{"id":104404,"date":"2018-03-11T10:27:24","date_gmt":"2018-03-11T10:27:24","guid":{"rendered":"https:\/\/www.deberes.net\/tesis\/sin-categoria\/towards-the-improvement-of-start-up-and-operation-of-anammox-reactors\/"},"modified":"2018-03-11T10:27:24","modified_gmt":"2018-03-11T10:27:24","slug":"towards-the-improvement-of-start-up-and-operation-of-anammox-reactors","status":"publish","type":"post","link":"https:\/\/www.deberes.net\/tesis\/santiago-de-compostela\/towards-the-improvement-of-start-up-and-operation-of-anammox-reactors\/","title":{"rendered":"Towards the improvement of start-up and operation of anammox reactors"},"content":{"rendered":"<h2>Tesis doctoral de <strong> Isaac Fern\u00e1ndez Rodr\u00edguez <\/strong><\/h2>\n<p>Objetivos y resumen  la presente tesis doctoral se enmarca en la depuraci\u00f3n biol\u00f3gica de aguas residuales y espec\u00edficamente en la eliminaci\u00f3n de compuestos nitrogenados. Hay tres principales problemas ambientales que pueden ser producidos por la presencia de contaminantes nitrogenados en los sistemas acu\u00e1ticos: pueden disminuir el ph de los ecosistemas de agua dulce cuya alcalinidad sea relativamente baja, llevando a la acidificaci\u00f3n de esas masas de agua; pueden estimular o incrementar el desarrollo y proliferaci\u00f3n de los organismos fotosint\u00e9ticos, resultando en la eutrofizaci\u00f3n de los sistemas acu\u00e1ticos; y pueden tambi\u00e9n causar toxicidad a la vida acu\u00e1tica, con un incremento de la mortalidad y problemas reproductivos. Adem\u00e1s, la contaminaci\u00f3n por compuestos de nitr\u00f3geno de las aguas subterr\u00e1neas y superficiales puede provocar efectos adversos en la salud humana, como toxicidad aguda, carcinog\u00e9nesis, mutag\u00e9nesis y alergias.  el  nitr\u00f3geno se suele encontrar en las aguas residuales mayoritariamente en forma de amonio. Los procesos biol\u00f3gicos convencionales usados para su eliminaci\u00f3n en las plantas de tratamiento de aguas residuales se basan en los procesos de nitrificaci\u00f3n y desnitrificaci\u00f3n. En la nitrificaci\u00f3n el amonio se oxida primero a nitrito y despu\u00e9s a nitrato, por medio de las bacterias oxidantes de amonio y las bacterias oxidantes de nitrito, respectivamente. El consumo total de ox\u00edgeno necesario para convertir el amonio a nitrato es alrededor de 4,2-4,5 g o2\/(g n-nh4+). Adem\u00e1s, la nitrificaci\u00f3n causa un consumo de alcalinidad de aproximadamente 7,1 g caco3\/(g n-nh4+). Esta alcalinidad puede estar ya presente en el agua residual a tratar o a\u00f1adirse qu\u00edmicamente. A continuaci\u00f3n, el nitrato y\/o nitrito formados se reducen a nitr\u00f3geno gaseoso por medio de bacterias desnitrificantes que usan materia org\u00e1nica como donador de electrones. Sin embargo existen aguas residuales cuya cantidad de materia org\u00e1nica biodegradable no es suficiente para llevar a cabo la desnitrificaci\u00f3n. En este caso es necesario a\u00f1adir una fuente externa de carbono que permita completar la desnitrificaci\u00f3n, lo que tiene asociado un coste econ\u00f3mico. Algunas fuentes externas de carbono t\u00edpicas son alcoholes de cadena corta (como metanol y etanol), acetato y glucosa. Habitualmente el metanol es la fuente de carbono m\u00e1s barata disponible, por lo que es el compuesto m\u00e1s utilizado. La cantidad de materia org\u00e1nica que se necesita por unidad de masa de nitr\u00f3geno eliminado es de alrededor de 3,7 g dqo\/(g n) cuando se emplea metanol como fuente externa de carbono.  una alternativa relativamente reciente para la eliminaci\u00f3n de nitr\u00f3geno en aguas con una baja relaci\u00f3n dqo\/n son las tecnolog\u00edas basadas en la oxidaci\u00f3n anaerobia de amonio (anammox). Este proceso lo realizan bacterias aut\u00f3trofas que combinan amonio y nitrito en condiciones an\u00f3xicas para dar lugar a nitr\u00f3geno gaseoso y una peque\u00f1a cantidad de nitrato. Dado que habitualmente el nitrito no est\u00e1 presente en las aguas residuales, es necesario oxidar en torno al 50% del amonio a nitrito (nitrificaci\u00f3n parcial).  la nitrificaci\u00f3n parcial y el proceso anammox pueden llevarse a cabo en dos unidades independientes. En este caso el primer reactor se opera en condiciones aerobias para convertir aproximadamente la mitad del amonio presente en el influente en nitrito. En el segundo reactor se lleva a cabo la desnitrificaci\u00f3n autotr\u00f3fica (anammox) en condiciones an\u00f3xicas.  