Abrir o menú principal
Planta de tratamiento de augas residuais.

A depuración de augas residuais[1] ou tratamento de augas residuais consiste na aplicación dunha serie de procesos físicos, químicos e biolóxicos que teñen como fin eliminar os contaminantes físicos, químicos e biolóxicos presentes na auga efluente que xa foi utilizada polos humanos.

Para controlar a polución por augas residuais trátanse estas en plantas ou estacións depuradoras nas que se fai a maior parte do proceso de eliminación dos contaminantes e despois déixase que a natureza o complete no corpo de auga receptor.[2] Por tanto, o obxectivo do tratamento das augas residuais é producir un efluente (a auga tratada que se descarga) reutilizable no ambiente e un residuo sólido ou lama (tamén chamado biosólido ou lodo) convenientes para a súa eliminación ou reutilización.

As augas residuais son as xeradas nas casas e locais comerciais e industriais. Poden tratarse no propio sitio en que se xeran (por exemplo, con tanques ou fosas sépticas) ou ben poden recollerse e levarse por unha rede de sumidoiros e tubos (e ás veces usando bombas) a unha estación de tratamento municipal. A miúdo certos contaminantes de orixe industrial presentes nas augas residuais requiren procesos de tratamento especializado.

Tipicamente, o tratamento de augas residuais comeza pola separación física inicial de sólidos grandes (lixo) da corrente de augas domésticas ou industriais empregando un sistema de reixas (mallas), aínda que tamén poden triturarse eses materiais por medio dun equipo especial; posteriormente faise un desareado (separación de sólidos pequenos moi densos como a area) seguido dunha sedimentación primaria (ou tratamento similar) que separe os sólidos suspendidos existentes na auga residual. Para eliminar metais disoltos utilízanse reaccións de precipitación, que se utilizan para eliminar chumbo e fósforo principalmente. Seguidamente, faise a conversión progresiva da materia biolóxica disolvida nunha masa biolóxica sólida usando bacterias adecuadas, xeralmente presentes nas propias augas. Unha vez que a masa biolóxica se separou ou eliminou (proceso chamado sedimentación secundaria), a auga tratada pode someterse a procesos adicionais (tratamento terciario) como a desinfección, filtración etc. O efluente final pode ser vertido ou reintroducido de volta a un corpo de auga natural (río ou baía) ou outro ambiente (terreo superficial, subsolo etc). Os sólidos biolóxicos segregados experimentan un tratamento e neutralización adicional antes da descarga ou reutilización axeitada.

Considérase que unha correcta depuración das augas residuais (e das potables) é fundamental para unha boa saúde pública, pero nalgúns países con baixos ingresos esta é deficiente. En palabra do Director Xeral da OMS:

"A auga e o saneamento son un dos principais motores da saúde pública. Adoito referirme a eles como «Saúde 101», o que significa que en canto se poida garantir o acceso á auga salubre e a instalacións sanitarias adecuadas para todos, independentemente da diferenza nas súas condicións de vida, terase gañado unha importante batalla contra todo tipo de doenzas." [4]" Dr. Lee Jong-wook, Director Xeral, Organización Mundial da Saúde.

En resumo, os procesos de tratamento típicos son:

  • Tratamento primario. Asentamento de sólidos. Consiste en manter temporalmente as augas residuais nun tanque de sedimentación, onde os sólidos pesados sedimenten ao fondo e as graxas e sólidos lixeiros floten á superficie. Os materiais sedimentados e flotantes son retirados e o resto do líquido pode ser descargado ou sometido ao tratamento secundario.
  • Tratamento secundario. Tratamento biolóxico da materia orgánica disolvida presente na auga residual, transformándoa en sólidos suspendidos que se eliminan doadamente. Retíranse as partículas disoltas e a materia biolóxica en suspensión. É realizado por microorganismos, que consomen a materia orgánica. Pode requirir un proceso de separación dos microorganismos da auga tratada antes de que esta pase ao tratamento terciario.
  • Tratamento terciario. Pasos adicionais como lagoas, microfiltración ou desinfección. Permite verter con seguridade a auga tratada en ecosistemas sensibles (estuarios, arrecifes de coral, ríos de baixo caudal...). Ás veces desinféctase a auga quimica ou fisicamente (por exemplo, usando lagoas e microfiltración) antes de vertela, ou para usala para a rega de campos de golf ou parques, e, se está limpa dabondo, para a agricultura ou recheo de acuíferos.

Índice

IntroduciónEditar

As augas residuais proveñen dos cuartos de baños e cociñas das casas e de augas sucias de comercios e industrias, que van parar aos sumidoiros ou cloacas. Moitas veces mestúranse todos os tipos de augas residuais domésticas, pero o ideal é separalas. A separación da auga doméstica en augas grises (dunha ducha, por exemplo) e augas negras (fecais) é máis común no mundo desenvolvido. As augas negras son as que proceden de inodoros e as grises de lavabos e bañeiras, que, se foi separada, pode utilizarse para a rega de plantas ou reciclada para o seu uso en inodoros, onde se transforma en augas negras. Moitas augas residuais tamén inclúen augas superficiais procedentes das chuvias, que se mesturan nos sumidoiros coas demais augas residuais se se usan tubos de uso mixto pluvial-residual, pero de novo sería mellor separalas.

Os sistemas de sumidoiros que trasportan conxuntamente descargas de augas sucias e augas de precipitación chámase sistemas combinados. A construción de sistemas de sumidoiros combinados é actualmente menos común que no pasado.

Cando a auga sucia e a de chuvia son recolectadas e transportadas en sistemas de sumidoiros separados, que se chaman, respectivamente, cloacas e condutos pluviais en moitos países europeos, ou sumidoiros sanitarios e sumidoiros de tormenta nos Estados Unidos, ou sumidoiros fétidos e sumidoiros de augas superficiais en Reino Unido.

A auga de chuvia pode arrastrar, a través dos tellados e a superficie da terra, varios contaminantes incluíndo partículas do solo, metais pesados, compostos orgánicos, lixo animal, aceites e graxa. Algunhas lexislacións esixen que a auga de chuvia, aínda que se recolla por separado, reciba certo nivel de tratamento antes de ser descargada ao ambiente, como o seu paso por tanques de sedimentación, humedais e separadores de vórtice (para retirar sólidos grosos).

 
Esquema do proceso da depuración das augas residuais nunha estación de tratamento.

Proceso de depuraciónEditar

O proceso pode dividirse nas seguintes fases:

PretratamentoEditar

O pretratamento retira todos os materiais que poden ser recoillidos facilmente das augas residuais iniciais antes de que produzan un dano ou entupan os tubos e bombas para o tratamento primario. Os obxectos que xeralmente se retiran son lixo, follas, ramiñas, e outros obxectos grandes.

