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El diseño para remoción de nitrógeno para cualquiera de los dos sistemas, FWS o SFS, es un procedimiento complicado, porque el nitrógeno puede estar presente en una variedad de formas y requiere una serie de condiciones químicas y ambientales para su remoción. El nitrógeno amoniacal es la forma del nitrógeno mas frecuentemente regulada en efluente, ya que el amoniaco no ionizado puede ser tóxico para los peces en pequeñas concentraciones y la oxidación del amoniaco en el cauce receptor puede reducir el nivel de oxígeno disuelto. En el apartado 5.3 se presentan las diversas formas del nitrógeno y las limitaciones para su remoción en humedales artificiales.
La remoción de nitrógeno es usualmente el parámetro de diseño limitante cuando se tienen límites estrictos de vertido, tanto de nitrógeno amoniacal como de total. En climas fríos, con largos periodos de bajas temperaturas, los requerimientos para la eliminación de nitrógeno pueden ser limitantes para la factibilidad de las operaciones invernales. En este caso, el almacenamiento del agua residual durante el invierno y la operación durante el verano será la configuración a adoptar. El dimensionamiento del humedal para la remoción de nitrógeno que se describe a continuación, debe estar acompañado de los cálculos termales descritos en el capítulo 8 para asegurar la viabilidad.
Cuando el diseño del sistema requiere la remoción de nitrógeno, es aconsejable asumir que todo el nitrógeno Kjeldahl (NTK) que entra al sistema se convierte en amoniaco. Una pequeña fracción del nitrógeno orgánico entrante queda permanentemente fijado al bentos, pero éste podría ser omitido para un diseño más conservador. Durante el primer o segundo año de operación la remoción de nitrógeno puede exceder las expectativas. Esto se debe a que la adsorción del suelo y la asimilación por parte de las plantas genera un rápido crecimiento de la cubierta vegetal. Cerca del final del segundo periodo de crecimiento el ecosistema puede estar aproximándose al equilibrio y la remoción de amoniaco se estabilizará. Los procedimientos de diseño de esta sección están pensados para los rendimientos esperados a largo plazo.
11.1 Humedales de flujo libre
La principal fuente de oxígeno para la nitrificación en los humedales FWS es la reaireación atmosférica de la superficie del agua. Aunque el humedal es poco profundo, la mayoría del líquido está en condiciones anaerobias. Como resultado, la nitrificación se llevará a cabo en la parte cercana a la superficie del agua y la desnitrificación es posible que ocurra en el resto del líquido. La temperatura influye de diversas formas, desde las reacciones biológicas, tanto de nitrificación como de desnitrificación, que son dependientes de la temperatura, hasta la solubilidad del oxígeno en el agua. La mayor fuente de carbono para la desnitrificación es la capa de restos de vegetación que se encuentra sumergida, así como otros restos en el bentos y la DBO del agua residual.
11.1.1 Nitrificación
El modelo de diseño recomendado asume que la remoción de amoniaco se da completamente por la vía de la nitrificación y no se le da importancia a la correspondiente a la asimilación por las plantas, ya que estas normalmente no se cosechan.
La dependencia de la temperatura que tienen las reacciones de nitrificación en los humedales FWS es similar a la observada en sistemas convencionales de lecho fijo como filtros percoladores o biodiscos. Para temperaturas del agua de 10° C o más, la dependencia de la temperatura del proceso de nitrificación es menor que la del proceso de remoción de DBO, pero a temperaturas menores de 10° C, esta dependencia es tremendamente alta. Las formas generales de las ecuaciones (1), (2), (3) y (4) son aplicables para el diseño de la remoción de amoniaco en humedales FWS. Las ecuaciones (33) y (34) son la (1) y la (4) expresadas en términos de concentraciones de amoniaco.