la nitrificaci\u00f3n parcial y el proceso anammox pueden tambi\u00e9n realizarse conjuntamente en una sola unidad. Esta tecnolog\u00eda ha recibido diversos nombres como canon (completely autotrophic nitrogen removal over nitrite; eliminaci\u00f3n de nitr\u00f3geno completamente autotr\u00f3fica por la v\u00eda del nitrito); oland (oxygen-limited autotrophic nitrification-denitrification; nitrificaci\u00f3n-desnitrificaci\u00f3n autotr\u00f3fica en condiciones de limitaci\u00f3n de ox\u00edgeno) y deamonificaci\u00f3n. La principal diferencia entre todas estas tecnolog\u00edas es que el proceso canon emplea biomasa en suspensi\u00f3n desarroll\u00e1ndose conjuntamente las diversas especies bacterianas en un medio de reacci\u00f3n bien mezclado, mientras que los procesos oland y de deamonificaci\u00f3n emplean biomasa en forma de biopel\u00edcula, que crece sobre biodiscos o sobre soportes de pl\u00e1stico, como los anillos kaldnes. La concentraci\u00f3n de ox\u00edgeno disuelto es la principal variable de operaci\u00f3n que debe controlarse a fin de conseguir una operaci\u00f3n estable del sistema. Las limitaciones difusionales permiten que el ox\u00edgeno sea consumido completamente en la zona externa del gr\u00e1nulo o de la biopel\u00edcula, con lo que la zona interna se mantiene an\u00f3xica. Por lo tanto, la nitrificaci\u00f3n parcial ocurre en la parte externa mientras que las bacterias anammox crecer\u00e1n en las capas m\u00e1s internas.  en cualquier caso e independientemente de la configuraci\u00f3n de los reactores, tanto la nitrificaci\u00f3n como el proceso anammox son aut\u00f3trofos por lo que no se necesita la presencia de materia org\u00e1nica biodegradable para llevar a cabo la eliminaci\u00f3n de nitr\u00f3geno. Adem\u00e1s las necesidades de ox\u00edgeno son alrededor del 40% inferiores cuando se comparan con las de la nitrificaci\u00f3n\/desnitrificaci\u00f3n convencional porque s\u00f3lo se necesita oxidar el 50% del amonio a nitrito. La producci\u00f3n de lodo tambi\u00e9n es muy inferior debido a la reducida productividad de biomasa de los organismos aut\u00f3trofos. Por lo tanto, el proceso de nitrificaci\u00f3n parcial\/anammox puede considerarse m\u00e1s barato y m\u00e1s sostenible que la nitrificaci\u00f3n\/desnitrificaci\u00f3n convencional.  a pesar de las ventajas del proceso anammox, todav\u00eda existen algunos aspectos importantes que deben ser estudiados a fin de mejorar sus posibilidades de implementaci\u00f3n a escala industrial. Algunos de esos aspectos son el objeto de la investigaci\u00f3n desarrollada en la presente tesis doctoral. Espec\u00edficamente, la mejora de la retenci\u00f3n de la biomasa en el interior de los reactores, la evaluaci\u00f3n de los efectos de los posibles inhibidores del proceso y la aplicaci\u00f3n del proceso en el rango mesof\u00edlico de temperatura. a continuaci\u00f3n se resumen los contenidos principales de cada uno de los cap\u00edtulos de la tesis:  en el cap\u00edtulo 1 se realiza una revisi\u00f3n bibliogr\u00e1fica de la problem\u00e1tica de la eliminaci\u00f3n de nitr\u00f3geno de las aguas residuales. Tambi\u00e9n se lleva a cabo una descripci\u00f3n de las principales caracter\u00edsticas del proceso anammox y sus condiciones de operaci\u00f3n. Seguidamente se incluyen an\u00e1lisis econ\u00f3micos de la eliminaci\u00f3n de nitr\u00f3geno de las aguas residuales mediante diferentes tecnolog\u00edas. Y para finalizar se realiza una discusi\u00f3n acerca de las perspectivas futuras de la eliminaci\u00f3n de nitr\u00f3geno mediante el proceso anammox.  en el cap\u00edtulo 2 se detallan los materiales y m\u00e9todos experimentales utilizados en la realizaci\u00f3n de los experimentos de los cap\u00edtulos posteriores de esta tesis doctoral. Primero se explican los m\u00e9todos empleados para analizar las propiedades de la fase l\u00edquida. A continuaci\u00f3n de \u00e9stos, se incluyen las t\u00e9cnicas para la caracterizaci\u00f3n f\u00edsica y microbiol\u00f3gica de la biomasa. Finalmente, se detalla la composici\u00f3n del medio mineral anammox. Este medio se us\u00f3 como base para preparar la alimentaci\u00f3n sint\u00e9tica de los reactores.  en el cap\u00edtulo 3 se estudia la inhibici\u00f3n del proceso anammox causada por sus sustratos (nitrito y amonio). Se asumi\u00f3 que las responsables de la inhibici\u00f3n eran las especies no ionizadas de los sustratos (amonio libre y \u00e1cido nitroso libre). Una ventaja de usar niveles m\u00ednimos de inhibici\u00f3n en t\u00e9rminos de estos compuestos no ionizados es que la aplicaci\u00f3n al control de diferentes sistemas anammox operando en diferentes condiciones puede ser m\u00e1s sencilla.  