As augas residuais son cribadas nunha serie de cribas con reixas de distintos calibres, que reteñen obxectos grandes como latas, trapos, paus, plástico etc. que levan as augas residuais.[3] Este proceso chámase desbaste. Nas plantas de tratamento grandes estas pantallas enreixadas fan a súa acción de angazo automaticamente a unha velocidade axeitada á acumulación de restos e velocidade do fluxo de auga. Os sólidos recollidos deposítanse nun vertedoiro ou lévanse a unha incineradora.[4]Páx. 9

Eliminación de gravas e areasEditar

O pretratamento pode incluír un canal ou cámara de gravas ou areas, onde se axusta a velocidade do fluxo de auga para que se produza a sedimentación de areas, gravas, pedras e cristais rotos, que son retirados para que non danen as bombas e demais equipo. En plantas pequenas pode non haber cámaras de gravas.[4] As cámaras de gravas poden ser de tres tipos: horizontais, aireadas e de vórtice.

Ecualización do fluxoEditar

Os tanques de sedimentación ou decantación (clarificadores) e o tratamento secundario mecanizado son máis eficientes con condicións de fluxo uniformes. Poden utilizarse depósitos de equilibrio ou ecualización para o almacenamento tremporal dos picos no fluxo diúrnos ou das precipitacións atmosféricas. Estes depósitos reteñen as augas durante o mantemento da planta e dilúen e distribúen as descargas por lotes de residuos tóxicos ou fortes que poderían inhibir o tratamento secundario biolóxico. Estes depósitos requiren un control de descarga variable. A limpeza pode ser máis fácil se o depósito está despois das cribas e da eliminación de gravas.[5]

Retirada de graxasEditar

Nas estacións de depuración grandes, retíranse as graxas e os lubricantes facendo pasar as augas residuais por un pequeno tanque onde uns separadores de aceites flotantes retiran a graxa da superficie. Na base do tanque pode haber saídas de burbullas de aire que axudan a que a graxa forme unha escuma superficial doada de recoller. Porén, ás veces este proceso non se fai no pretratamento senón no tratamento primario, e moitas plantas de tratamento utilizan tanques de sedimentación (clarificadores) primarios que teñen separadores de superficie mecánicos para a retrirada das graxas.

Tratamento primarioEditar

Na fase de sedimentación primaria, as augas residuais flúen a tanvés de grandes tanques, ou depósitos decantadores de "presedimentación", "tanques de sedimentación primaria" ou "clarificadores primarios".[6] Nestes tanques sedimentan os lodos mentres que as graxas van á superficie e son retiradas. Os tanques de sedimentación primaria están xeralmente provistos de raspadores mecánicos que continuamente retiran os lodos do fondo cara a unha moega na base do tanque, desde onde se bombea ás instalacións para o tratamento de lodos.[4]Páx. 9–11 Ás veces recupérase o aceite e graxa retirado da superficie por saponificación.

A sedimentación faise por gravidade ou axudada por coagulantes e floculantes (sales de ferro, aluminio e polielectrólitos floculantes), que fan precipitar o fósforo, os sólidos en suspensión moi finos ou os que están en estado de coloide.

Tratamento secundarioEditar

O tratamento secundario está pensado para degradar o contido biolóxico (materia orgánica) das augas residuais derivado de residuais humanos, restos de alimentos, xabóns e deterxentes. A maioría das estacións municipais tratan o licor residual sedimentado utilizando procesos aerobios biolóxicos. Para ser efectiva, a biota microbiana que realizará isto necesita oxíxeno molecular e alimento para vivr. As bacterias e protozoos consomen os contaminantes solubles orgánicos biodegradables (azucres, graxas, moléculas orgánicas de cadea curta etc.) e xuntan a maioría das fraccións menos solubles en flóculos. Os sistemas de tratamento secundario clasifícanse como de película fixa ou de crecemento en suspensión.

  • Os sistemas de película fixa ou de crecemento adherido inclúen filtros de goteos, biotorres, e contactores biolóxicos rotatorios onde a biomasa crece sobre un medio e as augas residuais pasan sobre a súa superficie.[4]Páx. 11–13 O principio de película fixa foi máis desenvolvido nos reactores de biofilm de cama móbil (MBBR), e nos procesos (IFAS) de lodos activados de película fixa integrada. Un sistema de película de cama móbil normalmente ten unha pegada ecolóxica menor que os sistemas de crecemento en suspensión.[7]
  • Os sistemas de crecemento en suspensión ou suspendido utilizan lodos activados, nos que a biomasa se mestura coas augas residuais e poden funcionar nun espazo máis reducido que os filtros de goteo que traten un mesmo volume de fluxo de auga. Porén, os sistemas de película fixa poden tratar mellor os cambios drásticos na cantidade de material biolóxico e poden ter maiores taxas de eliminación de materia orgánica que os sistemas de crecemento en suspensión.[4]Páx. 11–13

O uso de filtros bastos está pensado para tratar cargas orgánicas variables ou especialmente fortes, xeralmente industriais, o que permite despois tratalas polos procesos de tratamento secundario convencionais. Están deseñados para permitir altas cargas hidráulicas e altos niveis de aireación. En instalacións máis grandes, fórzase o paso de aire a través do medio con sopradores. A auga residual resultante queda xeralmente dentro do rango normal para os procesos de tratamento convencionais seguintes.

 
Un esquema xeral dun proceso de tratamento con lodos activados.

Un filtro retira unha pequena porcentaxe da materia orgánica suspendida, mentres que a maioría da materia orgánica cambia as súas características debido á oxidación biolóxica e a nitrificación que teñen lugar no filtro. Esta oxidación aerobia e nitrificación, converte os sólidos orgánicos nunha masa coagulada en suspensión, que é máis pesada e voluminosa que antes e pode sedimentar no fondo do tanque. Por tanto, para que se produza esta sedimentación o efluente que sae do filtro pasa a un tanque de sedimentación secundario, clarificador secundario ou tanque de humus.

Lodos activadosEditar

En xeral, as plantas de lodos activados comprenden unha serie de procesos nos que se usa oxíxeno disolto para promover o crecemento de flóculos biolóxicos nos que queda o material orgánico.[4]Páx. 12–13

Os flóculos biolóxicos son un ecosistema no que a biota viva de microorganismos subsiste dos nutrientes do fluxo que chega do tanque de sedimentación primaria. Estes sólidos disoltos, principalmente carbonáceos, sofren unha aireación para que sexan degradados e oxidados bioloxicamente ou convertidos en dióxido de carbono. Igualmente, os sólidos disoltos nitroxenados (aminoácidos, amoníaco etc.) son tamén oxidados (consumidos para a súa alimentación) polos organismos do flóculo orixinando nitritos, nitratos, e, nalgúns procesos, gas nitróxeno por medio de desnitrificación.

Aínda que a desnitrificación é conveniente nalgúns procesos de tratamento, en moitas estacións de tratamento de aireación en suspensión a desnitrificación impide a sedimentación do flóculo e isto fai diminuír a calidade do efluente.

En calquera caso, o flóculo sedimentado é reciclado facéndoo pasar ao fluxo efluente primario para que volva a crecer e se volva a utilizar no tratamento secundario, ou é parcialmente desviado a un deshidratador de sólidos, ou dixerido primeiro e despois deshidratado.

Hai que salientar que, a biota dos lodos activados pode deteriorarse ou "enfermar". Isto ás veces maniféstase pola formación dunha escuma flotante de cor castaña, formada por diversos fungos e protistas que poden sobrepoboar os flóculos ou, máis frecuentemente, pola bacteria Nocardia. Adicionalmente, certos compostos químicos que entran nas augas, como pesticidas pesados, metais pesados (por exemplo, efluentes de empresas de cromado ou galvanizado), ou os pHs extremos, poden matar a biota do ecosistema do reactor de lodos activados. Ditos posibles problemas mantéñense baixo vixilancia e, de ser posible, neutralizados.

