Recuperación de fósforo en lodos de depuradora mediante cristalización de estruvita

Universidad de Sevilla. Escuela Politécnica Superior de Sevilla Trabajo Fin de Grado en Ingeniería Química Industrial Recuperación de fósforo en lodos de depuradora mediante cristalización de estruvita Autor: Lidia Pérez Real Tutor: Laura Concepción Pozo Morales Sevilla, 24 de junio de 2022 1 2 AGRADECIMIENTOS Quisiera agradecer el esfuerzo, el interés, la dedicación y los conocimientos que me ha brindado mi tutora, Laura C. Pozo Morales durante todos estos meses de trabajo, que me han ayudado en mi formación. Agradecer también a todos los que, de una forma u otra, me han ayudado a adquirir los conocimientos necesarios a lo largo de estos años tanto profesores como compañeros. Finalmente, a mi familia, a Guille y mis amigos por apoyarme, animarme y acompañarme durante todo el proceso, por su paciencia, su tiempo y sus ganas cuando las mías flaqueaban, y por la confianza que han depositado en mí. 3 4 RESUMEN Se ha analizado la posibilidad de implementar un sistema de recuperación del fósforo presente en aguas residuales urbanas, particularmente las afluentes a la EDAR El Copero, mediante un sistema EBPR, la mayor parte del contenido en P pasa a los fangos para redisolverse de nuevo durante la digestión anaerobia. Es posible lograr su precipitación de manera controlada en forma de estruvita en un sistema de cristalización interpuesto en la línea de aguas de rechazo. Se realiza el diseño preliminar de dicho y se concluye que es un proceso viable. 5 PALABRAS CLAVE Estruvita EDAR EBPR (Sistema de eliminación biológica enriquecida de fósforo) Reactor Lecho Fluidizado Fósforo Economía circular Subproducto Fertilizante 6 ABSTRACT The possibility of implementing a recovery system for the phosphorus present in urban wastewater, particularly the tributaries to the Copero WWTP, has been analyzed. After the elimination of phosphorus in water carried out in the WWTP by means of an EBPR system, most of the P content passes into the sludge to be redissolved again during anaerobic digestion. It is possible to achieve controlled precipitation in the form of struvite in a crystallization system interposed in the reject water line. The preliminary design of said system is carried out and it is concluded that it constitutes a viable process. 7 KEY WORDS Struvite WWTP EBPR (Enhanced Biological Phosphorus Removal) Fluidized Bed Reactor Phosphorus Circular Economy By-product Fertilizer 8 ÍNDICE AGRADECIMIENTOS ........................................................................................................ 2 RESUMEN ........................................................................................................................... 4 PALABRAS CLAVE............................................................................................................ 5 ABSTRACT ......................................................................................................................... 6 KEY WORDS ...................................................................................................................... 7 ÍNDICE ................................................................................................................................. 8 NOTACIÓN ........................................................................................................................ 10 1. INTRODUCCIÓN ...................................................................................................... 11 2. ANTECEDENTES .................................................................................................... 15 2.1. Marco Normativo Legal ............................................................................................ 15 2.2. Funcionamiento Estaciones Depuradoras de Aguas Residuales con sistema EBPR. ................................................................................................................................. 16 3. OBJETIVOS .............................................................................................................. 22 3.1. Objetivo principal ...................................................................................................... 22 3.2. Objetivos específicos ............................................................................................... 22 4. PARÁMETROS DEL PROCESO ........................................................................... 23 4.1. Ubicación y localización ........................................................................................... 23 4.2. Estudios previos ........................................................................................................ 24 4.3. Datos de partida ........................................................................................................ 24 4.4. El proceso de cristalización de estruvita. .............................................................. 25 4.5. Nivel de pH ................................................................................................................ 27 4.6. Temperatura .............................................................................................................. 28 4.7. Ratio molar de iones ................................................................................................ 29 4.8. Intensidad de la mezcla ........................................................................................... 30 4.9. Tipo de reactor .......................................................................................................... 31 5. DISEÑO DEL SISTEMA DE CRISTALIZACIÓN Y EL DECANTADOR .......... 32 5.1. Datos de partida ........................................................................................................ 32 5.2. Sistema de cristalización ......................................................................................... 32 5.3. Tiempo de retención hidráulico .............................................................................. 38 5.4. Otras variables. ......................................................................................................... 38 5.5. Cálculos. ..................................................................................................................... 38 6. RESULTADOS ESPERADOS, DISCUSIÓN Y CONTROL DEL PROCESO. 47 6.1. Ámbito de aplicación ................................................................................................ 