(33)
(34)
donde:
As: Área superficial del humedal, m2
Ce: Concentración de amoniaco en el efluente, mg/l
Co: Concentración de NTK en el afluente, mg/l
KT: Constante dependiente de la temperatura, d-1
KT: 0 d-1 (0° C); 0.1367(1.15)(T-10); d-1 (1-10° C), 0.2187(1.048)(T-20); d-1 (+de 10° C)
n: Porosidad del humedal, 0.65 -0.75
t: Tiempo de residencia hidráulico, d
y: Profundidad del agua en el humedal, m
Q: Caudal promedio del humedal, m3/d
Q: (Qo+Qe)/2 (35)
La constante (KT) para temperaturas entre 0y 1° C se determina por interpolación (KT=0.0389 a 1° C).
Cuando se diseña el humedal para la remoción conjunta de amoniaco y DBO, la ecuación (29) se usa para determinar el área requerida para la remoción de DBO y la ecuación (34) se usa para la remoción de amoniaco. El área a usar para el diseño será la mayor de las dos y no la suma. En muchas situaciones cuando prevalecen los limites muy severos de amoniaco, la ecuación (34) requerirá un área mayor que en el caso de la (29); en este caso la remoción esperada de DBO debería ser recalculada para reflejar el efecto de este aumento en el área final del sistema.
La ecuación (33) requiere por lo general un TRH de entre 7 y 12 días para alcanzar unos límites estrictos en la salida de amoniaco en condiciones de verano e incluso mayores para las bajas temperaturas del invierno.
Otros modelos de diseño para remoción de amoniaco están disponibles en la literatura especializada. Las ecuaciones(36) y (37) aparecen en el Water Pollution Control Federation (WEF) Manual of Practice FD-16.
(36)
donde:
CH: Carga hidráulica del humedal, m2
Co: Concentración de amoniaco en el afluente, mg/l
Ce: Concentración de amoniaco en el efluente, mg/l
(37)
donde:
As: Área superficial del humedal, m2
Q: Caudal de diseño, m3/d
La ecuación (38) fue desarrollada por Hammer y Knight con un análisis de regresión de los datos de 17 sistemas FWS.
(38)
donde:
As: Área superficial del humedal, m2
Q: Caudal de diseño, m3/d
Co: Concentración de amoniaco en el afluente, mg/l
Ce: Concentración de amoniaco en el efluente, mg/l
Los ajustes por temperatura no son posibles ni con la ecuación (36) ni con la (38), y, además, no tienen en cuenta la profundidad del humedal ni el TRH del mismo. Pueden usarse como un chequeo independiente de los resultados obtenidos con el método sugerido (Ec. (33) y (34)). y para climas cálidos solamente. Las ecuaciones (33) a (38) predicen aproximadamente las mismas concentraciones en el efluente para condiciones de verano y con una profundidad del agua de 0.3 m en humedales tipo FWS.
11.1.2 Desnitrificación
El modelo anterior tenía en cuenta solamente la conversión de amoniaco en nitrato, y servía para calcular el área requerida para alcanzar un determinado nivel de conversión. Cuando en la actualidad la remoción de nitrógeno es un requerimiento de proyecto, es necesario considerar los requerimientos para la desnitrificación y el tamaño del humedal acorde con ellos. En general, mucha de la producción de nitrato del humedal FWS puede desnitrificarse y ser removida dentro del área prevista para la nitrificación y sin necesidad de proporcionar ninguna fuente de carbono adicional. Puede que los humedales FWS sean más efectivos en la remoción de nitratos que los SFS, ya que tienen una mayor disponibilidad de carbono de los detritus de las plantas. El modelo de diseño recomendado para estimar la remoción de nitratos vía desnitrificación corresponde a las ecuaciones (39) y (40).
