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Salón? - ¿Oxidación anaeróbica de amonio? Tratamiento de proceso

Aguas residuales ricas en amonio

American Fan Dongqin, M.S.M Jetten* y M.C.M Vanrecht**

p>

Departamento de Bioingeniería, Facultad de Ciencias Aplicadas, Universidad de Delft, Países Bajos. Technology, Julianalaan 67, Países Bajos

2828 Delft, Países Bajos (correo electrónico: MCMvanLoosdrecht@TNW.TUDelft.NL)

*Dirección actual: Departamento de Microbiología, Departamento de Ciencias , Universidad. Nijmegen, Países Bajos 6525 ED Lens Nijmegen

Países Bajos

**Autor correspondiente

Resumen El tratamiento de aguas residuales ricas en amonio, como lodos de depuradora. Los digestores de biogás pueden ser significativamente mejorar cuando se introducen nuevos procesos biotecnológicos. Este artículo combina parte del

proceso de nitrificación (¿nitrificación?) y del proceso de oxidación anóxica de amoníaco (¿oxidación anaeróbica de amoníaco?) y tratamiento del proceso

Evaluación del agua entrante rica en amoníaco. En este proceso combinado se estudió el reciclaje de lodos

Vino procedentes de la depuradora de aguas residuales de Rotterdam Dokhaven. La operación del proceso de salón se mantuvo estable durante más de 2

años con aireación continua en diez litros de CSTR con HRT de 1 día. Amoníaco en licor de lodos

Se convierte únicamente en 53% de nitrito. Durante las pruebas no se observó formación de nitrato. El efluente del proceso de salón es muy adecuado como entrada al reactor Anammox. El proceso anaeróbico de oxidación de amonio

opera como un proceso SBR de lodo granular. Más del 80% del amoniaco se convierte en gas natural con una carga de 1,2 kgN/m3 por día. Una sociedad mixta de bacterias similares a planctomicetos domina el reactor anammox, y sólo una pequeña proporción de la población está formada por bacterias aeróbicas que oxidan el amoníaco. Esto muestra que las bacterias oxidantes del amoníaco no se acumularon en el proceso SBR durante el proceso del salón de aguas residuales. El período de prueba demostró que el sistema combinado de oxidación anaeróbica de amonio de salón puede funcionar.

Un proceso estable y a largo plazo está listo para su implementación completa.

Palabras clave nitrificación parcial; nitrito; oxidación aeróbica y anaeróbica de amonio; vino de lodos

oxidación anaeróbica de amonio

Introducción

p>

El amoníaco es uno de los componentes más importantes que se han eliminado de las aguas residuales

Las aguas residuales se pueden descargar. Esto se logra principalmente mediante la oxidación completa del nitrato y la posterior reducción del nitrato a digas en condiciones anóxicas

DQO de sacrificio. La oxidación del amonio utilizando oxígeno (aire) en aguas residuales requiere una gran cantidad de energía. Además, las grandes cantidades de DQO presentes en las aguas residuales suelen ser limitadas, lo que hace necesaria la compra de metanol en forma de DQO.

Debido a la edad requerida para la nitrificación de lodos a largo plazo, son necesarios reactores de gran tamaño (requisitos de área)

. Algunas de estas limitaciones pueden superarse mediante dos aplicaciones

Nuevos procesos biotecnológicos desarrollados recientemente: nitrificación parcial del amoníaco

Rápido crecimiento del nitrito en la nitrificación y desnitrificación La función del nitrito es utilizar el amoníaco como donante de electrones. De esta manera se elimina el nitrógeno con un mínimo de DQO y energía.

El proceso de adenitrificación utiliza muy poca energía y DQO ​​

Un proceso básico en la Figura 1 propone el concepto de oxidación anaeróbica de salón de amonio, que ha sido parcialmente

El Se muestra la planta de tratamiento de aguas residuales implementada en Dokhaven, Rotterdam, Países Bajos. El agua circulante de lodos suele contener el 15% de la carga total de la planta y sólo el 1% de la carga hidráulica. El amoníaco (1-1,5 gNH4 nitrógeno/litro) se utiliza en el vino de lodo para eliminar parte del amonio oxidado a nitrito, y el nitrito se desnitrifica, después de lo cual el amonio se utiliza como donador de electrones.

Estos procesos esenciales para ambos sistemas han sido publicados recientemente

Ciencia y tecnología del agua: Número 1 Volumen 44 Páginas 153-160 ? Nuremberg Verlag 2001

153

En nuestro departamento de desarrollo: procesos Salon y Anammox (Van Recht y Jetten 1998). De esta manera, el requerimiento de oxígeno para la eliminación de nitrógeno se reduce en un 60%, no hay demanda química de oxígeno requerida, la producción de lodos es marginal y las emisiones netas de dióxido de carbono se reducen considerablemente.

Oxidación de amoniaco sin retención de biomasa

El proceso Sharon (Hellinga et al., 1997, 1999) opera sin retención alguna de biomasa.