47 15 2. ANTECEDENTES 2.1. Marco Normativo Legal La legislación desarrollada por la Unión Europea para proteger el medio ambiente hace un especial hincapié en el agua y así se recoge en las siguientes Directivas. • Directiva 91/271/CEE. Esta directiva tiene como objetivo la recogida, el tratamiento y vertido de las aguas residuales urbanas, protegiendo así al medio acuático regulando la calidad de las aguas vertidas2. • La Directiva 2000/60/CE conocida como la Directiva Marco del Agua, o DMA, es la más importante, en ella se establece un marco de actuación comunitaria en el ámbito de la política de aguas. Se establecen los criterios de calidad, medio ambiente, contaminación, prevención y usos relativos al agua1. Desde su aprobación han ido surgiendo modificaciones de esta, como la Directiva 2008/105/CE6 modifica a DMA en las sustancias que se recogen en el Anexo X. • La Directiva 2006/44/CE tiene como objetivo proteger y/o mejorar la calidad de las aguas continentales corrientes o estancadas en las que viven o pudieran vivir peces, si se redujera o se eliminara la contaminación, logrando niveles de calidad de las aguas superficiales que no den lugar a riesgos o efectos significativos en el medio ambiente7. En el ámbito nacional, la legislación española surge en su mayoría de la adaptación de las directrices europeas al ser uno de los países miembros, lo cual esto no ocurrió hasta 1986. Hasta entonces en España la legislación referente al agua surgía de tratados internacionales como la Declaración de los Derechos Humanos o como el de Naciones Unidas, recogiéndose también en el artículo 10 de la Constitución de 1978. • El Real Decreto 1/2001 es uno de los más importantes constituyendo un complemento a la Ley de Aguas en relación con los vertidos8. • El Real Decreto 817/2015 que establece como objetivo la protección de las aguas y del dominio público hidráulico que incluyen, entre otros, prevenir el deterioro, proteger y mejorar el estado de las aguas, establecer medidas específicas para reducir la contaminación por sustancias prioritarias y garantizar un suministro de agua suficiente en buen estado9. 16 • El Real Decreto 11/1995 que tiene por objeto el establecimiento de las normas aplicables al tratamiento de las aguas residuales urbanas10. • Real Decreto 509/199611 de desarrollo del Real Decreto-ley 11/1995, de 28 de diciembre, por el que se establecen las normas aplicables al tratamiento de las aguas residuales urbanas. • Resolución de 25 de mayo de 1998, por la que se declaran las "zonas sensibles" en las cuencas hidrográficas intercomunitarias12. • Resolución de 10 de julio de 2006, por la que se declaran las Zonas Sensibles en las Cuencas Hidrográficas Intercomunitarias13. • Resolución de 30 de junio de 2011, por la que se declaran las zonas sensibles en las cuencas intercomunitarias14. • Real Decreto 1620/2007, por el que se establece el régimen jurídico de la reutilización de las aguas depuradas15. 2.2. Funcionamiento Estaciones Depuradoras de Aguas Residuales con sistema EBPR. El agua es recogida y conducida por la red de alcantarillado hasta las EDAR, y es aquí donde pasa por un tratamiento dividido en diferentes etapas como se puede observar en la ilustración 1. Ilustración 1: Croquis EDAR. Fuente: propia En primer lugar, se contemplará la línea de aguas: 17 • Línea de aguas de la EDAR: El agua se recibe en la obra de llegada, donde se acondicionan las aguas residuales para su posterior bombeo al pretratamiento. Por ello se la hace pasar por unas rejas gruesas para eliminar los sólidos más grandes que pueda transportar y posteriormente por otras más finas que retienen los sólidos más pequeños, haciéndose así un tamizado. El objetivo del desbaste es evitar la entrada de sólidos gruesos en la instalación, evitando problemas de obstrucción y averías, protegiendo así a los equipos que conforman la planta. A continuación, el agua pasa al tanque desarenador-desengrasador. Se trata de un depósito donde se introduce aire, permitiendo así la separación de las arenas, que se van al fondo debido a que son más pesadas, y de las grasas, que debido a que su densidad es menor flotan sobre la misma. En este punto finaliza el pretratamiento, y seguidamente comienza el tratamiento primario. En el tratamiento primario el agua llega al decantador (primario), un tanque de sedimentación donde el agua se mantiene en un régimen de circulación muy bajo el tiempo suficiente para que la contaminación vaya precipitando y creando un fango que posteriormente es retirado, antes de pasar a la siguiente etapa. A continuación, tiene lugar el tratamiento secundario que comienza en el reactor biológico. Si se pretende la eliminación biológica del fósforo se emplean los sistemas EBPR, que deben su nombre a sus siglas en inglés “Enhanced Biological Phosphorus Removal” (eliminación biológica aumentada de P) y que responde al diagrama presentado en la Ilustración 2. Ilustración 2: Croquis sistema EBPR Fuente: propia La elevada eficiencia de remoción de fósforo y elevado potencial de recuperación de este, así como el bajo costo operacional y de producción de lodo, han contribuido a la aplicación y popularidad de este sistema16. El EBPR es consecuencia de la acción de Organismos Acumuladores de P (P, para fósforo ó Polifosfatos) conocidos como PAOs17 que, mediante la acumulación 18 intracelular de polifosfato (poli-P) pueden remover grandes cantidades de fósforo (0.35-0.38 g P g SSV-1 de PAOs), más que la removida por los organismos heterotróficos ordinarios (OHOs) (0.03 g P g SSV-1 de OHOs)18. Las características científicas, microbiológicas e ingenieriles del proceso EBPR han sido el foco de atención de muchos trabajos de investigación desarrollados en las últimas décadas por diferentes grupos académicos19,20,21,22. Los esfuerzos han estado particularmente enfocados en alcanzar un mejor entendimiento del mecanismo metabólico del EBPR, para revelar la identidad microbiológica de los organismos involucrados y optimizar la configuración necesaria para el proceso, todo ello con el propósito de mejorarlo e incrementar su eficiencia y confiabilidad. El sistema EBPR consiste en una secuencia de reactores donde se alternan condiciones anaerobias y aerobias/anóxicas junto con la presencia de ácidos grasos volátiles (AGVs). Todo ello produce un incremento de la cantidad de organismos acumuladores de fósforo (PAOs) encargados de almacenar internamente largas cadenas llamadas polifosfatos frente a los organismos heterótrofos “ordinarios” (OHOs) los cuales no remueven el fósforo en exceso. Para comprender la importancia de los PAOs se debe conocer su metabolismo y su comportamiento a grandes rasgos en diferentes condiciones. En primer lugar, en condiciones anaerobias, la bacteria almacena polihidroxalcanoato (PHA) procedente de los AGVs que se encuentran en el medio. Para realizar este proceso es necesario energía que se obtiene de la degradación de polifosfato, obteniéndose también en este proceso de degradación PO43que es liberado al medio23. Ilustración 3: Modelo bioquímico simplificado de los PAOs en condiciones anaerobias. Fuente: Tratamiento biológico de aguas residuales: Principios, modelación y diseño En condiciones aerobias los PAOs oxidan el PHA a CO2 mediante oxígeno mientras que en condiciones anóxicas lo hacen mediante el uso de nitrito o nitrato para así crecer y regenerar el polifosfato que fue consumido en la etapa anterior. Por último, cuando se produce la etapa de muerte celular los polímeros intracelulares se liberan al medio, el polifosfato en forma de PO43y el PHA en forma de AGVs23. 