en una primera parte se determinaron los efectos inhibitorios a corto plazo de ambos sustratos mediante ensayos de actividad. Se utilizaron dos tipos diferentes de biomasa anammox (biopel\u00edcula sobre soportes inorg\u00e1nicos y lodo floculento). Se estim\u00f3 un valor de ic50 (concentraci\u00f3n que causa un 50% de inhibici\u00f3n) para el amonio libre de 35 mg n-nh3\/l, sin diferencias significativas entre los dos tipos de biomasa usados. En el caso del \u00e1cido nitroso, el valor de ic50 para la biomasa en biopel\u00edcula fue de 11 \u00c2\u00b5g n-hno2\/l. Sin embargo, la biomasa floculenta fue mucho menos resistente y su actividad espec\u00edfica fue inferior al 30% en presencia de s\u00f3lo 4,4 \u00c2\u00b5g n-hno2\/l. Seguidamente, se emplearon reactores sbr inoculados con biomasa en biopel\u00edcula para estudiar los efectos de la exposici\u00f3n a largo plazo. Se encontr\u00f3 que dichos efectos son m\u00e1s importantes que los observados durante la exposici\u00f3n a corto plazo. De ese modo, en presencia de 35-40 mg n-nh3\/l y de 1,5 \u00c2\u00b5g n-hno2\/l no se pudo conseguir la operaci\u00f3n estable del reactor.   el cap\u00edtulo 4 se dedica al estudio de los efectos de dos antibi\u00f3ticos de amplio espectro, como son el cloranfenicol y el hidrocloruro de tetraciclina, sobre el proceso anammox. Este estudio tiene como finalidad conocer si es posible tratar con el proceso anammox aguas procedentes de la digesti\u00f3n anaerobia de purines, las cuales se espera que contengan concentraciones de antibi\u00f3ticos relativamente elevadas. Inicialmente se determinaron los posibles efectos a corto plazo mediante ensayos de actividad y de biotoxicidad. Se encontr\u00f3 que ambos antibi\u00f3ticos producen un potente efecto inhibitorio y adem\u00e1s, el hidrocloruro de tetraciclina caus\u00f3 un efecto de desactivaci\u00f3n de la biomasa. Los ensayos de actividad anammox y de biotoxicidad dieron similares valores de ic50 para el cloranfenicol, alrededor de 400 mg\/l. Sin embargo, en el caso del hidrocloruro de tetraciclina, el ic50 calculado a partir de los ensayos de actividad fue de alrededor de 220 mg\/l, muy superior a 94 y 42 mg\/l, que fueron los valores de ic50 despu\u00e9s de 5 y 15 min obtenidos con los ensayos de biotoxicidad. La diferencia entre los resultados de biotoxicidad a 5 y 15 min confirmar\u00eda el incremento de los efectos t\u00f3xicos de la tetraciclina con el tiempo.   a continuaci\u00f3n se investigaron los efectos a largo plazo a\u00f1adiendo cada uno de los antibi\u00f3ticos a la alimentaci\u00f3n de un reactor sbr anammox. Se observ\u00f3 que 20 mg\/l de cloranfenicol produc\u00edan una disminuci\u00f3n del 80% en la actividad anammox. Efectos similares se observaron operando el reactor en presencia de 50 mg\/l de hidrocloruro de tetraciclina. A pesar de la p\u00e9rdida de actividad, los antibi\u00f3ticos no causaron cambios en las propiedades f\u00edsicas de la biomasa, lo que permiti\u00f3 una buena retenci\u00f3n de la biomasa. Puesto que la presencia de estos antibi\u00f3ticos fue perjudicial para la operaci\u00f3n del proceso anammox, en el cap\u00edtulo tambi\u00e9n se discuten las posibles alternativas para su degradaci\u00f3n previa.  el proceso anammox se ha operado en la gran mayor\u00eda de los casos, tanto en reactores de laboratorio como de tama\u00f1o industrial, para tratar aguas residuales a temperaturas pr\u00f3ximas a 30 \u00c2\u00bac. Estas aguas suelen proceder de tratamientos anaerobios operados en el rango mes\u00f3filo. En el cap\u00edtulo 5 se estudia la posibilidad de operar el proceso a temperaturas inferiores, lo cual permitir\u00eda su aplicaci\u00f3n a aguas residuales de diferentes procedencias. En una primera etapa se estudiaron los efectos de la temperatura a corto plazo por medio de ensayos de actividad. Se encontr\u00f3 una tendencia de tipo arrhenius con una energ\u00eda de activaci\u00f3n de 63 kj\/mol y el \u00f3ptimo en el intervalo 35-40 \u00c2\u00bac. A continuaci\u00f3n se fue disminuyendo gradualmente la temperatura de operaci\u00f3n de un reactor sbr anammox con el fin de detectar una posible adaptaci\u00f3n de la biomasa. El sistema fue operado eficientemente a 18 \u00c2\u00bac, observando que la resistencia de la biomasa sometida en continuo a bajas temperaturas era mayor que la encontrada durante los ensayos de actividad. Sin embargo, cuando la temperatura de operaci\u00f3n fue de 15 \u00c2\u00bac, se empez\u00f3 a acumular nitrito (sustrato limitante) en el medio de reacci\u00f3n y el sistema perdi\u00f3 su estabilidad. Finalmente, se estudi\u00f3 el tratamiento del sobrenadante de un digestor anaerobio a 20 \u00c2\u00bac en un sistema con dos reactores sbr en serie, que llevaban a cabo la nitrificaci\u00f3n parcial y el proceso anammox. La carga nitrogenada global eliminada por el sistema fue de 0,08 g n\/(l d).  