 
Unha lagoa de superficie aireada típica (que usa aireadores flotantes movidos cun motor).

Lodos granulares aerobiosEditar

Os sistemas de lodos activados poden ser transformados en sistemas de lodos granulares aerobios (granulación aerobia), que potencian os beneficios dos lodos activados, como o incremento da retención de biomasa debida á alta capacidade de sedimentación dos lodos.

Depósitos aireados de superficie (lagoas)Editar

Outro tipo de sistema de depuración para plantas pequenas é o que utiliza lagoas aireadas.[8]

Moitos procesos de oxidación biolóxica para tratar augas residuais industriais teñen en común o uso de oxíeno (ou aire) e a acción microbiana. Estas lagoas de superficie aireada retiran un 80-90% da DBO con tempos de retención de 1 a 10 días.[9] As lagoas poden ter unha profundidade de 1,5 a 5,0 metros e utilizar aireadores motorizados que flotan na superficie da auga residual.[9]

Nun sistema de lagoas aireadas, os aireadores teñen dúas funcións: transfiren á lagoa o aire necesario para as reaccións de oxidación biolóxica, e realizan o mesturado necesario para dispersar o aire e facilitar o contacto entre os reactantes (é dicir, oxíxeno, as augas residuais e os microbios). Xeralmente, os aireadores de superficie flotantes fanse funcionar de modo que movan unha cantidade de aire equivalente a de 1,8 a 2,7 kg de O2/kW·h. Porén, non proporcionan unha mestura tan boa coma a que se acada normalmente nos sistemas de lodos activados e, por tanto, as lagoas aireadas teñen menor rendemento.[9]

Os procesos de oxidación biolóxica son sensibles á temperatura e, entre os 0 °C e 40 °C, a velocidade das reaccións biolóxicas increméntase coa temperatura. A maioría dos sistemas de superficies aireadas funcionan entre 4 °C e 32 °C.[9]

Camas filtrantes (camas oxidantes)Editar

En plantas vellas ou nas que reciben cargas variables, os leitos de filtros biolóxicos utilízanse vertendo o licor das augas residuais sedimentadas sobre a superficie dun leito ou cama formado por capas de coque (carbón carbonizado), fragmentos de calcaria ou medio plástico fabricado especialmente. Ditos medios deben ter grandes áreas superficiais para soster os biofilmes que se forman. O licor distribúese por medio de brazos perforados en forma de spray. O licor fíltrase a través da cama e é recollido por drenaxes situadas na base. Estas drenaxes tamén proporcionan unha fonte de aire que percola ascendendo a través da cama, mantendo o medio en condicións aerobias. Nas superficies do medio fórmanse biopelículas de bacterias, protozoos e fungos e consomen ("comen") ou reducen o contido orgánico.[4]Páx. 12 Desta biopelícula poden alimentarse insectos, larvas, caracois, e vermes, que axudan a menter un grosor óptimo. Sobrecargar estes leitos incrementa o grosor da película, o que orixina que o medio de filtración quede entupido e se estanque na superficie. Avances recentes no uso destes medios e procesos microbiolóxicos superan moitos dos problemas potenciais que teñen os deseños destes filtros.

Zonas húmidas artificiaisEditar

A construción de zonas húmidas artificiais (de fluxo superficial ou subsuperficial, ou de fluxo horizontal ou vertical), comprende a creación de leitos de xunqueiras e forma parte da fitorrestauración e ecotecnoloxías. Dependendo do deseño, actúan como tratamento primario, secundario e ás veces terciario (ver fitorremediación). Son sistemas moi produtivos, xa que copian as características das zonas húmidas naturais, que ás veces se denominan os "riles da Terra" pola súa capacidade fundamental de reciclaxe do ciclo hidrolóxico da biosfera. É un sistema robusto e confiable, e a súa capacidade de tratamento aumenta co tempo, a diferenza das plantas de tratamento convencionais, cuxa maquinaria se deteriora co tempo. Aínda que se usan cada vez máis, deben estar ben deseñadas e requiren un grande espazo do que non sempre se dispón.

Filtros aireados biolóxicosEditar

Os filtros biolóxicos aireados (ou tamén anóxicos) (FBA) ou biofiltros combinan a filtración coa redución biolóxica do carbono, nitrificación ou desnitrificación. O FBA xeralmente inclúe un reactor cheo dun medio filtrante. O medio pode estar en suspensión ou apoiado sobre unha capa da grava situada no fondo do filtro. O dobre propósito deste medio é manter unha biomasa moi activa que está adherida a el e filtrar os sólidos en suspensión. A redución do carbono e conversión do amoníaco ocorre de modo aerobio e ás veces conséguese nun só reactor mentres que a conversión do nitrato ocorre de modo anóxico (con moi pouco oxíxeno). Os FBA funcionan cunha configuración de fluxo ascendente ou descendente.

 
Esquema dun contactor biolóxico rotatorio típico (CBR). O efluente tratado clarificador/sedimentador non está incluído no diagrama.

Contactores biolóxicos rotatoriosEditar

Os contactores biolóxicos rotatorios (CBRs) son sistemas de tratamento secundario mecánicos, que son robustos e capaces de soportar fluxos con carga orgánica. Os CBRs instaláronse por primeira vez en Alemaña en 1960 e desde entón desenvolvéronse e refináronse máis deseñándose unidades operativas moi fiables. Os discos rotatorios que posúen sosteñen o crecemento de bacterias e microorganismos presentes nas augas residuais, que degradan e estabilizan os contaminantes orgánicos. Para creceren, os microorganismos necesitan oxíxeno e alimento. O oxíxeno obtense da atmosfera a medida que o disco rota. Conforme os microorganismos crecen, acumúlanse no medio ata que se desprenden debido ás forzas de cizalla causadas polos discos en rotación nas augas residuais. Os efluentes dos CBRs pasan despois por uns tanques de sedimentación finais onde os microorganismos en suspensión sedimentan formando un lodo. O lodo retírase do tanque para un posterior tratamento.

Un sistema de filtrado biolóxico funcionalmente similar utilízase en acuarios, onde elimina a urea e amoníaco da urina dos peixes.

Biorreactores de membranaEditar

Os biorreactores de membrana (BRMs) combinan o tratamento con lodos activados cun proceso de separación líquido-sólido por membrana. Utilízanse membranas de ultrafiltración ou microfiltración a baixa presión e non se necesitan sedimentación nin filtración terciaria. As membranas están tipicamente inmersas no tanque de aireación; porén, algunhas aplicacións utilizan un tanque de membranas separado. Un dos beneficios clave dun sistema BRM é que supera eficazmente as limitacións asociadas coa escasa sedimentación de lodos nos procesos de lodos activados convencionais. A tecnoloxía permite que o biorreactor opere cunha concentración considerablemente maior de sólidos suspendidos no licor mesturado (SSLM) que os sistemas de lodos activos, que están limitados pola sedimentación dos lodos. Utilízanse SSLM para tratar entre 8.000–12.000 mg/L, mentres que os lodos activos se usan entre 2.000–3.000 mg/L. A elevada concentración de biomasa no proceso con biorreactores de membrana permite unha retirada moi efectiva dos materiais biodegradables solubles e particulados con grandes cargas de material. Isto incrementa os tempos de retención de lodos, que xeralmente superan os 15 días, o que asegura a completa nitrificación mesmo con tempo moi frío.