19 Ilustración 4: Modelo bioquímico simplificado de los PAOs en condiciones aerobias. Fuente: Tratamiento biológico de aguas residuales: Principios, modelación y diseño Pudiendo concluir que, tal y como se recoge en la bibliografía23, en condiciones anaerobias a nivel de laboratorio, a escala piloto y a escala completa, los AGVs, el polifosfato intracelular y el glucógeno disminuyen, mientras que el fosfato soluble, Mg2+, K+ y el PHA intracelular aumentan. En cambio, en condiciones aerobias sucede lo contrario. El polifosfato intracelular y el glucógeno aumentan mientras que el fosfato soluble, Mg2+, K+ y el PHA intracelular disminuyen. Por lo tanto, para obtener las condiciones que permitan remover fósforo, la masa de PAOs puede verse fomentada recirculando el lodo activado a través de una secuencia de etapas anaerobias y aerobias (o anóxicas), mientras que se introduce el influente, generalmente rico en AGV, en la etapa anaerobia23. Una representación esquemática del metabolismo de los PAOs se muestra en las ilustraciones 5 y 6. Las PAO consumen una mayor cantidad de PO43en la etapa aerobia que la liberada en la anaerobia, lo que se traduce en la eliminación de P en agua, que pasa al fango (2,5-5% MS37). La redisolución de P en digestión anaerobia provoca escurridos en deshidratación con elevada [P], retornos a EBPR con [P]>[Pdiseño] e incrustaciones espontáneas de estruvita en la EDAR24. Recuperar P aporta un triple beneficio: fiabilidad del EBPR, protección de instalaciones, obtención de un recurso valorizable. En ocasiones, bajo determinadas condiciones, organismos acumuladores de glucógeno (GAOs) podrían proliferar en los sistemas EBPR. Estas condiciones pueden ser la presencia de acetato o propionato como única fuente de carbono, temperaturas superiores a los 20 °C, pHs inferiores a 7.0, y/o un valor de concentración de oxígeno disuelto superior a 2 mg L-1 25,26. Los GAOs poseen un metabolismo aparentemente similar al de los PAOs, pero solamente dependen del glucógeno almacenado intracelularmente como fuente de energía para la transformación de los AGV en PHAs sin la contribución del poli-P17. Aunque los GAOs no contribuyen a la remoción de fósforo, en 20 condiciones anaerobias compiten con los PAOs por el sustrato, dando como resultado el deterioro del sistema de remoción de fósforo27. Los GAO no liberar ortofosfato en la fase anaerobia ni lo toman en la aerobia, pero consumen el sustrato orgánico externo, es decir, los AGV. Esto supone que los GAO pueden interferir en el correcto funcionamiento de la eliminación biológica de fósforo, ya que entran en competencia con los PAO por el sustrato presente en el medio. Para evitar la proliferación de GAOs frente a PAOs se deben de generar las condiciones idóneas para ello. El sustrato utilizado como fuente de carbono es uno de los aspectos a tener en cuenta, ya que existen diferentes cepas de PAO y GAO con preferencias y tasas de asimilación de sustrato diferentes23. Por tanto, resulta primordial identificar las cepas presentes en el licor mezcla para suministrar el sustrato más favorable para el crecimiento de los PAO. El siguiente parámetro que puede influir sobre el metabolismo de los PAO y los GAO es el pH. A medida que el pH aumenta (pH > 7,0) la energía requerida para el transporte del sustrato a través de la membrana celular aumenta, es decir, las PAO consumen una mayor cantidad del polifosfato y glucógeno almacenado23. Esto supone una ventaja competitiva de los PAO frente a los GAO, ya que los GAO solo cuentan con una ruta para la obtención de energía. La temperatura es otro de los parámetros que se debe contemplar, ya que, a temperaturas inferiores a los 20°C, los PAO dominan sobre los GAO, ocurriendo lo contrario a temperaturas superiores a dicho umbral. Esto se debe a que los PAO tienen tasas de crecimiento más altas y menores requerimientos de mantenimiento en condiciones anaerobias que los GAO a temperaturas por debajo de los 20°C. No obstante, a temperaturas superiores para las cuales los GAO son dominantes, puede elevarse el pH de manera que las PAO tengan la ventaja competitiva anteriormente mencionada23. Por último, otro factor que afecta a la competencia entre estos dos grupos de microorganismos es la relación entre el fósforo influente y la DQO, en este caso, la DQO debida a los AGV. Durante la etapa aerobia las bacterias PAO consumen una mayor cantidad de ortofosfatos que los liberados en la etapa anaerobia previa, es decir, de no existir una cantidad suficiente de ortofosfatos en el agua influente durante un largo periodo de tiempo, puede conducir a que las reservas intracelulares de polifosfato de los PAO disminuyan, en consecuencia, no dispondrán de la suficiente energía para la toma de AGV, ofreciendo una ventaja a los GAO. Por lo tanto, es necesaria una elevada relación entre el ortofosfato influente y la DQO del sustrato para evitar la proliferación de los GAO (≥ 0,04 g PO4-P / g DQO)23. Para finalizar con la línea de aguas de la EDAR, a continuación, se encuentra el clarificador secundario y tras él, el agua es vertida al cauce receptor. Este último es el encargado de eliminar los contaminantes que aún tiene el agua como pueden ser entre otros los sólidos en suspensión, obteniéndose aquí el efluente. 21 • Línea de fangos de la EDAR: Por otro lado, es necesario mencionar la línea de fangos, tanto los procedentes del decantador primario como los procedentes del decantador secundario, que tienen una gran cantidad de agua. Por ello, la primera etapa del tratamiento de fangos es una etapa de espesamiento para así eliminar el exceso de agua, siendo más fácil su manejo. Los fangos provenientes del decantador primario se espesan mediante gravedad y los provenientes del secundario mediante flotación. A continuación, se encuentra la etapa de estabilización del fango, que se puede hacer por varias vías (biológica, química o térmica). En la Ilustración 1 se muestra la vía biológica, de aquí la obtención de biogás. Finalmente, se lleva a cabo un acondicionamiento químico y una deshidratación del fango mediante centrifugación, obteniéndose así una línea de fangos secos e inertes y otra línea de agua de rechazo que se retorna a cabecera de la planta. Esta corriente de retorno es rica en ortofosfato, consecuencia de la redisolución de este en digestión anaerobia como ya se citó anteriormente. Se han reportado precipitaciones espontáneas indeseadas de estruvita en la citada corriente que ocasionan daños en tuberías y equipos. Por otra parte, el elevado contenido en fósforo en esta corriente alterará el normal funcionamiento del EBPR que pasa a recibir concentraciones de fósforo por encima de las previstas. Será precisamente esta corriente de retorno la que se intercepte y constituya la alimentación al cristalizador de fósforo, objeto de diseño en el presente proyecto. Actualmente, la literatura científica aporta considerables estudios sobre este tema, pero la mayoría se realizan con aguas sintéticas y a escalas de laboratorio y piloto. Esto provoca numerosas carencias a la hora de definir la sistemática del diseño de cristalizadores de P puesto que la composición de las aguas residuales es muy variable y es esta composición la que define los parámetros de diseño. Actualmente, se están llevando a cabo algunas experiencias piloto como respuesta a la demanda por parte de la comunidad científica e industrial de modelos matemáticos para afrontar el diseño de estos procesos de precipitación. Los principales parámetros que regulan la precipitación de estruvita y la formación óptima de los cristales son: pH, temperatura, ratio molar de iones, intensidad de la mezcla, tipo de reactor, tiempo de retención hidráulico y otras variables. 