(39)
(40)
donde:
As: Área superficial del humedal, m2
Ce: Concentración de nitratos en el efluente, mg/l
Co: Concentración de nitratos en el afluente, mg/l
KT: Constante dependiente de la temperatura, d-1
KT: 0 d-1 (0° C); 1.000(1.15)(T-20), d-1 (+ de 1° C)
n: Porosidad del humedal, 0.65 -0.75
t: Tiempo de residencia hidráulico, d
y: Profundidad del agua en el humedal, m
Q: Caudal promedio del humedal, de la Ec.(29), m3/d
La concentración de nitratos en el afluente (Co) usada en las ecuaciones (39) y (40) es la diferencia entre las concentraciones de entrada y salida determinadas con la ecuación (33). Como la ecuación (33) determina el amoniaco que queda en el sistema después de la nitrificación en el humedal, sería conservador asumir que la diferencia (Co-Ce) está disponible como nitrato. La constante de desnitrificación entre 0° C y 1° C puede determinarse mediante interpolación (KT=0.023 a 1° C). Para efectos prácticos la desnitrificación es insignificante a estas temperaturas. Si bien no sobra recordar que las ecuaciones (39) y (40)
solo son aplicables para el nitrato que está presente en el humedal.
Los humedales FWS son en general anóxicos, pero también tienen parte aerobia cerca de la superficie del agua por lo que, como se dijo anteriormente, es posible obtener la nitrificación y la desnitrificación en el mismo volumen de reactor. La ecuación (40) nos da el área superficial requerida para la desnitrificación. Esta área de desnitrificación no se adiciona a la calculada para nitrificar y que se determinó con la ecuación (34) y podría ser menor o igual a ésta, dependiendo de las concentraciones de nitratos a la entrada en el agua residual antes del tratamiento así como de la temperatura del agua.
11.1.3 Nitrógeno total.
Cuando se requiere la desnitrificación, es generalmente porque se tiene un límite de descarga para el nitrógeno total (NT). El nitrógeno total en el efluente del sistema es la suma de los resultados de las ecuaciones (33) y (39). La determinación del área requerida para alcanzar el nivel especifico de NT en el efluente es un procedimiento iterativo usando las ecuaciones (34) y (40):
1. Se asume un valor para el amoniaco residual (Ce) y se resuelve la ecuación (34) para obtener el área requerida para nitrificar. Determinando así el TRH para el sistema.
2. Tomar (Co-Ce) como el nitrato producido por la nitrificación y usar este valor como el del afluente en la ecuación (39). Determinar la concentración de nitratos en el efluente con la ecuación (39).
3. La concentración de NT en el efluente es la suma de los valores de Ce obtenidos en las ecuaciones (33) y (39). Si no se alcanzó la exigencia de NT se necesita otra iteración de los cálculos.
El WEF MOP FD-16 contiene también un modelo para la remoción de nitrógeno total:
(41)
donde:
CH: Carga hidráulica del humedal, m2
Co: Concentración de NT en el afluente, mg/l
Ce: Concentración de NT en el efluente, mg/l
(42)
donde:
As: Área superficial del humedal, m2
Q: Caudal de diseño, m3/d
La ecuación (41) puede ser usada como un chequeo de los datos obtenidos con el procedimiento recomendado para cálculo de la remoción de NT, solamente para condiciones de climas cálidos. Con ellas no es posible un ajuste por temperatura y tampoco reconocen el efecto de la profundidad ni del TRH del humedal, por eso su uso no se recomienda para diseño. La ecuación(41) y la suma de las ecuaciones (33) y (39) dan como resultado datos similares de NT en el efluente para climas cálidos y profundidades del agua de 0.3m.
11.2 Humedales de flujo subsuperficial
Dado que el nivel del agua se mantiene por debajo de la superficie del medio en los humedales SFS, la reaireación atmosférica es probable que sea significativamente menor a la de los FWS. Sin embargo, como se describe anteriormente, las raíces y rizomas de la vegetación son capaces de proporcionar micrositios aerobios en sus superficies, así que el agua residual que fluye a través del lecho tiene numerosas oportunidades de contacto con estos lugares aerobios dentro de un medio que por el contrario es anaerobio. Como resultado, en el mismo reactor se tienen condiciones para hacer posible la nitrificación y la desnitrificación. Los dos tipos de reacciones biológicas, nitrificación y desnitrificación, son dependientes de la temperatura, y la velocidad de transferencia de oxígeno a las raíces de las plantas que puede variar con la estación.