despu\u00e9s de investigar de forma independiente los efectos de los sustratos y la temperatura sobre el proceso anammox, en el cap\u00edtulo 6 se emplea una herramienta estad\u00edstica (modelos de superficie de respuesta) para evaluar la influencia combinada de distintas variables. En este caso se tom\u00f3 la biomasa procedente de un reactor de deamonificaci\u00f3n (proceso anammox de una etapa en biopel\u00edcula) y se us\u00f3 la actividad anammox espec\u00edfica como variable de respuesta. Se seleccionaron como variables controladas la temperatura, el ph, la concentraci\u00f3n de amonio, la concentraci\u00f3n de nitr\u00f3geno total y la relaci\u00f3n entre amonio libre y \u00e1cido nitroso. Se observ\u00f3 que los par\u00e1metros m\u00e1s importantes a la hora de optimizar la actividad anammox eran la temperatura, el valor de ph y tambi\u00e9n la relaci\u00f3n entre amonio libre y \u00e1cido nitroso. Adem\u00e1s se encontraron sus intervalos \u00f3ptimos. En funci\u00f3n de esta informaci\u00f3n se propuso una estrategia de control para un reactor de deamonificaci\u00f3n.  debido a la lenta velocidad de crecimiento de la biomasa anammox y a su reducida productividad celular, es importante mantener una buena retenci\u00f3n de la biomasa en el interior de los reactores. Esto es especialmente importante durante la puesta en marcha cuando se parte de una peque\u00f1a cantidad de in\u00f3culo. En este sentido, una de las alternativas que se han propuesto para la mejora de la retenci\u00f3n de la biomasa anammox es la formaci\u00f3n de biopel\u00edculas. Los dos \u00faltimos cap\u00edtulos de esta tesis se centraron en esta tecnolog\u00eda. En el cap\u00edtulo 7 se estudia la influencia del estr\u00e9s mec\u00e1nico y la salinidad en la formaci\u00f3n de biopel\u00edculas anammox. El desarrollo de las biopel\u00edculas se sigui\u00f3 mediante un sensor basado en las propiedades de vibraci\u00f3n superficial. En general, se observ\u00f3 que la biomasa anammox tiene una buena capacidad para formar biopel\u00edculas, durando la fase de adhesi\u00f3n inicial de la biomasa al soporte de 5-7 d\u00edas para los tres diferentes caudales empleados (25,2; 8,4; 7,3 l\/h) que correspondieron a la aplicaci\u00f3n de flujos con reynolds 188, 63 y 54. La estabilidad de la biopel\u00edcula fue mayor cuando se form\u00f3 bajo condiciones de estr\u00e9s mec\u00e1nico m\u00e1s alto. Adem\u00e1s se observ\u00f3 que la presencia de sales (nacl, cacl2) favorec\u00eda la formaci\u00f3n de la biopel\u00edcula, debido a la reducci\u00f3n de las fuerzas de repulsi\u00f3n electrost\u00e1tica. Los efectos del cacl2 fueron mayores que los causados por el nacl probablemente debido a la formaci\u00f3n de puentes cati\u00f3nicos divalentes. En los dos casos se observ\u00f3 la incorporaci\u00f3n de compuestos inorg\u00e1nicos a la biopel\u00edcula.  finalmente, en el cap\u00edtulo 8 se estudia la puesta en marcha y operaci\u00f3n de un sistema anammox de biopel\u00edcula. Se eligi\u00f3 la zeolita natural como soporte para la biomasa, debido a su capacidad para adsorber amonio, que es uno de los sustratos consumidos por los organismos anammox. De este modo, la biomasa en forma de biopel\u00edcula podr\u00eda tener un mejor acceso al nh4+ y se fomentar\u00eda la formaci\u00f3n de dicha biopel\u00edcula. Se observ\u00f3 que para promover la formaci\u00f3n y crecimiento de la biopel\u00edcula anammox era crucial mantener baja la concentraci\u00f3n de amonio en el medio de reacci\u00f3n, de modo que la mayor parte de dicho sustrato se encontrara adsorbido sobre las zeolitas.   una vez que se logr\u00f3 que se desarrollara la biopel\u00edcula, la retenci\u00f3n de biomasa que se alcanz\u00f3 en el sistema fue muy buena, con concentraciones de s\u00f3lidos en suspensi\u00f3n vol\u00e1tiles en el efluente inferiores a 3 mg ssv\/l. Como consecuencia, la concentraci\u00f3n de biomasa en el reactor se increment\u00f3 significativamente. Adem\u00e1s, se logr\u00f3 una mejora en la actividad espec\u00edfica de la biomasa, alcanzando valores de hasta 0,5 g n\/(g ssv d).  