O custo de construír e facer funcionar un BRM é a miúdo maior que o dos métodos convencionais de tratamento de augas residuais. Os filtros de membrana poden ser cegados con graxas ou desgastados por gravas en suspensión e non teñen a flexifibilidade dos tanques de sedimentación para tratar picos de fluxo. A tecnoloxía é cada vez máis usada con fluxos de auga pretratada fiables e gañou en aceptación onde a infiltración e os fluxos de entrada están controlados, e os custos están decrecendo de forma continua. A escasa pegada ecolóxica dos sistemas BRM, e a grande calidade do efluente producido fan que sexan especialmente útiles para depurar auga que vai ser reutilizada.[10]

Sedimentación secundariaEditar

 
Tanque de sedimentación secundaria nunha planta de tratamento rural.

O paso final na fase de tratamento secundario é separar por sedimentación os flóculos biolóxicos ou o material filtrante por medio dun tanque de sedimentación secundario para facer que a auga tratada conteña baixos niveis de material orgánico e de materia suspendida.

Tratamento terciarioEditar

O propósito do tratamento terciario é mellorar a calidade do efluente antes de descargalo no medio ambiente (mar, río, lago, zona húmida, terreo etc.). Pode utilizarse máis dun proceso durante o tratamento terciario nunha estación depuradora. Se se realiza unha desinfección, este é sempre o proceso final.

FiltraciónEditar

A filtración en area elimina a maior parte do material residual en suspensión que puidese quedar.[4]Páx. 22–23 A filtración en carbono activado, tamén chamada adsorción en carbono, elimina as toxinas residuais.[4]Páx. 19

LagoaxeEditar

A lagoaxe consiste en almacenar a auga en lagoas e estanques construídos polo ser humano, e permite a sedimentación e un melloramento biolóxico. Estas lagoas son moi aerobias e están colonizadas por plantas nativas (macrófitas), especialmente xuncos. Algúns invertebrados que se alimentan por filtración como Daphnia e especies de rotíferos axudan moito ao tratamento ao comeren finas partículas.

Eliminación de nutrientesEditar

As augas residuais poden conter altos niveis dos nutrientes nitróxeno e fósforo. Unha excesiva liberación ao ambiente destes produtos pode orixinar a acumulación de nutrientes no medio ambiente, chamada eutrofización, o cal pode favorecer o crecemento de maleza, algas, e cianobacterias (algas verde-azuladas). Isto pode causar floracións de algas, que é un rápido crecemento da poboación de algas. Esta grande cantidade de algas é insostible no medio e finalmente a maioría delas morren. A descomposición das algas polas bacterias consome moito oxíxeno da auga e a maioría ou todos os animais morren, o que orixina máis materia orgánica para que as bacterias sigan descompoñendo e consumindo oxíxeno. Ademais de causar unha desoxixenación, algunhas especies de algas producen toxinas que contaminan as fontes para a subministración de auga potable. Cómpren diversos tratamentos para eliminar o nitróxeno e o fósforo.

Eliminación do nitróxenoEditar

O nitróxeno presente nas augas residuais elimínase por medio da súa oxidación biolóxica desde o amoníaco ao nitrato (nitrificación), seguida da desnitrificación deste, na que o nitrato se converte en gas nitróxeno (N2). O gas nitróxeno libérase á atmosfera.

A nitrificación é un proceso aerobio que ten lugar en dous pasos, cada un deles facilitado por un tipo diferente de bacteria. Na oxidación do amoníaco (NH3) a nitrito (NO2) xeralmente interveñen as Nitrosomonas spp. (forman o grupo funcional nitroso). A oxidación do nitrito a nitrato (NO3), aínda que tradicionalmente se cría que era realizado polas Nitrobacter spp. (forman o grupo funcional nitro), agora crese que no ambiente está facilitado case exclusivamente polas Nitrospira spp.

A desnitrificación require condicións anóxicas que faciliten que se formen as comunidades microbianas axeitadas. Realízana moitas baxterias. Aínda que poden utilizarse para reducir o nitróxeno filtros de area, lagoaxe ou creación de xunqueiras, o proceso máis sinxelo é utilizar un sistema ben deseñado de lodos activados.[4]Páx. 17–18 Como a desnitrificación é a redución do nitrato a gas dinitróxeno, cómpre que exista un doante de electróns. Este pode ser, dependendo das características das augas residuais, materia orgánica (das feces), sulfuro, ou un doante engadido como o metanol. Os lodos no tanque anóxico (tanques de desnitrificación) debe mesturarse ben (mestura de licor mesturado recirculado, lodos activados de retorno e fluxo entrante novo de augas residuais), por exemplo utilizando mesturadores mergullables para conseguir a desexada desnitrificación.

Ás veces a conversión de amoníaco tóxico en nitrato denomínase tratamento terciario.

Moitas estacións de depuración de augas residuais usan bombas centrífugas para transferir o licor mesturado nitrificado desde a zona de aireación á zona anóxica para que se desnitrifique.

A bacteria Brocadia anammoxidans, está sendo estudada polo seu potencial no tratamento de augas residuais, xa que pode eliminar o nitróxeno das augas.[11] Ademais, esta bacteria pode realizar a oxidación anaerobia do amoníaco e pode producir o combustible de foguetes espaciais hidracina a partir das augas residuais.[12][13]

Eliminación do fósforoEditar

As augas residuais conteñen moito fósforo. Cada persoa excreta entre 200 e 1000 gramos de fósforo ao ano. Estudos feitos na década de 1960 das augas residuais en Estados Unidos estimaron unha contribución media per cápita de 500 gramos na urina e feces, 1000 gramos nos deterxentes sintéticos, e cantidades menores variables utilizadas como compostos químicos engadidos á auga da traída para o control da corrosión e formación de incrustacións.[14] O control das fontes de fósforo por medio da utilización de formulacións de deterxentes alternativas reduciu moito desde entón a súa contribución, que era a maior, pero non cambiou o contido en urina e feces. A eliminación do fósforo é importante porque é un nutriente limitante para o crecemento das algas en moitos sistemas de auga doce. É tamén especialmente importante nos sistemas de reutilización da auga nos que as concentracións altas de fósforo poden ensuciar os equipos como os de osmose inversa.

O fósforo pode eliminarse bioloxicamente nun proceso chamado eliminación de fósforo biolóxica potenciada. Neste proceso, enriquécese o medio selectivamente con bacterias específicas chamadas organismos que acumulan o polifosfato, que acumulan grandes cantidades de fósforo nas súas células (ata o 20 % da súa masa). Cando a biomasa enriquecida con estas bacterias se separa da auga tratada, estes biosólidos teñen un alto valor como fertilizantes.