La mayor fuente de carbono para posibilitar la desnitrificación es la muerte y descomposición de las raíces y rizomas, los demás detritus orgánicos y la DBO del agua residual. Estas fuentes de carbono probablemente estén mas limitadas durante la operación inicial en este tipo de sistemas SFS respecto a los FWS, dado que los restos de vegetación se acumulan sobre la parte superior del lecho. Transcurridos varios años, esta capa de desechos ha aumentado y a medida que lo hace comienza a descomponerse, de forma que ambos tipos de humedales artificiales pueden tener fuentes comparables de carbono para hacer posible la desnitrificación.
Dado que la principal fuente de oxígeno de este tipo de humedales es las raíces de las plantas, es absolutamente esencial asegurar que el sistema de raíces penetrará hasta la totalidad de la profundidad de diseño del lecho. Cualquier agua que fluya por debajo de las raíces estará en un ambiente totalmente anaerobio, y la nitrificación no ocurrirá excepto por difusión en los niveles superiores. Esta respuesta está ilustrada en la Tabla 6 donde la remoción de amoniaco puede ser relacionada directamente con la profundidad de penetración de las raíces. El lecho que contiene Typha (penetración de las raíces de alrededor de 40% de la profundidad del lecho) obtiene solo un 32% de remoción de amoniaco en comparación con los lechos que tienen Scirpus, que alcanzan 94 % de remoción cuando tienen una penetración completa de las raíces.
No se debe caer en el error de pensar que las plantas crecerán automáticamente hasta el fondo del lecho y que proporcionaran todo el oxígeno necesario, ya que como vimos esto depende del tipo de planta y de las condiciones del sitio. Así pues las profundidades de penetración para las plantas de la Tabla 6 probablemente sean las máximas potenciales, ya que Santee tiene un clima cálido con una estación de crecimiento continua y el agua residual aplicada contenía suficientes nutrientes. Esto sugiere que la profundidad de diseño del lecho no debe ser mayor que la penetración potencial de las raíces de las plantas que se pretende usar si se requiere oxígeno para remover amoniaco.
Son necesarios métodos operativos que aseguren la penetración de las raíces, dado que las plantas pueden encontrar toda la mezcla necesaria y los nutrientes en una parte relativamente poco profunda. En algunos sistemas europeos, el nivel del agua es disminuido gradualmente al término de cada año para inducir la penetración de las raíces. Esto hace necesarios tres periodos de crecimiento para lograr una penetración total de las raíces de las plantas tipo carrizo, que fueron las utilizadas, usando este método. Otra aproximación, esta vez para climas fríos donde se requieren grandes áreas para el invierno, es construir el lecho dividido en tres celdas paralelas, de forma que en verano se operan solamente dos de ellas a la vez durante un mes y así mientras dure el periodo cálido. Las raíces en la celda inactiva deben penetrar en busca de los nutrientes hasta que el agua es consumida. En climas cálidos, donde la congelación no es un riesgo, es posible limitar la profundidad del lecho a b 0.3 m, así se podrá alcanzar una rápida y completa penetración. El volumen de grava requerida no varía, pero la superficie de terreno necesaria se incremente a medida que disminuye la profundidad.
11.2.1 Nitrificación
No existe un consenso sobre cuánto oxígeno es transferido a la zona de las raíces por cada tipo de planta y, por tanto, no se sabe a ciencia cierta cuánto oxígeno está disponible en la superficie de las raíces para la actividad biológica. Algunas publicaciones estiman un rango de 5 a 45 g O2/m2*d de área superficial de humedal. La demanda de oxígeno de la DBO del agua residual y otras materias orgánicas presentes en el agua pueden utilizar gran parte de este oxígeno disponible, pero basados en los datos de remoción de amoniaco en Santee (Tabla 6) se tiene suficiente oxígeno en las raíces para asegurar la nitrificación.