la elevada densidad de las part\u00edculas de zeolita implic\u00f3 la necesidad de aplicar una potencia de agitaci\u00f3n relativamente elevada al medio de reacci\u00f3n, a fin de mantener dichas part\u00edculas en suspensi\u00f3n. Durante la puesta en marcha, la agitaci\u00f3n aplicada podr\u00eda producir una abrasi\u00f3n causada por part\u00edculas de zeolita no cubiertas, lo que tendr\u00eda efectos perjudiciales para la biopel\u00edcula. Adem\u00e1s, el estr\u00e9s mec\u00e1nico en si mismo podr\u00eda causar un descenso en la actividad espec\u00edfica de la biomasa. Una vez que todas o la gran mayor\u00eda de las part\u00edculas se encontraron completamente cubiertas por biomasa, este problema se minimiz\u00f3 debido al descenso en la densidad global de las part\u00edculas y a la menor potencia de agitaci\u00f3n necesaria. Adem\u00e1s las part\u00edculas cubiertas por biopel\u00edcula tienen menor capacidad abrasiva.  debido a que el crecimiento de la biopel\u00edcula se consigui\u00f3 cuando la concentraci\u00f3n de amonio en el l\u00edquido se mantuvo relativamente baja, un reactor operando con esta tecnolog\u00eda debe alimentarse con una relaci\u00f3n de sustratos pr\u00f3xima a la estequiom\u00e9trica. Para conseguir esta relaci\u00f3n el reactor de nitrificaci\u00f3n parcial que produce el nitrito debe controlarse de forma cuidadosa. Esto puede resultar complicado durante los per\u00edodos de puesta en marcha. Un inconveniente adicional podr\u00eda ser el hecho de que, teniendo en cuenta que el proceso anammox puede ser inhibido por nitrito, tal como se demuestra en el cap\u00edtulo 3, la operaci\u00f3n con un exceso significativo de amonio podr\u00eda considerarse m\u00e1s segura, especialmente cuando las concentraciones en el influente no son muy estables. Sin embargo, debido a que una cantidad de amonio se encontrar\u00e1 adsorbida en el soporte s\u00f3lido durante la operaci\u00f3n, el sistema podr\u00e1 actuar como un tamp\u00f3n de amonio y mitigar en cierta medida las sobrecargas por nitrito. De hecho, esta puede ser una de las principales ventajas del uso de las zeolitas como soporte de la biomasa, cuando se comparan con otras tecnolog\u00edas anammox de biopel\u00edcula (como los anillos kaldnes), puesto que las zeolitas son una especie de soporte activo mientras que el pl\u00e1stico, vidrio y otros tipos de materiales no tienen esta capacidad.  con los trabajos realizados y expuestos en esta tesis doctoral se ha profundizado en el conocimiento de algunos de los aspectos clave del proceso anammox como son su puesta en marcha y las condiciones de operaci\u00f3n para mantener la estabilidad del sistema. Por lo tanto se considera que el conjunto de conocimientos obtenidos, que fueron resumidos a lo largo de la presente secci\u00f3n, facilitar\u00e1 la implantaci\u00f3n industrial de dicho proceso para el tratamiento de diferentes aguas residuales.      objectives and summary  this doctoral thesis is focused on biological treatment of wastewater and, specifically, on nitrogen removal. There are three main environmental problems caused by nitrogen pollution in aquatic ecosystems: it can decrease the ph of freshwater bodies without much alkalinity, leading to their acidification; it can stimulate or enhance the development and proliferation of photosynthetic organisms, resulting in eutrophication of aquatic ecosystems; and it can cause direct toxicity in aquatic life, leading to increased mortality and reproductive problems. In addition, nitrogen pollution of ground and surface waters can induce adverse effects on human health like acute toxicity, carcinogenesis, mutagenesis and allergies.  nitrogen is usually present in wastewater as ammonium. Biological conventional processes for nitrogen removal in wastewater treatment plants are based on nitrification and denitrification. Nitrification is the oxidation of ammonium firstly to nitrite and then to nitrate, by means of ammonium oxidizing bacteria and nitrite oxidizing bacteria, respectively. Total consumption of oxygen in order to convert ammonium into nitrate is about 4.2-4.5 g o2\/(g nh4+-n). Furthermore, nitrification causes alkalinity consumption and 7.1 g caco3\/(g nh4+-n) are necessary. This alkalinity can be already present in the wastewater to be treated or can be chemically added. The next step is the reduction of the nitrate and nitrite to nitrogen gas by means of denitrifying bacteria which use biodegradable organic matter as electron donor. However, there are some kinds of wastewater with low concentrations of biodegradable organic matter. In these cases an external biodegradable carbon source is necessary in order to obtain a complete denitrification, which implies an economic cost. Some typical external carbon sources are short chain alcohols (e.G. Methanol, ethanol), acetate and glucose. Usually, methanol is the cheapest available carbon source, thus it is the most used compound. The need of organic matter per unit of mass of nitrogen is about 3.7 g cod\/(g n) when methanol is employed.  