempo de residencia hidráulico. Se ha considerado una eficiencia de nitratación del 98% para una carga de 1.6 gnh 4 /m 2.d (Hippen et al., 1997). Teniendo en cuenta que ciertos sustratos que no son degradados anaerobicamente si pueden serlo aerobicamente, se ha considerado para el reactor nitratante (RBC) que además de la remoción de la fracción biodegradable (Ef DQOb, RBC ) hay una pequeña degradación de la fracción no biodegradable en los otros dos reactores (DQO nb ) por funcionar en condiciones aerobias (Ef DQOnb, RBC). Para Ef DQOb, RBC se ha supuesto una cinética de primer orden y la constante se ha determinado tomando una eficiencia del 97% para un caudal de 6 L/d y una superficie de 3.07 m 2

4 (Borzacconi, 1998). Para simplificar el modelo Ef DQOnb, RBC se ha supuesto constante e igual al 30%. Con estas suposiciones y conociendo las condiciones de entrada al sistema (caudal, DQO, fracción biodegradable, Amonio y Nitrato) y los tamaños de los reactores, se resuelven los balances de materia y se determinan las condiciones de salida del sistema. La solución depende además de la relación de reciclo R. Para los reactores de manta de lodos se ha ajustado la función propuesta por Noyola y Monroy (1994): costo(u$s) = 2500 * V Para el reactor de biodiscos se ha realizado una estimación lineal en función de la superficie del reactor, basándose en información suministrada por proveedores: costo(u$s) = * SUP (m 2 ). El costo total es la suma de los costos de los tres reactores. Los balances pueden expresarse tal como se indican en la Figura 2. Los balances quedan en función de la relación de reciclo, parámetro independiente. (NH 4 ) 1 = (NH 4 ) 0 (NO 3 ) 1 = (NO 3 ) 0 (DQO b ) 1 = (DQO b ) 0 *(1 - Ef AN ) (DQO nb ) 1 = (DQO nb ) 0 (R+1)* (NH 4 ) 2 = (NH 4 ) 0 + R*(NH 4 ) (R+1)* (NO 3 ) 2 = (NO 3 ) 0 + R*(NO 3 ) 4 (R+1)* (DQO b ) 2 = D*(DQO b ) 0 + (1-D)* (DQO b ) 1 + R*(DQO b ) 4 (R+1)* (DQO nb ) 2 = (DQO nb ) 0 + R*(DQO nb ) 4 (NH 4 ) 3 = (NH 4 ) 2 (NO 3 ) 3 = (NO 3 ) 2 *(1 - Ef DES ) (DQO b ) 3 = (DQO b ) 2 *(1 - Ef DES ) (DQO nb ) 3 = (DQO nb ) 2 (NH 4 ) 4 = (NH 4 ) 3 *(1 - Ef NIT ) (NO 3 ) 4 = (NO 3 ) 3 + AM3*Ef NIT (DQO b ) 4 = (DQO b ) 3 *(1 - Ef DQOb, RBC ) (DQO nb ) 4 = (DQO nb ) 3 *(1 - Ef DQOnb, RBC ) D*(DQO b ) 0 /3.5 + (1-D)* (DQO b ) 1 /3.5 = (NO 3 ) 0 + R*(NO 3 ) 4 Fig. 2 Balances de materia para el Sistema (los índices se refieren a los puntos señalados en la Fig. 8.6) Más allá de la variabilidad en concentración y en caudal que presenta un agua residual tal como el lixiviado de relleno sanitario, se consideraron a los efectos de los cálculos valores constantes de dichos parámetros. En cuanto a las condiciones de salida se fijó un límite máximo para la DQO (LimC) y un límite máximo para la suma de Amonio y Nitrato (LimN) teniendo en cuenta la eventual transformación de ambas especies luego del vertido. El límite de DQO fijado de acuerdo a las consideraciones hechas previamente sobre la biodegradabilidad del lixiviado supone un valor de DBO 5 muy bajo que cumpliría con las condiciones de vertido. RESULTADOS Los resultados que se presentan en la Tabla 1 se obtuvieron considerando las siguientes condiciones de entrada: caudal = 40 m 3 /d, (DQO) 0 = mg/l, 88% biodegradable, Amonio = 1000 mgn/l, Nitrato = 10 mgn/l.

5 Tabla 1 Resultados para obtener los costos mínimos del Sistema para varias condiciones de salida R = 7 LimC = 1800 LimN = 250 LimC = 1000 LimN = 200 LimC = 900 LimN = 180 LimC = 900 LimN = 150 V AN (m 3 ) V DES (m 3 ) SUP (m 2 ) $V AN (miles de U$S) $V DES (miles de U$S) $SUP (miles de U$S) $TOT (miles de U$S) (DQO b ) 4 (mg/l) (DQO nb ) 4 (mg/l) (NH 4 ) 4 (mgn/l) (NO 4 ) 4 (mgn/l) Fijadas las condiciones de vertido, se necesita un valor mínimo de R para alcanzarlas. Por encima de ese valor el aumento del reciclo no incide significativamente. Por otra parte, si las condiciones de vertido son muy drásticas será necesario un manejo posterior del efluente que incluya un postratamiento. Podría utilizarse con este fin un reactor anóxico alimentado con una fuente de Carbono con bajo o nulo contenido de Nitrógeno. CONCLUSIONES El modelo desarrollado permite realizar la optimización técnico-económica de un sistema para la remoción simultánea de C y N en un efluente concentrado. El Sistema tiene como parámetro la relación de reciclo de parte de la salida del sistema a la entrada del reactor desnitrificante. No resulta un parámetro de gran incidencia pero relaciones de reciclo muy pequeñas pueden hacer inviable técnicamente el sistema cuando los límites de vertido son relativamente bajos. Para las condiciones ensayadas el costo del sistema de depuración llegaría a los cuatrocientos mil dólares. El grueso de este costo (por encima del 75%) se debe al sistema de biodiscos, debido a la necesidad de una gran superficie para lograr los requerimientos de nitratación. REFERENCIAS Akunna, J.C. (1993). Dépollution azotée des Effluents Methanisés, Tesis de Doctorado, Université Paris XII - Val de Marne. Borzacconi, L., López, I., Ohanian, M., Viñas, M. (1996). Degradación anaerobia de lixiviado de relleno sanitario y pos-tratamiento aerobio. IV Taller y Seminario Latinoamericano de Digestión Anaerobia, Bucaramanga, Colombia. Borzacconi, L. (1998). Sistema de tratamiento de Lixiviado de Relleno Sanitario, Tesis de Doctorado, Facultad de Ingeniería, Universidad de la República, Uruguay. Hippen, A., Rosenwinkel, K.H., Baumgarten, G., Seyfried, C.F. (1997). Aerobic deammonification: a new experience in the treatment of wastewaters, Wat. Sci. Tech., Vol 35 (10), Noyola, A., Monroy, O. (1994). Experiencias y perspectivas del tratamiento anaerobio en México, III Taller y Seminario Latinoamericano de Digestión Anaerobia, Montevideo, Uruguay.