Si la remoción de amoniaco observada en Santee se asume que fue realizada por la vía de la nitrificación biológica, es posible calcular la cantidad de oxígeno que estaría disponible para este propósito, dado que se requieren 5 g de oxígeno para nitrificar 1 g de amoniaco. El resultado de estos cálculos se muestra en la Tabla 7.
Tabla 7 Oxígeno disponible por vegetación emergente de un humedal.
* Profundidad total del lecho de grava 0.76 m
(a) Oxígeno disponible por unidad de volumen contado en la zona de las raíces.
(b) Oxígeno disponible por unidad de área superficial de lecho de 0.76 m de profundidad.
El oxígeno disponible para la nitrificación por unidad de área superficial va de 2.1 a 5.7 g/m2*d porque la profundidad de penetración de las raíces varía en cada una de las plantas. Este valor de oxígeno está cerca del valor más bajo de las publicaciones que citábamos antes (5-45 g O2/m2*d). Sin embargo, el oxígeno disponible cuando se expresa en función del volumen en la zona de las raíces, es casi el mismo para las diversas plantas (7.5 g O2/m3*d en promedio). Esto sugiere que al menos para estas tres especies, el oxígeno disponible para nitrificación será aproximadamente el mismo, así que la nitrificación depende de la profundidad de penetración de las raíces presentes en el lecho del humedal SFS. La ecuación (43) define esta relación:
(43)
donde:
KNH: Constante de nitrificación a 20° C, d-1
rz: Porcentaje de la profundidad del lecho del humedal SFS ocupado por la zona de las raíces, como fracción decimal (0a1).
El valor de KNH es 0.4007 con una zona de raíces totalmente desarrollada y 0.01854 si el lecho no tiene vegetación. Estos valores son consistentes con los resultados observados en muchos humedales SFS evaluados por la EPA. Otra confirmación independiente es el trabajo publicado por Bavor et. al. Este modelo toma la misma forma de la ecuación (44) con una constante a 20° C de 0.107d-1 para un lecho de gravas en el que la zona de las raíces ocupa entre un 50 y un 60% de la profundidad del lecho.
Una vez definida la constante básica KNH es posible determinar la remoción de amoniaco, vía nitrificación, en un humedal SFS usando las ecuaciones (44) y (45)
(44)
(45)
donde:
As: Área superficial del humedal, m2
Ce: Concentración de amoniaco en el efluente, mg/l
Co: Concentración de amoniaco en el afluente, mg/l
KT: Constante dependiente de la temperatura, d-1
n: Porosidad del humedal, (ver Tabla 4)
t: Tiempo de residencia hidráulico, d
y: Profundidad del agua en el humedal, m
Q: Caudal promedio del humedal, de la Ec.(35), m3/d
La constante dependiente de la temperatura KT es como sigue:
(46)
(47)
(48)
Para las temperaturas por debajo de 10° C es necesario resolver las ecuaciones (43) y (48) para determinar el valor de K10. Para obtener los valores para temperaturas entre 0 y 1° C se usará interpolación.
No es aceptable asumir que la zona de raíces ocupará automáticamente la totalidad del lecho, excepto si este es muy poco profundo (≤ 0.3m), o si usa grava muy pequeña ( ≤ 20 mm).
Profundidades del lecho de » 0.6m requieren las medidas especiales tratadas anteriormente para inducir y mantener una penetración total. Si estas medidas no van a ser utilizadas es conservador asumir que la zona de las raíces no ocupará más del 50% de la profundidad del lecho, a menos que las mediciones indiquen otra cosa. Esta recomendación está basada en la experiencia con numerosos sistemas en operación.
La ecuación (45) requerirá normalmente un TRH de entre 6 y 8 días para alcanzar límites exigentes en la remoción de amoniaco en condiciones de verano, con una zona de raíces completamente desarrollada e incluso un largo periodo de bajas temperaturas en invierno.