the use of technologies based on anaerobic ammonium oxidation (anammox) is a relatively new alternative for nitrogen removal from wastewaters with low cod\/n ratios. This process is carried out by autotrophic bacteria which, in anoxic conditions, combine ammonium and nitrite into nitrogen gas and a small amount of nitrate. Since nitrite is not usually present in wastewater, it will be necessary to oxidize about 50% of the ammonium into nitrite (partial nitrification).  partial nitrification and anammox processes can be carried out in two different units. The first reactor is operated under aerobic conditions in order to convert approximately half of the ammonium in the influent into nitrite. The second reactor is the anammox anoxic reactor where autotrophic denitrification is obtained.   partial nitrification and anammox processes can also be carried out together in a single unit. This technology has received different names: canon (completely autotrophic nitrogen removal over nitrite); oland (oxygen-limited autotrophic nitrification-denitrification) and deammonification. The main difference among them is that canon process employs suspended biomass growing in a mixed reaction medium, while oland and deammonification are biofilm processes, thus biomass is growing on biodiscs or on moving plastic carriers, like kaldnes rings. Dissolved oxygen concentration is the main operational variable to obtain a stable operation of the system. Diffusional limitations allow oxygen to be completely consumed in the outer layer of the granule or biofilm, the inner part being anoxic. Therefore, partial nitrification is carried out in the external part while anammox bacteria will be growing in the inner layers.  in any case and regardless of the reactor configuration, both processes, nitrification and anammox, are autotrophic, thus biodegradable organic matter is not necessary. Besides, the requirements of oxygen are about 40% lower compared to conventional nitrification\/denitrification because only 50% of the ammonium needs to be oxidized to nitrite. The production of sludge is also much lower due to the small biomass yield of the autotrophic organisms. Therefore partial nitrification\/anammox can be considered cheaper and more sustainable than conventional nitrification\/denitrification.   despite the advantages of the anammox process, there are still some important research issues which should be addressed in order to increase the chances to apply the anammox process at full scale. Some of these issues are the focus of the research developed in the present doctoral thesis. Specifically, these topics are the improvement of the biomass retention in the reaction systems, the evaluation of the effects of the potential inhibitors of the process and the application of the process at the mesophilic range of temperature.  along the next paragraphs, the main contents of each chapter of the thesis are summarized:  in chapter 1, a literature revision about nitrogen removal from wastewater is done. Besides, the main characteristics and operational conditions of the anammox process are described in detail. Economic analyses of different technologies for nitrogen removal from wastewater are also included. Finally, the future perspectives of nitrogen removal by anammox are discussed.  in chapter 2, the materials and methods employed to carry out the experimental work of this doctoral thesis are explained. First, the methods employed to analyze the properties of the liquid phase are detailed. They are followed by the techniques for the physical and microbiological characterization of the biomass. Finally, the composition of the anammox mineral medium is included. This medium was used to prepare the synthetic anammox feeding.  in chapter 3, the inhibition of the anammox process caused by its substrates (nitrite and ammonium) is studied. The unionized species of the substrates (i.E. Free ammonia (fa) and free nitrous acid (fna)) were assumed to be the responsible for the inhibition of anammox process. An advantage of using inhibition threshold concentration levels in terms of these unionized compounds is that their use in the control of different anammox systems with varied conditions may be easier.   