22 3. OBJETIVOS 3.1. Objetivo principal El objetivo principal de este trabajo de fin de grado es analizar la posibilidad de implementar un sistema de recuperación del fósforo presente en las aguas residuales urbanas afluentes a una EDAR así como realizar un diseño preliminar del sistema de recuperación de fósforo, reduciendo así la concentración de fósforo presente en la corriente de retorno a cabecera de planta. 3.2. Objetivos específicos Para la consecución del objetivo principal descrito en el apartado 3.1, se establecen los siguientes objetivos específicos: Conocer: • Los procesos de depuración biológica de aguas residuales urbanas. • Realizar una revisión bibliográfica de los procesos de eliminación de fósforo en EDAR con especial interés en los procesos de enriquecimiento biológico (sistemas EBPR). • Realizar una revisión bibliográfica sobre la recuperación del P extraído por vía biológica en los fangos procedentes del tratamiento de aguas residuales urbanas • Realizar una revisión bibliográfica sobre los diferentes procesos de precipitación de estruvita • Estudiar la implementación de un sistema de recuperación de P a través de la precipitación de estruvita atendiendo a sus recomendaciones de diseño y dimensionamiento • Sentar las bases para implementación de un sistema de precipitación de estruvita para la EDAR de El Copero y su modelización • Realizar una aproximación de un balance económico. 23 4. PARÁMETROS DEL PROCESO 4.1. Ubicación y localización El presente proyecto se sitúa en la EDAR El Copero (Sevilla), ubicada en la carretera SE-3206, 41700 Dos Hermanas, Sevilla. Ilustración 5: EDAR El Copero (Sevilla) Fuente: Google Maps La EDAR del Copero (Sevilla) es gestionada por la Empresa Municipal de Aguas de Sevilla, en adelante EMASESA, se trata de una de las seis estaciones depuradoras de aguas residuales gestionada por esta empresa. El Copero es una planta convencional con una línea de procesos que consta de línea de aguas de decantación primaria y tratamiento biológico por fangos activos, y línea de fangos con espesamiento por gravedad de fangos primarios y flotación de secundarios, digestión anaerobia de fangos, codigestión, cogeneración, acondicionamiento y deshidratación final. Así misma cuenta, con hidrólisis térmica de fangos previa a la digestión anaerobia y está ya aprobado que en breve, los reactores biológicos (en línea de agua) que trabajan por sistema de fangos activos serán modificados para la implantación del proceso de eliminación biológica de fósforo EBPR (Enhanced Biological Phosporus Removal). El proceso EBPR mejora la tasa de eliminación de P asociada al crecimiento microbiano en tratamientos por fangos activos (0,006 mg P/mg DQO (20-25% del total)) gracias a las bacterias PAO capaces de almacenar el P no utilizado para su crecimiento (0,38 mgP/mgSSV PAO). Así, el fango en exceso puede contener 0,06-0,15 mgP/mg SSV). 24 4.2. Estudios previos La propuesta de implantación de una línea de recuperación de fósforo en la EDAR El Copero se sustenta en el análisis de un TFM de Máster en Tecnología y Gestión del Ciclo Integral del Agua. Llevados a término gracias a la colaboración entre el Dpto. Ingeniería Química de la US y la Cátedra del Agua de EMASESA28. Para la elaboración del citado análisis se desarrolló una herramienta genérica de modelización para EDAR urbana basada en la publicación de Minnini (2015)29 que fue posteriormente adaptada a la EDAR El Copero cuyo comportamiento se vio finalmente simulado con elevado ajuste. En el citado análisis de viabilidad se evaluó la recuperación de P tras la modificación prevista del régimen de funcionamiento del proceso de fangos activos hacia un proceso EBPR para eliminación de P en agua por vía biológica con lo que, además de cumplir con las nuevas exigencias legales, se evitarán precipitados indeseados y se recuperará un valioso recurso. La citada herramienta de simulación ha permitido definir con mayor precisión la instalación de la recuperación que se propone en el presente proyecto, habiendo sido evaluados todos los balances de materia y energía de las líneas de agua, fango y gas afectados por la inclusión del proceso de recuperación de estruvita. Los resultados obtenidos confirmaron la viabilidad del proyecto. 4.3. Datos de partida La EDAR del Copero tiene una capacidad actual de tratamiento de 255.000 m³/día y depura las aguas residuales de la cuenca sur de Sevilla, la población de Dos Hermanas y el polígono industrial La Isla. Su capacidad de diseño es para una población total de 950.000 habitantes equivalentes. Se ha desarrollado en tres fases. La primera de ellas, origen de la EDAR, se puso en servicio en 1987 y consistía en un tratamiento primario con su correspondiente línea de fangos con digestión anaerobia. Fue ampliada con los mismos procesos en 1993 y, finalmente, en el año 2001, se puso en marcha el tratamiento secundario con ampliación de la línea de fangos. Desde 2003 cuenta con aprovechamiento energético del gas producido, disponiendo de 4 motogeneradores, con una potencia total de cogeneración de 2.743 kWh. Esta EDAR posee tratamiento secundario biológico (fangos activos), tratamiento de estabilización de fangos mediante digestión anaerobia y deshidratación. Dispone de una instalación de recepción, 31 4.9. Tipo de reactor La bibliografía32 destaca la utilización de dos tipos de reactores para la cristalización de estruvita. Por un lado, el reactor mezcla completa (CSTR) y por otro el reactor de lecho fluidizado (FBR), apostando más por este último a la hora de hacer experiencias piloto. El CSR es relativamente simple y efectivo para cristalizar P y permite la exploración de los mecanismos intrínsecos involucrados, permitiendo conseguir recuperar el 80% de P en forma de estruvita, siendo en los FBR superior al 90 %. La tasa de crecimiento varía también según el tipo de reactor y hay que tener en cuenta el riesgo de rotura de cristales y la formación de cristales finos. En el presente proyecto se ha optado por elegir el diseño de un reactor FBR en base al mayor rendimiento esperado y a la mayor documentación técnica disponible, en concreto se utilizará la información contenida en la patente publicada con número de publicación internacional WO2015/128528 A138. El proceso de cristalización se llevará a cabo en dos etapas conectadas en serie. Esta disposición debe fomentar el crecimiento de los cristales, evitando los problemas asociados en la formación de cristales finos que comprometen la calidad del efluente final, así como la viabilidad económica del proceso, permitiendo, en definitiva, obtener el adecuado tamaño de gránulo de