11.2.2 Desnitrificación
Las ecuaciones (43) a (48) tienen en cuenta solamente la conversión de amoniaco a nitrato, y permiten calcular el área requerida para lograr la conversión deseada. Cuando el proyecto requiere eliminación de nitrógeno, se hace necesario considerar los requerimientos para la desnitrificación y dimensionar el humedal teniéndolos en cuenta. En general, mucha de la producción de nitrato del humedal SFS puede desnitrificarse y ser removida dentro del área prevista para la nitrificación y sin necesidad de proporcionar ninguna fuente de carbono adicional. Puede que los humedales FWS sean más efectivos en la remoción de nitratos que los SFS, ya que tienen una mayor disponibilidad de carbono de los detritus de las plantas, por lo menos en los primeros años de operación. Aunque los humedales SFS tienen más área superficial para la actividad biológica, es posible que la limitación en la disponibilidad de carbono afecte la desnitrificación y, por tanto, la comparación de los rendimientos. El modelo de diseño recomendado para estimar la remoción de nitratos vía desnitrificación corresponde a las ecuaciones(49) y (50):
(49)
(50)
donde:
As: Área superficial del humedal, m2
Ce: Concentración de nitratos en el efluente, mg/l
Co: Concentración de nitratos en el afluente, mg/l
KT: Constante dependiente de la temperatura, d-1
KT: 0 d-1 (0° C); 1.000(1.15)(T-20), d-1 (+ de 1° C)
n: Porosidad del humedal, (ver Tabla 4)
t: Tiempo de residencia hidráulico, d
y: Profundidad del agua en el humedal, m
Q: Caudal promedio del humedal, de la Ec.(35), m3/d
La concentración de nitratos en el afluente (Co) usada en las ecuaciones (49) y (50) es la diferencia entre las concentraciones de entrada y salida determinadas con la ecuación (44). Como la ecuación (44) determina el amoniaco que queda en el sistema después de la nitrificación en el humedal, sería conservador asumir que la diferencia (Co-Ce) esta disponible como nitrato. La constante de desnitrificación entre 0° C y 1° C puede determinarse mediante interpolación (KT=0.023 a 1° C). Para efectos prácticos la desnitrificación es insignificante a estas temperaturas. Si bien no sobra recordar que las ecuaciones (49) y (50) solo son aplicables para el nitrato que está presente en el humedal.
Los humedales SFS son en general anóxicos, pero también tienen parte aerobia en la superficie de las raíces y rizomas, por lo que es posible obtener la nitrificación y la desnitrificación en el mismo volumen de reactor. La ecuación (50) nos da el área superficial requerida para la desnitrificación. Esta área de desnitrificación no se adiciona a la calculada para nitrificar y que se determinó con la ecuación (45) y podría ser menor o igual a ésta, dependiendo de las concentraciones de nitratos a la entrada en el agua residual antes del tratamiento así como de la temperatura del agua.
11.2.3 Nitrógeno total.
Cuando se requiere la desnitrificación, es generalmente porque se tiene un límite de descarga para el nitrógeno total (NT). El nitrógeno total en el efluente del sistema es la suma de los resultados de las ecuaciones (44) y (49). La determinación del área requerida para alcanzar el nivel especifico de NT en el efluente es un procedimiento iterativo usando las ecuaciones (45) y (49):
1. Se asume un valor para el amoniaco residual (Ce) y se resuelve la ecuación (45) para obtener el área requerida para nitrificar. Determinando así el TRH para el sistema.
2. Tomar (Co-Ce) como el nitrato producido por la nitrificación y usar este valor como el del afluente en la ecuación (49). Determinar la concentración de nitratos en el efluente con la ecuación (49).
3. La concentración de NT en el efluente es la suma de los valores de Ce obtenidos en las ecuaciones (44) y (49).Si no se alcanzó la exigencia de NT se necesita otra iteración de los cálculos.
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