in a first part, short time inhibitory effects were assessed by means of specific activity tests. Two different types of anammox biomass (biofilm growing on inorganic carriers and flocculent sludge) were employed. The value of ic50 (concentration which caused 50% of inhibition) for fa was estimated about 35 mg nh3-n\/l, without significant differences between the two kinds of biomass tested. In the case of fna, the value of ic50 for biofilm biomass was about 11 \u00c2\u00b5g hno2-n\/l. However, the flocculent biomass was much less resistant and its specific activity sharply decreased below 30% in the presence of only 4.4 \u00c2\u00b5g hno2-n\/l. Subsequently, the study of the long-term effects was carried out in lab-scale sequencing batch reactors inoculated with the biofilm biomass. It was found that the long term effects were more important than those observed at short term exposition. In particular, at concentrations of 35-40 mg nh3-n\/l and 1.5 \u00c2\u00b5g hno2-n\/l stable operation of the reactor was not reached.   the aim of chapter 4 is to assess if the anammox treatment of wastewaters from anaerobic digestion of manure was possible. These wastewaters are expected to contain significant concentrations of antibiotics. Thus, this chapter is focused on the effects caused by two broad spectrum antibiotics (chloramphenicol and tetracycline hydrochloride) on the anammox process. First, the short term effects were studied by means of activity and biotoxicity assays. It was found that both antibiotics produced strong inhibitory effects and besides, tetracycline hydrochloride caused deactivation of the biomass. Anammox activity and biotoxicity assays gave similar values of ic50 for chloramphenicol, about 400 mg\/l. However, in the case of tetracycline hydrochloride, the ic50 calculated from activity tests was about 220 mg\/l, much higher than 94 and 42 mg\/l, which were the ic50 values at 5 and 15 min obtained by biotoxicity tests. The difference between biotoxicity results at 5 and 15 min would confirm the increase of the toxic effect caused by tetracycline along time.   subsequently, long term effects were researched adding each antibiotic to the feeding of an anammox sbr reactor. It was observed that 20 mg\/l of chloramphenicol caused 80% of decrease of the anammox activity. Similar effects were observed when the reactor was operated in presence of 50 mg\/l of tetracycline hydrochloride. Despite the loss of activity, both antibiotics did not cause changes in the physical properties of the biomass, which allowed good biomass retention. Since these antibiotics were negatively affecting the anammox process, degradation technologies which could be used previously to the anammox reactor are discussed in this chapter.  the anammox process has been usually operated, both at lab scale and industrial scale, to treat wastewaters at temperatures around 30 \u00c2\u00bac. These wastewaters are usually the effluent of anaerobic digesters operated at the mesophillic range of temperature. In chapter 5 the operation of the process at lower temperatures is studied in order to apply the process to different types of wastewaters. In the first part, the short term effects of temperature were studied by means of specific activity tests. An arrhenius type trend was found with activation energy of 63 kj\/mol and the optimum activity at 35-40 \u00c2\u00bac. The next part of the experiments consisted of the gradual diminution of the temperature of an anammox sbr, in order to find a possible adaptation of the biomass. The system was efficiently operated at 18 \u00c2\u00bac and the resistance of the biomass, which was slowly adapted to low temperatures, was higher than that observed during activity tests. However, when temperature of operation was 15 \u00c2\u00bac, nitrite (i.E. Limiting substrate) started to accumulate in the reaction medium and the system lost its stability. Finally, the supernatant of an anaerobic digester was treated at 20 \u00c2\u00bac by means of a system with two sbr reactors in series, which were carrying out the partial nitrification and the anammox process. The global nitrogen removal rate of this system was 0.08 g n\/(l d).  