estruvita. • 1º Etapa: Cristalizador de lecho fluidizado de dos fases en serie. Se priorizará la obtención e gránulos de estruvita de tamaño de partícula entre 1 y 5 mm. • 2º Etapa: Utilización de un decantador diseñado para retener los cristales de estruvita de pequeño tamaño, entre 0,1 y 1 mm. 32 5. DISEÑO DEL SISTEMA DE CRISTALIZACIÓN Y EL DECANTADOR 5.1. Datos de partida Debido a lo explicado en el punto 4.6 referente al clima de Sevilla, se deben tomar los datos de un mes que sea representativo en la ciudad no coincidiendo con el período más seco ni el de más precipitación. Así mismo, se debe tener en cuenta que las semanas coincidentes con las festividades de Semana Santa y Feria, normalmente en los meses de abril y mayo la ciudad acoge a numerosos turistas aumentando así AR. De igual forma, los meses de julio y agosto, la ciudad pierde un gran número de habitantes que huyen del excesivo calor. Por todo ello, se ha decidido que el mes más representativo es el mes de marzo. El caudal a recuperar en el mes de marzo en la EDAR El Copero, se ha obtenido de la bibliografía28. Corresponde al modelo teórico de EBPR del mes de marzo y se obtiene de la suma de los dos caudales denominados “escurridos a recuperar” procedentes de los distinto rechazos del proceso de deshidratación de fangos siendo la suma de ellos 1291 m3/d. 5.2. Sistema de cristalización La recuperación de fosfato del agua residual tiene lugar gracias a dos etapas: etapa de crecimiento de gránulos de estruvita y etapa de crecimiento de cristales finos de estruvita, pudiéndose alcanzar un diámetro de gránulos de estruvita de hasta 5 mm. El sistema de cristalización de estruvita estará formado por un cristalizador (1) formado por dos cuerpos cilíndricos de diámetros diferentes acoplados en serie, así como de elementos accesorios para el suministro del agua de escurridos procedente de la deshidratación y la recogida de gránulos que se describen a continuación y quedan representados en la ilustración 6. 1. Sistema de cristalización: • Cristalizadores (4A y 4B) El de menor diámetro (4A) está situado en la parte inferior del cristalizador, mientras que el de mayor diámetro (4B) está situado en la parte superior. Ambos estarán conectados en serie con un ángulo de ensanchamiento entre el cuerpo cilíndrico inferior y el superior de 45º. La relación de diámetro internos 4A:4B estará comprendida entre 1,0:1,8, y la relación de longitud 4A:4B se sitúa entre 1,0:1,4. La velocidad media de flujo ascendente del agua residual será de al 33 menos 270 cm/min dentro del cuerpo cilíndrico inferior (4ª), y de al menos 83 cm/min dentro del cuerpo cilíndrico superior (4B) del cristalizador (1). • Rebosadero (5) situado en la parte superior del cristalizador (1). • Bomba de alimentación (6). • Sistema de purga y extracción de gránulos. Válvula de purga, situada en la parte inferior (7) y un tornillo sin fin (8) para cosechar y deshidratar parcialmente los gránulos de estruvita, situado al final de la conducción de recogida de gránulos. 2. Decantador (2) • Rebosadero perimetral Situado en la parte superior del cristalizador (10) • Sistema de distribución (9) • Bomba de recirculación (11) 3. Una unidad de adición de hidróxido de magnesio industrial (3) • Bomba de dosificación (12) • Tanque de almacenamiento (13) 34 Ilustración 6: sistema de cristalización de estruvita Fuente: Patente internacional, WO201512858A1 35 Ilustración 7: sección sistema de cristalización de estruvita Fuente: Patente internacional, WO201512858A1 El agua residual se introduce en el cristalizador (1) mediante una bomba de alimentación (6), dicha agua se mezcla con la corriente de recirculación del decantador (2) antes de ingresar en la parte inferior del cristalizador (1), fluyendo en sentido ascendente a través del lecho de gránulos. El flujo ascendente del agua residual promueve la fluidización de los gránulos dentro del cristalizador (1) y el crecimiento de dichos gránulos, debido a la reacción de cristalización de estruvita, arrastrando a los cristales de estruvita de pequeño tamaño y los finos hacia la salida del cristalizador (1). Los cristales de pequeño tamaño y cristales finos de estruvita con velocidades terminales de sedimentación menores que la velocidad media de flujo ascendente abandonan el cristalizador (1) junto con el agua tratada. La salida del agua tratada del cristalizador (1) se realiza a través del rebosadero (5), situado en la parte superior del cristalizador (1) a lo largo de la lámina de agua, y que va a marcar el nivel máximo del agua en el cristalizador (1). Preferiblemente, la canaleta de recogida de aguas en el rebosadero (5) estará ligeramente inclinada en su base para fomentar el flujo de agua y de los cristales de pequeño tamaño y finos hacia la salida. La función del rebosadero (5) es garantizar tanto el ascenso uniforme del agua residual tratada en el cristalizador (1) como fomentar la salida de cristales de pequeño tamaño, finos y 36 partículas de hidróxido de magnesio que no hubiesen reaccionado hacia el decantador (2). El agua residual tratada y los cristales de pequeño tamaño y finos del cristalizador (1) ingresan al decantador (2) por gravedad. El cristalizador (1) está dotado de una válvula (7) de purga situada en la parte inferior del mismo que se utiliza para purgar los gránulos y mantener estable el nivel del lecho de gránulos en el cristalizador (1). Los gránulos se recogen en un tornillo sin fin (8), La unidad de adición de suspensión de hidróxido de magnesio (3) en agua constituye la fuente de magnesio y alcalinidad durante la cristalización de estruvita. La suspensión de hidróxido de magnesio deberá ser de calidad o grado industrial y habrá de mantenerse homogeneizada mediante agitación mecánica en el tanque de almacenamiento (13). El hidróxido de magnesio industrial tiene un bajo coste como fuente externa de iones magnesio y alcalinidad, ello redundará en una disminución de los costes de operación frente a la utilización de otros reactivos químicos, como pueden ser NaOH ó MgO ó Mg(OH)2 con purezas superiores al 95% en estos compuestos, los cuales tienen precios muchos más elevados. El hidróxido de magnesio puede prepararse mezclando un producto pulverulento, Magal TC (empresa Magnesitas de Rubián), con un contenido en MgO comprendido entre el 80 y 85%, con agua caliente en un tanque con agitación. Esta suspensión hidratada presenta una conversión de MgO a Mg(OH)2 superior al 60%. La suspensión debe ser adicionada de acuerdo con los requerimientos de magnesio y alcalinidad del proceso de cristalización de estruvita. La dosificación de la suspensión de hidróxido de magnesio mediante se realiza mediante un lazo de control del pH, usando un pHmetro instalado en el cristalizador (1). Deberá establecerse una consigna de pH mínimo, para un valor de pH superior a 8,0, se arrancará la bomba de dosificación (12) y una consigna de pH máximo, para un valor de pH inferior a 8,5, se detendrá la adición de la suspensión. El hidróxido de magnesio que no reacciona en el cristalizador (1) abandona dicha unidad junto con el agua residual tratada y los cristales de pequeño tamaño y finos de estruvita, entrando en el decantador (2), de donde son posteriormente retirados a través de la conducción que alimenta a la bomba de recirculación (11). Lo más interesante de este sistema de cristalización es que el lecho de gránulos situado en el cristalizador se mantiene fluidizado tan solo mediante el ingreso del agua residual a tratar, con lo cual no es necesario aplicar otro mecanismo para obtener una agitación del lecho. Consiguiente las condiciones hidrodinámicas en las cuales los gránulos de estruvita puedan incrementar su tamaño, obteniéndose así una disminución de los costes de operación asociados con la fluidización requerida en este tipo de configuraciones. 