A eliminación do fósforo pode tamén realizarse quimicamente por precipitación, xeralmente usando sales de ferro (por exemplo, cloruro fériico), de aluminio (por exemplo, alume), ou cal.[4]Páx. 18 Isto pode orixinar unha excesiva produción de lodos en forma de precipitados de hidróxidos e os compostos químicos engadidos poden ser caros. A eliminación química do fósforo require unha pegada en equipamento bastante menor que a eliminación biolóxica e é máis fácil de realizar. Outro método para a eliminación do fósforo é o uso de laterita granular.

Unha vez eliminado, o fósforo, en forma de lodos ricos en fosfato, pode almacenarse nun vertedoiro ou revendiodo para o seu uso como fertilizante.

DesinfecciónEditar

O propósito da desinfección na depuración de augas residuais é o de reducir substancialmente o número de microorganismos na auga que vai ser descargada ao medio ambiente e pode posteriormente ser utilizada para beber, bañarse, a irrigación etc. A efectividade da desinfección depende da calidade das augas que van ser tratadas (por exemplo, turbidez, pH etc.), o tipo de desinfección que se usará, a dose de desinfectantes (concentración e tempo), e outras variables medioambientais. A auga turbia é máis difícil de tratar, xa que as materias sólidas que contén poden protexer aos microorganismos, especialmente da luz ultravioleta ou se o tempo de contacto é pequeno. Xeralmente, os tempos de contacto curtos, as doses baixas e os fluxos altos non favorecen a desinfección. Entre os métodos comúns de desinfección están o uso de ozono, cloro, luz ultravioleta, ou hipoclorito de sodio.[4]Páx. 16 A cloramina, que se utiliza na auga potable, non se utiliza no tratamento de augas residuais porque é persistente. Despois de moitos pasos de desinfección, a auga tratada está lista para ser vertida de novo no ciclo da auga do medio ambiente nun corpo de auga ou usada para a rega agrícola.

A cloración da auga é a forma máis común de desinfección das augas residuais polo seu baixo custo e efectividade. Ten a desvantaxe de que a cloración de materia orgánica residual pode orixinar compostos organoclorados, que poden ser carcinóxenos ou daniños para o medio ambiente. O cloro residual ou as cloraminas poden tamén clorar materias orgánicas no medio acuático natural. Ademais, o cloro é tóxico para as especies acuáticas, e o efluente que se vai verter debe ser quimicamente desclorado, para o que hai que realizar un complexo e custoso tratamento.

A luz ultravioleta (UV) pode utilizarse en lugar do cloro, iodo e outros produtos químicos. Como non se utilizan substancias químicas, a auga tratada non ten efectos prexudiciais para os organismos que despois a consuman ou vivan nela. A radiación UV causa danos na estrutura xenética das bacterias, virus, e outros patóxenos, facendo que non se poidan reproducir. As principais desvantaxes da desinfección UV son que se precisará un frecuente mantemento das lámpadas e a necesidade de que o efluente estea fortemente tratado para asegurar que os microorgsanismos diana non están protexidos ou apantallados da radiación UV (é dicir, os sólidos presentes no efluente tratado poden protexer aos microorganismos da luz ultravioleta).[15][16]

A desinfección tamén se pode facer con ozono. O ozono (O3) xérase facendo pasar oxíxeno (O2) a través dun potencial eléctrico de alta voltaxe, o que orixina que se una a el un terceiro átomo de oxíxeno formando o O3. O ozono é moi inestable e reactivo e oxida a maioría dos materiais orgánicos cos que se pon en contacto, destruíndo así moitos microorganismos patóxenos. O ozono é considerado máis seguro que o cloro porque, a diferenza deste, que ten que ser almacenado nun lugar (e é moi velenoso se hai un escape accidental), o ozono xérase no mesmo lugar a medida que se precisa. A ozonación tamén produce menos subprodutos de desinfección que a cloración. Unha desvantaxe é que a desinfección con ozono ten un custo maior.

Control dos cheirosEditar

Os cheiros emitidos nas estacións depuradoras de augas residuais son bastante fedorentos e son unha indicación de condicións anaerobias ou "sépticas".[17] As primeiras etapas do proceso tenden a producir gases que cheiran mal, entre os que o máis común é o sulfuro de hidróxeno, que causan queixas das persoas que viven preto. As estacións procesadoras grandes de zonas urbanas a miúdo tratan os cheiros con reactores de carbono, un medio de contacto con biolimos, pequenas doses de cloro, ou fluídos circulantes para a captura e metabolización biolóxica de gases nocivos.[18] Outros métodos de control de cheiros son a adición de sales de ferro, peróxido de hidróxeno, nitrato cálcico etc. para controlar os niveis de sulfuro de hidróxeno.

As bombas de sólidos de alta densidade son moi adecuadas para reducir os cheiros ao faceren a conversión dos lodos a través de tubos pechados hermeticamente.

Tipos de plantasEditar

Para usar menos espazo, procesar augas difíciles de tratar e de fluxo intermitente, deseñáronse varios tipos de estacións depuradoras de tratamento híbrido. Ditas plantas a miúdo combinan polo menos dúas etapas das tres principais usadas no tratamento nunha fase combinada. Estas plantas "de paquete" úsanse sobre todo en zonas rurais.[19]

Un tipo de sistema que combina o tratamento secundario e a sedimentación é o sistema de lodos activados cíclicos (CASSBR). Tipicamente, os lodos activados mestúranse con augas residuais sen tratar, e despois mestúrase e airéase todo. O lodo sedimentado retírase e volve a airearse antes de que unha parte se reutilice.[20]

A desvantaxe do proceso CASSBR é que require un control preciso dos tempos, a mestura e a aireación. Esta precisión conséguese tipicamente con controis computerizados e sensores. Un sistema tan complexo e fráxil é pouco axeitado para sitios onde estes controis poden non ser fiables, teñen un mal mantemento, ou a subministración eléctrica pode ser intermitente. As plantas "de paquete" de aireación ampliada utilizan cubetas separadas para a aireación e a sedimentación, e son algo maiores que as plantas de reactores por lotes secuenciados, e teñen tempos reducidos de sensibilidade.[21]

As plantas "de paquete" poden ser de carga alta ou de carga baixa. Isto refírese á forma en que se procesa a carga biolóxica. En sistemas de carga alta, a fase biolóxica ten unha alta carga orgánica e os flóculos e material orgánico combinados son despois oxixenados durante algunhas horas antes de seren cargados outra vez cunha nova carga. Nos sistemas de carga baixa a fase biolóxica contén unha carga orgánica baixa e combínase cos flóculos durante máis tempo.

Tratamento e eliminación dos lodosEditar

Os lodos acumulados no proceso de depuración da auga residual deben tratarse e eliminarse de forma segura e eficiente. Xeralmente sométense a unha dixestión, cuxo propósito é reducir a cantidade de materia orgánica e o número de microorganismos patóxenos presentes nos sólidos. As opcións de tratamento máis comúns son: dixestión anaerobia, dixestión aerobia, e compostaxe. Tamén se pode usar a incineración, pero faise en moita menor medida.[4]Páx. 19–21

O tratamento dos lodos depende da cantidade de sólidos xerados e outras condicións específicas do sitio. A compostaxe aplícase xeralmente en plantas pequenas utilizando a dixestión aerobia para operacións con pequenas cantidades de material a tratar, e a dixestión anaerobia para grandes cantidades.