after researching independently the effects caused by the substrates and the temperature on the anammox process, in chapter 6 a statistical tool is employed (response surface models) in order to assess the combined influence caused by several variables. In this case the biomass samples were taken from a deammonification reactor (one-stage biofilm anammox process) and specific anammox activity was employed as response variable. Temperature, ph, ammonium concentration, total nitrogen concentration and free ammonia to free nitrous acid ratio were chosen as the controlled variables. It was observed that the significant parameters in order to optimize the process were the temperature, the value of ph and the ratio between free ammonia and free nitrous acid. Besides, the optimum ranges of these variables were found. Taking into account this information, a control strategy for a deammonification reactor was developed.  due to the slow growth rate and small biomass productivity of the anammox process, it is important to mantain good biomass retention in anammox reactors. This is especially important during start up when the amount of available inoculum is small. One of the alternatives studied to improve the retention of anammox biomass was the use of biofilm reactors. The two last chapters of this thesis are focused on this technology. In chapter 7 the influence of mechanical stress and salinity on formation of anammox biofilms is studied. The development of the biofilms was monitored by means of a sensor based on surface vibration properties. It was observed that anammox biomass has a good ability to form biofilms and the initial phase of adhesion to the support lasted about 5-7 days at the three different flow rates tested (25.2; 8.4; 7.3 l\/h), corresponding to reynolds numbers 188, 63 and 54. The stability of the biofilm was higher when it was formed under high mechanical stress. Besides, it was observed that the presence of salts (nacl, cacl2) enhanced the formation of the biofilm because of the reduction of electrostatic repulsion forces. The effects of the cacl2 were stronger than those caused by nacl probably because divalent cationic bridging was taking part when the calcium salt was used. Incorporation of inorganic compounds into the biofilm was observed in both cases.   finally, in chapter 8, the start up and operation of an anammox biofilm system is studied. Natural zeolite was employed as the biofilm support because this material is able to adsorb ammonium, which is one of the substrates consumed by the anammox organisms. This would favour the access of attached biomass to nh4+ and, therefore, it would promote the biofilm formation. It was observed that it was very important to keep a low concentration of ammonium in the reaction medium in order to promote the formation and growth of the biofilm. In these conditions, the most part of the ammonium was adsorbed on the zeolites.   once the biofilm was established and developed, the retention of biomass in the system was very good, with volatile suspended solids concentrations in the effluent lower than 3 mg vss\/l. As a consequence, the biomass concentration in the reactor increased significantly. Besides, the specific activity of the biomass increased, reaching values about 0.5 g n\/(g vss d).  the high density of zeolite particles implied the necessity of applying a high mixing power into the reactor to keep them in suspension. During the start-up period, the applied stirring power would promote abrasion produced by bare zeolite particles which can cause detrimental effects on biofilm. Furthermore, the shear stress by itself could cause a decrease on the biomass specific activity. Once the particles were fully covered with bio<\/p>\n<p>&nbsp;<\/p>\n<h3>Datos acad\u00e9micos de la tesis doctoral \u00ab<strong>Towards the improvement of start-up and operation of anammox reactors<\/strong>\u00ab<\/h3>\n<ul>\n<li><strong>T\u00edtulo de la tesis:<\/strong>\u00a0 Towards the improvement of start-up and operation of anammox reactors <\/li>\n<li><strong>Autor:<\/strong>\u00a0 Isaac Fern\u00e1ndez Rodr\u00edguez <\/li>\n<li><strong>Universidad:<\/strong>\u00a0 Santiago de compostela<\/li>\n<li><strong>Fecha de lectura de la tesis:<\/strong>\u00a0 22\/10\/2010<\/li>\n<\/ul>\n<p>&nbsp;<\/p>\n<h3>Direcci\u00f3n y tribunal<\/h3>\n<ul>\n<li><strong>Director de la tesis<\/strong>\n<ul>\n<li>Jos\u00e9 Luis Campos Gomez<\/li>\n<\/ul>\n<\/li>\n<li><strong>Tribunal<\/strong>\n<ul>\n<li>Presidente del tribunal: Luis manuel Ferreira de melo <\/li>\n<li>aurora Seco torrecillas (vocal)<\/li>\n<li>grzegorz Cema (vocal)<\/li>\n<li>aurora Santos lopez (vocal)<\/li>\n<\/ul>\n<\/li>\n<\/ul>\n<p>&nbsp;<\/p>\n","protected":false},"excerpt":{"rendered":"<p>Tesis doctoral de Isaac Fern\u00e1ndez Rodr\u00edguez Objetivos y resumen la presente tesis doctoral se enmarca en la depuraci\u00f3n biol\u00f3gica de 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