37 Para efluentes de centrífugas de deshidratación de lodos de la etapa de digestión anaerobia con concentraciones de fosfato de 70 mg P/L, de nitrógeno amoniacal de 1.000 mg N/L, y alta alcalinidad (850 mg C/L) se han obtenido tasas de recuperación del 75% del fosfato presente en el agua residual bruta con la producción de gránulos, de 4,0 kg/d, y una concentración de fosfato en el efluente comprendida entre 10,0 y 30,0 mg P/L40. La masa total de gránulos contenida en el cristalizador se controla purgando los gránulos de dicho lecho a través de una válvula (7) de purga mediante un lazo de control de presión, usando un manómetro digital ubicado en el cuerpo cilíndrico inferior (4A), estableciendo una consigna de presión máxima que abre la válvula (7) de purga. El licor purgado se recoge en el tornillo sin fin (8), en donde se retira el líquido, y los gránulos posteriormente son dispuestos en sacos filtrantes. El agua residual tratada en el cristalizador (1) y los cristales de pequeño tamaño y finos de estruvita abandonan el mismo a través del rebosadero (5) situado en la parte superior del cristalizador (1), ingresando mediante gravedad en el decantador (2), donde tiene lugar la etapa b) de crecimiento de cristales de pequeño tamaño y finos de estruvita. El agua residual tratada en el cristalizador (1) y los cristales de pequeño tamaño y finos de estruvita ingresan en el decantador (2) a través del cilindro concéntrico interno (9A) del sistema de distribución (9), y posteriormente se distribuyen homogéneamente en el sistema de distribución (9) y en el decantador (2). El flujo de agua residual se produce en dirección ascendente y posteriormente descendente a través de los cilindros concéntricos (9A, 9B) del sistema de distribución (9) y del decantador (2). Los cristales de pequeño tamaño que se encuentran fluidizados dentro del sistema de distribución (9) y del decantador (2) crecen y alcanzan una velocidad de sedimentación superior a la velocidad media de flujo ascendente, decantando por gravedad. Los cristales decantados en el sistema de distribución (9) salen por el orificio (9D) situado en la tolva (9C), siendo retirados por el fondo del decantador (2) y recirculados, junto con los cristales finos que aumentan de tamaño y sedimentan en el decantador (2), hacia el cristalizador (1). El agua residual tratada abandona el decantador (2) mediante el rebosadero perimetral (10) del mismo. El sistema de cristalización se opera a temperaturas inferiores a 30ºC. 38 5.3. Tiempo de retención hidráulico Este parámetro depende del reactor elegido, la bibliografía40,41 recoge que para un CSTR tiempos de 20 minutos son suficientes mientras que para un FBR serán tiempos de 30 minutos. Por tanto, ya que se ha elegido el reactor FBR el tiempo de retención hidráulico será de unos 30 minuto. 5.4. Otras variables. En cuanto a otras variables, cabe citar la presencia de especies iónicas distintas de Mg, P y N (p.e. Ca2+, Cu2+, Zn2+, Al3+, CO32− y SO42− etc.). La variación de composición de las distintas AR puede hacerlos problemáticos, ya que afectan significativamente a la velocidad de reacción, la eficiencia de recuperación de nutrientes, la morfología y la pureza de la estruvita. El calcio mejora la eficiencia de eliminación de P precipitando estruvita y fosfato de calcio al mismo tiempo y cambia el tamaño de partícula de la estruvita. Los cristales de estruvita aparecen en una relación Ca:Mg de 0,5, volviéndose irregulares a medida que aumenta la concentración de calcio. La literatura científica requiere exámenes cuidadosos en este sentido en plantas piloto, así como el estudio del efecto de otros iones (p.e. Al3+, As3+, Cl−, CO32−, Cr 2+, Cu2+, K+, Na+, Zn2+ y SO4). La mayoría de las publicaciones se refieren a AR sintéticas y a escala de laboratorio por lo que las interacciones entre estos iones están todavía poco claras en aguas reales. La materia orgánica, presente siempre en aguas residuales, contribuye en general a la precipitación de estruvita. 5.5. Cálculos. En primer lugar, se ha llevado a cabo un proceso de Ingeniería Inversa. La Ingeniería Inversa es un proceso analítico-sintético que busca determinar las características y/o funciones de un sistema, una máquina o un producto o una parte de un componente o un subsistema. El propósito de la Ingeniería Inversa es determinar un modelo genérico de un objeto o producto o sistema de referencia. Asimismo, la Ingeniería Inversa puede también considerarse como un proceso de sistematización; esto es, un proceso que pone de manifiesto o explícita las relaciones objetivas entre los elementos y las relaciones que hacen posible la existencia de un objeto, para posteriormente construir un modelo de dicho objeto. La Ingeniería Inversa busca obtener información acerca de un objeto o sistema de referencia. Dicha información es obtenida bajo un proceso de análisis del objeto, y puesto que todo análisis hecho por la Ingeniería Inversa 39 debe ser guiado, entonces la información obtenida debe ser específica con dos claros propósitos; esto es, por un lado, la información es referida al objeto inicial o de referencia o, mejor dicho, debe caracterizar al objeto y, por otro lado, la información guía a la síntesis hacia la obtención de un modelo del objeto. Se ha tenido que hacer uso de este procedimiento puesto que la patente publicada con número de publicación internacional WO2015/128528 A138, explicada anteriormente, no albergaba los datos suficientes para poder hacer el diseño directamente del cristalizador de estruvita y el decantador para la EDAR El Copero. A continuación, se muestra, como se ha llevado a cabo el proceso de cálculo. • Cálculos cristalizador de estruvita. El ejemplo publicado en la patente con número de publicación internacional WO2015/128528 A138 aporta los siguientes datos: o Volumen total del cristalizador = 0,12 m3 o Altura total del cristalizador = 4300 mm o Caudal del efluente = 1,5 m3/h o Caudal de recirculación = 1,5 m3 /h o Velocidad media flujo ascensión en la sección A = 270 cm/min o Velocidad media flujo ascensión en la sección B = 83 cm/min Se asume que el caudal que circula por ambas secciones es el mismo, y es la suma del caudal del efluente y el caudal de recirculación. 