O lodo ás veces pasa por un preespesador, que elimina a auga do lodo. Tipos de preespesadores son os espesadores de lodos por centrifugación[22] espesadores de lodos de tambor rotatorio e prensas de filtro de cinta.[23][24][25]

Dixestión anaerobiaEditar

Artigo principal: Dixestión anaerobia.

A dixestión anaerobia é un proceso bacteriano que se realiza en ausencia de oxíxeno. O proceso pode ser unha dixestión termofílica, na cal o lodo se fermenta en tanques a unha temperatura de 55 °C, ou mesofílico, que funciona a unha temperatura de arredor de 36 °C. A dixestión termofílica, aínda que ten tempos de retención máis curtos (e necesita tanques máis pequenos), é máis cara en termos de consumo de enerxía para quentar os lodos.

A dixestión anaerobia é o tratamento (mesofílico) máis común das augas residuais domésticas en tanques sépticos (fosas sépticas), que normalmente reteñen as augas residuais un día ou dous, reducindo a demanda bioquímica de oxíxeno (DBO) nun 35 ao 40%. Esta redución pode incrementarse cunha combinación de tratamento anaerobio e aerobio instalando Unidades de Tratamento Aerobio no tanque séptico.

A dixestión anaerobia mesofílica é tamén un método común para tratar os lodos producidos por estacións depuradoras de augas residuais. O lodo introdúcese en grandes tanques e mantense neles durante polo menos 12 días para deixar que o proceso de dixestión pase polas catro etapas necesarias para dixerir o lodo, as cales son: hidrólise, acidoxénese, acetoxénese e metanoxénese. Neste proceso as proteínas e carbohidratos complexos degrádanse e forman compostos máis simples como auga, dióxido de carbono e metano.[26]

Unha importante característica da dixestión anaerobia é a produción de biogás (cuxo principal compoñente é metano útil), que pode utilizarse para a xeración de electricidade ou en caldeiras para quentar auga ou calefacción. Moitas instalacións grandes utilizan o biogás combinadamente para producir calor e electricidade, usando a auga de refrixeración dos xeradores para manter a temperatura da planta de dixestión aos 35 ± 3 °C necesarios.

Dixestión aerobiaEditar

A dixestión aerobia (unha parte do proceso dos lodos activados) é un proceso bacteriano que ocorre en presenza de oxíxeno. En condicións aerobias, as bacterias consomen rapidamente a materia orgánica e convértena en dióxido de carbono. Os custos de funcionamento adoitan ser moito maiores que na dixestión anaerobia, debido á enerxía gastada polos sopradores de aire, bombas e motores necesarios para engadir oxíxeno ao proceso. Porén, os avances tecnolóxicos recentes como sistemas de filtros aireados non eléctricos, que utilizan correntes de aire naturais para a aireación en vez de maquinaria que funciona con enerxía eléctrica, abaratan o proceso.

A dixestión aerobia pode conseguirse tamén utilizando sistemas difusores ou aireadores a chorro para oxidar os lodos. Os difusores de burbullas finas son normalmente o mellor método de difusión en canto a custo-eficiencia, pero a conexión é xeralmente un problema debido a que se depositan sedimentos nos pequenos buracos por onde debe saír o aire. É máis común o uso de difusores de burbullas grosas nos tanques de lodos activados (xeralmente un proceso colateral na xestión das augas residuais) ou nas fases de floculación. Un factor clave para seleccionar o tipo de difusor é asegurarse de que producirá a taxa de transferencia de oxíxeno necesaria.

CompostaxeEditar

A compostaxe é tamén un proceso aerobio que implica mesturar os lodos con fontes de carbono como serraduras, palla ou estelas de madeira. En presenza de oxíxeno, as bacterias dixiren tanto os sólidos das augas residuais coma as fontes de carbono engadidas e, ao facelo, transforman o material e producen unha grande cantidade de calor.[4]Páx. 20

IncineraciónEditar

A incineración dos lodos é un procedemento menos común a causa das emisións ao aire que produce e o combustible suplementario (normalmente gas natural ou fueloil) necesarios para queimar o lodo de baixo valor calorífico e vaporizar a auga residual. Os incineradores de varios fornos escalonados con tempos de residencia altos e camas fluidificadas son os sistemas máis comúns que se utilizan na combustión de lodos de augas residuais. Outra opción usada ocasionalmente é queimalos en plantas municipais pensadas para producir enerxía a partir de lixo, onde se utiliza unha instalación para a queima de lixo sólido, o que o fai menos custoso.[4]Páx. 20–21

Eliminación dos lodosEditar

Cando se produce un lodo líquido, cómpre un tratamento adicional deste antes de que estea en condicións de ser vertido.

Xeralmente, os lodos son primeiro espesados (elimínase a auga) para reducir o volume do lodo a transportar e verter. Non hai ningún proceso que elimine completamente a necesidade de ter que verter os biosólidos. Porén, hai un paso adicional que algunhas cidades están a tomar para superquentar os lodos e convertelos en pequenos gránulos peletizados que son ricos en nitróxeno e outros materiais orgánicos. O produto pode utilizarse como fertilizante. Moitos dos lodos orixinados en áreas industriais ou comerciais está contaminado con materiais tóxicos.[27] Cando hai elevadas concentracións de ditos materiais, estes poden facer que os lodos non sexan axeitados para o seu uso agrícola e deban ser incinerados ou depositados nun vertedoiro.

Tratamento no medio ambiente receptorEditar

 
A estación de depuración de Karlsruhe, Alemaña verte no río Alb no norte da Selva Negra.

Moitos dos procesos realizados nas estacións de depuración de augas residuais están deseñados para imitar os procesos que ocorren no medio ambiente, tanto se este é un corpo de auga natural como se é a terra e subsolo. Se non están sobrecargadas, as bacterias do medio ambiente consomen os contaminantes orgánicos, aínda que isto reduce os niveis de oxíxeno na auga e pode cambiar significativamente a ecoloxía global das augas receptoras. As poboacións de bacterias nativas aliméntanse dos contaminantes orgánicos, e as cifras de microorganismos patóxenos presentes son reducidas polas condicións do ambiente natural como a exposición á predación ou á radiación ultravioleta. En consecuencia, en casos en que o medio ambiente receptor proprociona un alto nivel de dilución, non é necesario que haxa un alto grao de tratamento das augas residuais. Porén, hai probas recentes que demostran que se hai niveis moi baixos de contaminantes específicos nas augas residuais, incluíndo hormonas (procedentes da cría gandeira e residuos de hormonas contraceptivas humanas) ou de materiais sintéticos como ftalatos, que imitan na súa acción ás hormonas, poden ter un impacto adverso impredicible na biota natural e potencialmente nos humanos se a auga se reutiliza como auga potable.[28][29][30] Na Unión Europea e EUA, os vertidos incontrolados de augas residuais ao medio ambiente non están permitidas pola lei, e existen requirimentos estritos sobre a cualidade da auga vertida. Un importante problema nas próximas décadas será o incremento de vertidos de augas residuais incontrolados nos países en desenvolvemento.