𝑄𝑄𝑇𝑇=𝑄𝑄𝐴𝐴+𝑄𝑄𝐵𝐵= 1,5 + 1,5 = 3𝑚𝑚3/ℎ Así mismo, puesto que la altura de la sección A debe tener una relación con la altura de la sección B de entre 1;1,4 y la suma de ambas debe ser 4,3 m. ℎ𝑇𝑇=4300 =ℎ𝐴𝐴+ℎ𝐵𝐵=ℎ𝐴𝐴+ 1,4ℎ𝐴𝐴 (1.1) ℎ𝑇𝑇=4300 = 2,4ℎ𝐴𝐴 (1.2) ℎ𝐴𝐴=4300 2,4 =1791,6𝑚𝑚𝑚𝑚= 1,7916𝑚𝑚 Sustituyendo el valor de la altura de A en la ecuación (1.1) se calcula el valor de la altura de B. ℎ𝑇𝑇=4300 =ℎ𝐴𝐴+ℎ𝐵𝐵=1791,6 + ℎ𝐵𝐵 ℎ𝐵𝐵=4300 −1791,6 = 2508,4𝑚𝑚𝑚𝑚= 2,5084𝑚𝑚 A continuación, se establece una relación entre la velocidad media flujo ascensión en la sección A y la velocidad media flujo ascensión en la sección B. 40 𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣 𝑚𝑚𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣 𝑓𝑓𝑣𝑣𝑓𝑓𝑓𝑓𝑣𝑣 𝑣𝑣𝑎𝑎𝑣𝑣𝑣𝑣𝑎𝑎.𝐴𝐴 𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣 𝑚𝑚𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣𝑣 𝑓𝑓𝑣𝑣𝑓𝑓𝑓𝑓𝑣𝑣 𝑣𝑣𝑎𝑎𝑣𝑣𝑣𝑣𝑎𝑎.𝐵𝐵=270 𝑣𝑣𝑚𝑚/𝑚𝑚𝑣𝑣𝑎𝑎 83 𝑣𝑣𝑚𝑚/𝑚𝑚𝑣𝑣𝑎𝑎 = 3,2530 (2.1) 𝑣𝑣𝐴𝐴= 3,2530𝑣𝑣𝐵𝐵 (2.2) Por otro lado, se sabe que el volumen total es la suma de los volúmenes de la sección A y de la sección B, y que el volumen no es más que la superficie por la altura. Por tanto: 𝑉𝑉𝑇𝑇= 𝑉𝑉𝐴𝐴+𝑉𝑉𝐵𝐵=𝑆𝑆𝐴𝐴ℎ𝐴𝐴+𝑆𝑆𝐵𝐵ℎ𝑏𝑏 (3.1) También se sabe que la velocidad es la relación entre el caudal y la superficie, despejando de la ecuación (4.1) la superficie se obtiene la ecuación (4.2), si esta se introduce en la ecuación (3.1) se obtiene la ecuación (3.2). 𝑣𝑣=𝑄𝑄 𝑆𝑆=𝑚𝑚3/ℎ 𝑚𝑚2=𝑚𝑚/ℎ (4.1) 𝑆𝑆=𝑄𝑄 𝑣𝑣 (4.2) 𝑉𝑉𝑇𝑇=𝑄𝑄𝐴𝐴 𝑣𝑣𝐴𝐴ℎ𝐴𝐴+𝑄𝑄𝐵𝐵 𝑣𝑣𝐵𝐵ℎ𝐵𝐵 (3.2) A continuación, se introduce la expresión (2.2) en la expresión (3.2), obteniéndose así la ecuación (3.3). Donde se tienen todos los datos excepto la 𝑣𝑣𝐴𝐴 que es la única incógnita. 𝑉𝑉𝑇𝑇=𝑄𝑄𝐴𝐴 𝑣𝑣𝐴𝐴ℎ𝐴𝐴+𝑄𝑄𝐵𝐵 𝑣𝑣𝐴𝐴 3,2530 ℎ𝐵𝐵 (3.3) 0,12𝑚𝑚3=3𝑚𝑚3/ℎ 𝑣𝑣𝐴𝐴1,7916𝑚𝑚+3𝑚𝑚3/ℎ 𝑣𝑣𝐴𝐴 3,2530 2,5084𝑚𝑚 0,12𝑚𝑚3=5,3748𝑚𝑚4/ℎ 𝑣𝑣𝐴𝐴+7,5252𝑚𝑚4/ℎ 𝑣𝑣𝐴𝐴 3,2530 0,12𝑚𝑚3=5,3748𝑚𝑚4/ℎ 𝑣𝑣𝐴𝐴+24,4795𝑚𝑚4/ℎ 𝑣𝑣𝐴𝐴 𝑣𝑣𝐴𝐴=29,8543𝑚𝑚4/ℎ 0,12𝑚𝑚3=248,7858𝑚𝑚/ℎ Sustituyendo el valor de 𝑣𝑣𝐴𝐴 en la expresión (2.2) se obtiene 𝑣𝑣𝐵𝐵. 𝑣𝑣𝐴𝐴= 3,2530𝑣𝑣𝐵𝐵 248,7858𝑚𝑚/ℎ= 3,2530𝑣𝑣𝐵𝐵 𝑣𝑣𝐵𝐵=76,4789𝑚𝑚/ℎ Una vez se sabe que la velocidad de la sección A es 248,7858 m/h y que la velocidad de la sección B es 76,4789 m/h. Se puede calcular la superficie de cada sección sustituyendo los datos en la ecuación (4.2). 47 6. RESULTADOS ESPERADOS, DISCUSIÓN Y CONTROL DEL PROCESO. 6.1. Ámbito de aplicación Según se desprende de la bibliografía consultada, el diseño descrito de un sistema de recuperación de fósforo para aguas de rechazo de deshidratación y reboses de línea de fangos en EDAR es aplicable a aguas residuales con concentraciones de fosfato superiores a 50 mg P/L (preferiblemente mayores de 100 mg P/L). La recuperación de los fosfatos por cristalización tiene lugar en forma de gránulos de estruvita, que pueden alcanzar un diámetro de hasta 5 mm, con concentraciones de fosfato en el efluente comprendidas entre 10 y 30 mg P/L, siendo el tamaño esperado para los citados cristales fuertemente dependiente del tiempo de retención de cristales en el precipitador. La concentración de P de partida en el influente al sistema de precipitación en una EDAR convencional puede oscilar entre los 150 a 190 mg/L. 6.2. Propuesta de control y posible modelización del proceso Una vez analizado el estado del arte del proceso de recuperación de fósforo de aguas residuales domésticas por precipitación de estruvita y teniendo en cuenta el diseño y dimensionamiento expuestos en el capítulo 5 del presente proyecto, se presenta a continuación un procedimiento de control destinado a la monitorización del proceso. El reactor trabajará en continuo para la fase líquida y en discontinuo para la fase sólida, para proporcionar suficientes sólidos para el crecimiento y obtener cristales grandes (facilita su recuperación, transporte y operaciones comerciales). La monitorización deberá llevarse a cabo de manera continuada durante un periodo prolongado de tiempo (al menos un año de operación), los resultados obtenidos pueden proporcionar datos suficientes para iniciar la modelización del proceso referido. Los principales parámetros a controlar / monitorizar serán los siguientes: 1) Determinación del porcentaje de fosfatos retirados (se estima > 95%). Si se confirma la eliminación del resto de los iones principales (Ca++, Mg++ y NH4+) la mayor parte del fosfato precipitado lo hará combinado con calcio y un cierto porcentaje con NH4+ y Mg++ como estruvita, el resto queda en disolución. 48 2) Toma de muestras diaria del efluente para medir PTotal, PO4-, NH4+, MgTotal y MgDisuelto. También se analizarán CaTotal y CaDisuelto en el efluente cuando sea necesario. Los análisis serán realizados de acuerdo con los métodos estándar35. 3) Cristales de estruvita: se extraerán, limpiados con agua del grifo y secados al aire libre durante al menos 24 h. Se tamizarán con tamiz nominal de tamaños normalizados (4,75-0,5 mm) para ser posteriormente separados en fracciones. 4) Monitorización en continuo de las siguientes variables mediante un programa de adquisición de datos: pH, conductividad, temperatura y caudal de magnesita y NaOH (1 medición por minuto). 5) Determinación de la eficiencia del proceso: se realizará sobre la base de eliminación de fósforo calculándose dos tipos: • Eficiencia de precipitación (Ep): Eficiencia del proceso asumiendo que la sobresaturación puede ser casi completamente consumida; se corresponde con el caso con suficiente HTR. Se calcula como el porcentaje de Psoluble que ingresa al reactor que precipita. • Eficiencia de recuperación (Er): Tiene en cuenta la precipitación y eficiencia de crecimiento de cristales. Se obtiene como el porcentaje de Ptotal que ingresa al reactor que no se pierde con el efluente, se calcula por tanto como Ptotal que ingresa el reactor - Ptotal que sale del reactor. La diferencia entre Ep y Er corresponde a los cristales finos perdidos en el efluente del reactor. Ep y Er se pueden calcular a partir de los valores medios obtenidos de los análisis. Los datos de pH, relación Mg/P y relación Ca/P se pueden enfrentar con las dos eficiencias. Se espera obtener un aumento de estas con el aumento de pH. 6) Determinación del efecto del pH sobre la precipitación de estruvita, y la relación molar Mg/P: Dicho efecto se puede observar con un solo parámetro, el índice de saturación para la estruvita (SIMAP) resulta negativo, el sistema está insaturado con respecto a estruvita. Si es positivo, la solución está sobresaturada. 49 𝑆𝑆𝑆𝑆𝑀𝑀𝐴𝐴𝑀𝑀 =log [Mg2+]∙[𝑁𝑁𝑁𝑁4 +]∙[𝑃𝑃𝑃𝑃4 3−] 𝐾𝐾𝑆𝑆𝑀𝑀𝐴𝐴𝑀𝑀 𝛾𝛾𝑀𝑀𝑀𝑀2+∙ 𝛾𝛾𝑁𝑁𝑁𝑁4 + ∙ 𝛾𝛾𝑃𝑃𝑃𝑃4 3− Donde: [Mg2+], [NH4+] y [PO43-] = Concentración de los respectivos iones en mol/L 𝛾𝛾 = Coeficientes de actividad de los iones KSMAP = Producto de solubilidad de la estruvita. 7) Efecto de la relación molar Ca/Mg sobre el tamaño del cristal y su distribución. Para un intervalo de ratio 0-2 permitirá relacionar el aumento de la concentración de calcio en el afluente (a valores constantes de pH, concentración de Mg y de otros iones) con la Er y Ep. 8) La revisión de la literatura realizada indica que estruvita y Mg3(PO4)2 son los únicos precipitados de Mg que se pueden formar. Teniendo en cuenta la disminución de la concentración de magnesio y fosfato, el porcentaje de fósforo precipitado como estruvita (% PMAP) se puede estimar mediante la ecuación: % 𝑃𝑃𝑀𝑀𝐴𝐴𝑀𝑀 =[Mgin 2+] − [Mgef 2+] [PO4−P𝑣𝑣𝑎𝑎]−[PO4−P𝑣𝑣𝑎𝑎] 𝑥𝑥 100 9) Determinación de la relación entre el TRH y la eficiencia del proceso, el tamaño y distribución de cristales y la extensión de la precipitación. 10) El CRT representa los días que los cristales de estruvita permanecen en el reactor y permite relacionar la edad del cristal con el tamaño final de los cristales. Los datos recogidos actualmente en bibliografía sitúan este valor comprendido entre 0,061 mm d-1 - 0,173 mm d-1. La cuantificación periódica de los citados parámetros y relaciones permitirá conocer si el sistema propuesto tiene éxito cristalizando estruvita, cuantificar eficiencias y conocer si las variaciones de pH y relaciones molares Mg/P y Ca/P aumentan estas eficiencias. 50 6.3. Análisis económico Los costes de operación en el proceso de cristalización de estruvita dependen principalmente de las fuentes de alcalinidad y magnesio utilizadas, las cuales representan alrededor de un 75% de los costes de operación totales. Dockhorn (2009)43 documentó costes que oscilan entre 2-3 € y 10 € por kg P separado como estruvita, en sistemas de cristalización de estruvita. Señoráns et al. (2011)44 determinaron un coste de operación de 2,89 €/kg P precipitado en un proceso de cristalización de estruvita a escala industrial, utilizando agua de mar como fuente de magnesio, debido principalmente al consumo de álcali. El análisis realizado en el TFM28 estima unos costes totales de operación de 0,30 €/kg en la EDAR objeto del presente estudio. Para que esta tecnología sea más competitiva es necesario seleccionar adecuadamente las fuentes de magnesio y alcalinidad que se van a utilizar. Las fuentes de magnesio comúnmente empleadas en la cristalización de estruvita son MgCb, MgO, Mg(OH)2 o agua de mar. Por tanto, teniendo en cuenta la concentración de fósforo de entrada al reactor (177,36 mg/L) y el rendimiento de este se obtiene una concentración en el efluente de: 177,36𝑚𝑚𝑀𝑀/𝐿𝐿∙0,9 = 159,624𝑚𝑚𝑀𝑀/𝐿𝐿>10𝑚𝑚𝑀𝑀/𝐿𝐿 159,624𝑚𝑚𝑀𝑀 𝐿𝐿1𝑀𝑀 1000𝑚𝑚𝑀𝑀 1𝑘𝑘𝑀𝑀 1000𝑀𝑀1000𝐿𝐿 1𝑚𝑚3107,5833𝑚𝑚3 1ℎ =17,17𝑘𝑘𝑀𝑀 𝑃𝑃/ℎ Si el precio de la estruvita oscila entre 2-3€ y 10 € por kg P separado según bibliografía43. 17,17𝑘𝑘𝑀𝑀𝑃𝑃/ℎ∙2€ = 34,34€ /h 17,17𝑘𝑘𝑀𝑀𝑃𝑃/ℎ∙10€ = 171,7€ /h Siendo el coste de operación de 0,30 €/kg. 17,17𝑘𝑘𝑀𝑀𝑃𝑃/ℎ∙0,30€ = 5,151€ /h 51 Como puede observarse en cualquiera de los escenarios contemplados, el proceso de recuperación de fósforo por precipitación de estruvita se muestra económicamente rentable. 52 7. CONCLUSIONES La obligada sinergia entre la necesidad de eliminar fósforo del agua residual para proteger los cauces receptores y el interés de este recurso en sí mismo, pasan por optimizar los procesos de recuperación. Una revisión bibliográfica del estado del arte del proceso de recuperación de fósforo por precipitación de estruvita demuestra ampliamente la viabilidad tecnológica del mismo a nivel de laboratorio, existiendo ya experiencias piloto que avalan así mismo el proceso. Los reactores que se muestran como más recomendables por parte de la bibliografía son los CSTR y los FBR siendo éstos últimos lo que aportan, a priori, mayores rendimientos. El paso de la investigación de laboratorio a escala piloto y real implica la manipulación de múltiples variables y fuentes de perturbación y constituye un reto científico en la actualidad, por lo que la implantación de una planta piloto en una EDAR abre el camino al diseño de cristalizadores, modelización y simulación del proceso. De acuerdo con los resultados obtenidos, la recuperación de fósforo por precipitación de estruvita en EDAR Copero se presenta como un proceso viable para complementar la eliminación por vía biológica del fósforo, evitando la recirculación del fósforo liberado en la digestión de los fangos. La estruvita, obtenida de una materia prima que no tiene coste y que es inagotable, como son las aguas residuales, representa la posibilidad de obtener fósforo a partir de materias primas terciarias valorizadas. La estruvita es empleada como fertilizante en la agricultura y podría ser un recurso de gran interés dada la importancia del sector primario en Andalucía. Para un caudal de escurridos de 1291 m3/d y una concentración en el mismo de fósforo de 177,36 mg/L se prevé una producción diaria de 412,08 kg P/d. Para un caudal de escurridos de 1291 m3/d y una concentración de fósforo de 177,36 mg/L sería necesario la instalación de un cristalizador formado por dos reactores en serie de tipo FBR de 0,9196 m de diámetro y 1,3215 m de altura y 1,3752 m de diámetro y 1,5858 m de altura respectivamente, seguidos de un precipitador de 11,1374 m de diámetro y 1,1993 m de altura. La redisolución de fósforo en digestión anaerobia provoca escurridos en deshidratación con elevada concentración de fósforo lo que supone, retornos al EBPR con una concentración de fósforo superior a la concentración de fósforo de diseño para el influente al EBPR, ello implica sobrecargar el sistema biológico poniendo en juego su capacidad de respuesta y en definitiva su fiabilidad. Así mismo provoca incrustaciones espontáneas de estruvita en las instalaciones de 53 la EDAR. Todo ello supone que recuperar el fósforo aporta un triple beneficio fiabilidad del EBPR, protección de las instalaciones y obtención de un recurso valorizable. El proceso de recuperación de fosforo mediante precipitación de estruvita, es también un proceso rentable económicamente aunque la cuantificación de dicha rentabilidad depende fuertemente de los reactivos a aplicar. 54 8. LÍNEAS DE FUTURO El desarrollo de modelos matemáticos específicos, aún inexistentes, considerando el comportamiento termodinámico y cinético para proporcionar bases del diseño, control y optimización del proceso, será un paso natural en el avance del presente proyecto. Dadas las relevantes aplicaciones industriales del fósforo como fertilizante y, por tanto, garante de la seguridad alimentaria e incluso como material de construcción y con propiedades adsorbentes, será muy probable la transferencia de conocimiento al sector social a través de patentes de investigación. 55 9. BIBLIOGRAFÍA 1. 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Resolución de 25 de mayo de 1998, de la Secretaría de Estado de Aguas y Costas, por la que se declaran las "zonas sensibles" en las cuencas hidrográficas intercomunitarias. 13. Resolución de 10 de julio de 2006, de la Secretaría de Estado para el territorio y la Biodiversidad, por la que se declaran las Zonas Sensibles en las Cuencas Hidrográficas Intercomunitarias. 14. Resolución de 30 de junio de 2011, de la Secretaría de Estado de Medio Rural y Agua, por la que se declaran las zonas sensibles en las cuencas intercomunitarias. 15. Real Decreto 1620/2007, 7 de diciembre de 2007, por el que se establece el régimen jurídico de la reutilización de las aguas depuradas. 56 16. Henze, M. and Comeau, Y. (2008). Wastewater characterization. In: Biological wastewater treatment: principles, modelling and design. (Eds.), ISBN: 9781843391883, IWA Publishing, London, UK. 17. Mino, T., van Loosdrecht, M.C.M. and Heijnen, J.J. (1998). 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