As augas residuais poden verterse en estanques de estabilización (ou de tratamento), que poden ser dos seguintes tipos:

  • Estanques de oxidación, que son corpos de auga aerobios xeralmente de 1 ou 2 metros de profundidade que reciben o efluente procedente de tanques de sedimentación ou outras formas de tratamento primario.
  • Estanques de limpeza, que son similares aos de oxidación pero reciben o efluente procedente dun estanque de oxidación ou dunha estación de tratamento que realiza un tratamento mecánico ampliado.
  • Lagoas facultativas, lagoas de augas residuais sen tratar, nas que se engaden as augas residuais sen sometelas antes a un tratamento primario agás un cribado moi básico. Proporcionan un tratamento efectivo cando a superficie permanece aerobia; aínda que se poden dar condicións anaerobias preto das capas sedimentadas de lodos do fondo.[31]Páx. 552–554
  • Os estanques anaerobios son estanques moi cargados.
  • Os estanques de lodos son estanques aerobioos, xeralmente de 2 a 5 metros de profundidade, que reciben lodos primarios dixeridos anaerobiamente, ou lodos secundarios activados baixo a auga.
  • As capas superiores están dominadas por algas.[32]

Efectos biolóxicosEditar

As estacións de depuración de augas residuais poden ter moitos efectos sobre os niveis de nutrientes nas augas naturais nas que se verten as augas residuais tratadas. Estes efectos sobre os nutrientes poden afectar de forma importante aos seres vivos acuáticos que están en contacto cos efluentes.

A limitación de fósforo é un posible resultado do tratamento das augas residuais e orixina un plancto dominado por flaxelados, especialmente en verán e outono.[33]

Ao mesmo tempo noutro estudo sobre vertidos de augas tratadas nos madios mariños encontráronse altas concentracións de nutrientes ligadas a efluentes de augas residuais. As altas concentracións de nutrientes fan que haxa unhas concentracións altas de clorofila a, que é unha indicación da produción primaria en ambientes mariños. Unha alta produción primaria significa elevadas poboacións de fitoplancto e moi probablemente altas poboacións de zooplancto porque o zooplancto se alimenta do fitoplancto. Porén, o efluente que se verte en sistemas mariños tamén produce unha maior inestabilidade das poboacións.[34]

Un estudo levado a cabo en Reino Unido atopou que a calidade do efluente afectaba á vida planctónica das augas que estaba en contacto directo co efluente. Os efluentes avoltos, de baixa calidade non conteñen protozoos ciliados ou só conteñen unhas poucas especies en pequenas cantidades. Por outra parte, os efluentes de grande calidade contiñan unha ampla variedade de protozoos ciliados en grandes cantidades. Segundo estes datos, parece pouco probable que algún compoñente dos efluentes industriais teña por si mesmo efectos daniños sobre as poboacións dos protozoos en plantas de lodos activados.[35]

A tendencia do plancto de ter grandes poboacións preto dos vertidos de augas residuais tratadas está en contraste coa tendencia das bacterias. Nun estudo feito sobre Aeromonas spp. a maior distancia da fonte de augas residuais, maior cambio se observaba nos ciclos estacionais. Esta tendencia é tan forte que a localización máis afastada do vertido estudada en realidade presentaba unha inversión do ciclo de Aeromonas spp. en comparación co dos coliformes fecais. Como hai un patrón predominante nos ciclos que ocorren simultaneamente en todas as estacións, iso indica que hai factores estacionais (temperatura, radiación solar, fitoplancto) que controlan a poboación bacteriana. A especie dominante nos efluentes cambia de Aeromonas caviae en inverno a Aeromonas sobria en primavera e outono, mentres que a especie dominante no fluxo entrante é Aeromonas caviae, de forma constante en todas as estacións do ano.[36]

O déficit mundial no tratamento das augas residuaisEditar

Visto desde unha perspectiva mundial hai unha capacidade insuficiente de tratamento das augas residuais, especialmente nos países pouco desenvolvidos. Esta circunstancia dáse desde polo menos a década de 1970 e débese á superpoboación, á crise de auga e ao custo da construción de sistemas de tratamento que non todos os países poden afrontar. O resultado do tratamento inadecuado das augas residuais é un aumento significativo da mortalidade (sobre todo) de doenzas que se poden previr, e esta mortalidade é especialmente alta nos nenos pequenos en países subdesenvolvidos, particularmente en África e Asia. No ano 2000, as Nacións Unidas estableceron que 2.640 millóns de persoas non dispoñían dun tratamento ou vertido de augas residuais adecuado. Este valor representa o 44% da poboación global, pero en África e Asia aproximadamente a metade da poboación non tiña ningún tipo de servizo de depuración de augas residuais.

Tecnoloxías apropiadasEditar

O concepto de tecnoloxías apropiadas nos sistemas de augas residuais abarca dimensións técnicas, institucionais, sociais e económicas[37]. Dende un punto de vista técnico e institucional a seleción de tecnoloxías non apropiadas foi identificada como unha das principais causas de fallos no sistema. O ambiente das augas residuais é prexudicial para os equipos electrónicos, eléctricos e mecánicos, o seu mantemento é un proceso sen fin e require apoio de laboratorios, técnicos capacitados, asistencia técnica especializada e orzamentos axeitados. Cando se busca un servizo confiable a longo prazo os sistemas máis sinxelos e deseñados con vista ao mantemento son os máis recomendables.

En comunidades pequenas e ambientes rurais as opcións técnicas son máis sinxelas pero as consideracións instucionais combínanse coas sociais e seguen sendo extremadamente importantes. As institucións locais deben ser capaces de manexar os programas ou sistemas de saneamento; a participación comunitaria pode ser un elemento clave do seu éxito. É importante adaptar o sistema de saneamento aos costumes locais; algúns poden ser modificados con programas educativos pero outros poden estar enraizados en valores culturais e non estar suxeitos ao cambio.

ReferenciasEditar

  1. En Galicia utilízase a palabra "depuración" para denominar as "Estacións de Depuración de Augas Residuais" ou EDAR.
  2. Romero Rojas, Jairo A. Lagunas de estabilización de aguas residuales. Editorial Escuela Colombiana de Ingeniería. 1994 ISBN 958 8060 50 8
  3. Water and Environmental Health at London and Loughborough (1999). "Waste water Treatment Options." Arquivado 17 de xullo de 2011 en Wayback Machine. Technical brief no. 64. London School of Hygiene & Tropical Medicine and Loughborough University.
  4. 4,00 4,01 4,02 4,03 4,04 4,05 4,06 4,07 4,08 4,09 4,10 4,11 4,12 4,13 4,14 EPA. Washington, DC (2004). "Primer for Municipal Waste water Treatment Systems." Document no. EPA 832-R-04-001.
  5. Roy F. Weston, Inc. (1971). Process Design Manual for Upgrading Existing Wastewater Treatment Plants. Washington, D.C.: EPA. Chapter 3.
  6. Huber Company, Berching, Germany (2012). "Sedimentation Tanks." Arquivado 18 de xaneiro de 2012 en Wayback Machine.
  7. Black & Veatch, Inc. leaflet at the Wayback Machine (archived October 26, 2010). [1].
  8. Maine Department of Environmental Protection. Augusta, ME. "Aerated Lagoons – Wastewater Treatment." Maine Lagoon Systems Task Force. Accessed 2010-07-11.
  9. 9,0 9,1 9,2 9,3 Beychok, M.R. (1971). "Performance of surface-aerated basins". Chemical Engineering Progress Symposium Series 67 (107): 322–339.  Available at CSA Illumina website Arquivado 14 de novembro de 2007 en Wayback Machine.
  10. EPA. Washington, DC (2007). "Membrane Bioreactors." Wastewater Management Fact Sheet.
  11. B. Kartal, G.J. Kuenen and M.C.M van Loosdrecht Sewage Treatment with Anammox, Science, 2010, vol 328 p 702-3
  12. http://news.nationalgeographic.com/news/2005/11/1109_051109_rocketfuel.html
  13. http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pmc/articles/PMC3264106/
  14. Black & Veatch, Inc. (1971). Process Design Manual for Phosphorus Removal. Washington, D.C.: EPA. p. 2-1.
  15. Das, Tapas K. (August 2001). "Ultraviolet disinfection application to a wastewater treatment plant". Clean Technologies and Environmental Policy (Springer Berlin/Heidelberg) 3 (2): 69–80. doi:10.1007/S100980100108. 
  16. Florida Department of Environmental Protection. Tallahassee, FL. "Ultraviolet Disinfection for Domestic Waste water." 2010-03-17.
  17. Harshman, Vaughan; Barnette, Tony (2000-12-28). "Wastewater Odor Control: An Evaluation of Technologies". Water Engineering & Management. ISSN 0273-2238. 
  18. Walker, James D. and Welles Products Corporation (1976)."Tower for removing odors from gases." U.S. Patent No. 4421534.
  19. EPA. Washington, DC (2000). "Package Plants." Wastewater Technology Fact Sheet. Document no. EPA 832-F-00-016.
  20. EPA. Washington, DC (1999). "Sequencing Batch Reactors." Wastewater Technology Fact Sheet. Document no. EPA 832-F-99-073.
  21. Hammer, Mark J. (1975). Water and Waste-Water Technology. John Wiley & Sons. pp. 390–391. ISBN 0-471-34726-4. 
  22. IPEC Consultants, Ltd., Burnaby, BC, Canada. "IFT – Internally-fed – rotary thickener." Arquivado 28 de xullo de 2013 en Wayback Machine. Accessed 2012-06-16.
  23. Mine-engineer.com, Long Beach, CA. "Belt Filter Press, How Does It Work?" Accessed 2012-06-16.
  24. GlobalSpec, Inc., East Greenbush, NY and Eco tubes.
  25. "How to Select Dewatering Equipment." Accessed 2012-06-12.
  26. Biomass – Using Anaerobic Digestion. esru.strath.ac.uk
  27. Langenkamp, H., Part, P. (2001). "Organic Contaminants in Sewage Sludge for Agricultural Use." Arquivado 24 de agosto de 2014 en Wayback Machine. European Commission Joint Research Centre, Institute for Environment and Sustainability, Soil and Waste Unit. Brussels, Belgium.
  28. Environment Agency (archive) – Persistent, bioaccumulative and toxic PBT substances at the Wayback Machine (archived August 4, 2006). environment-agency.gov.uk. Retrieved on 2012-12-19^[2] Arquivado 04 de agosto de 2006 en Wayback Machine.
  29. Natural Environmental Research Council – River sewage pollution found to be disrupting fish hormones. Planetearth.nerc.ac.uk. Retrieved on 2012-12-19.
  30. Endocrine Disruption Found in Fish Exposed to Municipal Wastewater at the Wayback Machine (archived October 15, 2011). USGS [3]
  31. Metcalf & Eddy, Inc. (1972). Wastewater Engineering. New York: McGraw-Hill Book Company. ISBN 0-07-041675-3.
  32. Haughey, A. (1968). "The Planktonic Algae of Auckland Sewage Treatment Ponds". New Zealand Journal of Marine and Freshwater Research 2 (4): 721. doi:10.1080/00288330.1968.9515271. 
  33. Edmondson, W.T. (1972). "Nutrients and Phytoplankton in Lake Washington." in Nutrients and Eutrophication: The Limiting Nutrient Controversy. American Society of Limnology and Oceanography, Special Symposia. Vol. 1.
  34. Caperon, J.; Cattell, S. A. and Krasnick, G. (1971). "Phytoplankton Kinetics in a Subtropical Estuary: Eutrophication" (PDF). Limnology and Oceanography 16 (4): 599. doi:10.4319/lo.1971.16.4.0599. [Ligazón morta]
  35. Curds, C.R; Cockburn, A (1970). "Protozoa in biological sewage-treatment processes—I. A survey of the protozoan fauna of British percolating filters and activated-sludge plants". Water Research 4 (3): 225. doi:10.1016/0043-1354(70)90069-2. 
  36. Monfort, P; Baleux, B (1990). "Dynamics of Aeromonas hydrophila, Aeromonas sobria, and Aeromonas caviae in a sewage treatment pond". Applied and environmental microbiology 56 (7): 1999–2006. PMC 184551. PMID 2389929. 
  37. Ministerio de agricultura, alimentación y medio ambiente. "Mejores técnicas disponibles". Consultado o 21/4/2015. 

Véxase taménEditar

Outros artigosEditar

BibliografíaEditar

  • Libro de Consulta para Evaluación Ambiental (Volume I; II e III). Traballos Técnicos do Departamento de Medio Ambiente do Banco Mundial.
  • Fair, G.M., J.C. Geyer, y D.A. Okun. 1966. Water and Wastewater Engineering. 2 Volúmenes. Nueva York: John Wiley and Sons.
  • Feachem, R.G. e outros. 1983. Sanitation and Disease: Health Effects of Excreta and Wastewater Management. Chishester, Reino Unido: John Wiley and Sons.
  • Feachem, R.G., D.D. Mara, e M.G. McGarry. 1977. Water. Wastes and Health in Hot Climates. Nueva York: John Wiley and Sons.
  • Grover, B., N. Burnett, e M. McGarry. 1983. Water Supply and Sanitation Project Preparation Handbook. 3 Volumes. Washington, D.C.
  • Kalbermatten, J.D., D.A.S. Julius, e C.G. Gunnerson. 1980. Appropriate Technology for Water Supply and Sanitation: A Summary of Technical and Economic Options. Washington, D.C.: Banco Mundial.
  • MeJunkin, E.F. 1982. Water and Human Heallh. Preparado polo Proxecto Nacional de Demostración da Auua, para a Axencia Internacional de Desenvolvemento dos Estados Unidos de América. Washington, D.C.: Centro de Información sobre o Desenvolvemento.
  • Organización Mundial da Saúde. 1989. Health Guidelines for Use of Wastewater in Agriculture and Aquaculture. Serie de Documentos Técnicos No. 778. Xenebra, Suíza.
  • Palange, R.C., e A. Zavala. 1987. Water Pollution Control: Guidelines for Project Planning and Financing. Traballo Técnico Técnica No. 73 do Banco Mundial. Washington, D.C.: Banco Mundial.
  • Pettygrove, G.S., e T. Asano, eds. 1985. Irrigation with Reclaimed Municigal Wastewater A Guidance Manual. Chelsea, Reino Unido: Lewis Publishers, Inc.

Ligazóns externasEditar