Esto significa que la edad del lodo (BTV) es igual al tiempo de retención hidráulica (HRT). En un sistema de este tipo, la concentración del efluente depende únicamente de la tasa de crecimiento (1/SRT) de la participación bacteriana y es independiente de la concentración del agua de entrada. Durante el proceso de operación

La temperatura del proceso de salón supera los 25 ℃, se selecciona un rápido crecimiento de oxidantes de amonio

. Sin embargo, estos organismos tienen baja afinidad por el amonio (constante de afinidad

20-40 mgNH4 nitrógeno/litro). En la práctica, esto dará como resultado concentraciones de amonio relativamente altas (? 50-100 mg/L) cuando se aplican microorganismos a las aguas residuales. Por lo tanto, el proceso Salon es más adecuado para tratar aguas residuales con altas concentraciones de amonio ("500 mg/L"), en lugar de que la calidad del agua efluente sea crítica. Las aguas residuales de la digestión de lodos están a 30-40 grados Celsius

No se retiene biomasa microbiana, por lo tanto, la tasa de dilución se puede establecer en esa tasa

El oxidante de nitrato de amonio no crece lo suficientemente rápido como para permanecer en el reactor mientras se eliminan las bacterias oxidantes de nitrito

Salon opera desde hace más de 2 años un laboratorio de proceso (reactor de 2 litros) para la digestión de aguas residuales, que se amplió directamente al reactor. tamaño total (1800 m3)

Allí se investigó como se esperaba (Mulder et al., 2001)

Comunidades microbianas mixtas en biomasa de Salon

Técnica de ecología molecular (Logemann et al., 1998). Extracción de ADN total a partir de muestras biológicas y cebadores utilizados para la amplificación por PCR, con bacterias prevalentes. Los productos de la PCR se utilizaron para construir una biblioteca de genes. El análisis mostró que el clon dominante (69%). fue muy similar a Alcaligenes nitrificans y se confirmó cuantitativamente mediante dos métodos microscópicos independientes.

La presencia de aproximadamente el 50-70 % de las bacterias oxidantes del amoníaco se demostró utilizando genes de ARNr de 16 condados.

Oligonucleótidos fluorescentes dirigidos. La sonda (NEU653) es una especie nitrificante específica.

La bacteria nitrificante Alcaligenes ha sido descrita en la literatura como una bacteria nitrificante de rápido crecimiento capaz de crecer en altas concentraciones de amonio y nitrato. Fan Dongqin et al. 154

Figura 1 Implementación del proceso de oxidación anaeróbica de amonio de Sharon en Rotterdam Dokhaven

El proceso Salon produce una mezcla de amoníaco y nitrito

Cuando el reactor Salon se utiliza como alimento para el proceso anaeróbico de oxidación de amonio, solo es necesario convertir el 50 % del amonio en nitrito:

Sulfato de amonio

+ + HCO3

- + 0,75 oxígeno → 0,5 sulfato de amonio

+ + 0,5 dióxido de nitrógeno

- + dióxido de carbono + 1,5 agua (1)

Esta estequiometría de reacción significa que no Es necesaria una adición adicional de base, ya que el lodo causado por la digestión anaeróbica generalmente contendrá suficiente alcalinidad (en forma de bicarbonato de sodio) para compensar la producción de ácido si solo se agrega el 50% del nitrato de amonio.

oxidado.

Salon ha estado en el proceso de evaluar un extenso sistema de laboratorio con el potencial de producir una mezcla 50:50 de amonio y nitrito, vino de lodo

Agua de Rotterdam como planta de tratamiento de aguas residuales. Los resultados (Figura 1, Tabla 1) muestran que, de hecho, es posible una transformación estable. El óxido de amonio es 53% de nitrito con una carga de 1,2 kg de nitrógeno por metro cúbico por día, sin necesidad de control del pH. Bacterias oxidantes de amoníaco

Toleran altas concentraciones de nitrito (0,5 g NO2/L a pH 7).

Relación amonio/nitrito El proceso de efluente del salón puede ser sensible a los cambios en los valores de pH. ​entre 6,5 y 7,5 De esta manera, se puede obtener una desnitrificación suficiente durante el proceso de oxidación anaeróbica del amonio. Durante el experimento se realizaron varias pruebas exitosas (etapas 3 y 5) para evaluar la posibilidad. p>

de establecer el amonio requerido/agua sustituida usando un método de control de pH Relación de nitrato

U.S. Fan Dongqin et al

155

Tabla 1 Conversión del reactor Sharon durante las pruebas

Centrífuga de lodos de digestión en la planta de tratamiento de aguas residuales de Rotterdam Dokhaven (Tiempo de retención hidráulica = RT = 1 día)

Parámetros para el funcionamiento en estado estacionario de la unidad ** *período calculado (240 horas)

Agua de entrada nitrógeno amoniacal kg/m3 1,18 ± 0,14 1,17 ± 0,25

Agua de entrada óxido de nitrógeno kg/m3 0 0

Nitrato amoniacal en aguas residuales kg/m3 0,55 ± 0,10 0,60 ± 0,20

Dióxido de nitrógeno en aguas residuales kg/m3 0,60 ± 0,10 0,55 ± 0,20

Nitrato nitrato en aguas residuales kg/m3 0 0

Valor de pH 6,7 ± 0,3 6,8 ± 1,2

Conversión NH4 - N % 53 49

Conversión de nitrógeno kg/m3/d 0,63 ± 0,10 0,52 ± 0,20

Figura 2 Reactor de salón de conversión de sulfato de amonio Operación continua Tiempo de residencia hidráulica y tiempo de radio ambos días Período 1: Período de arranque, período 2, 4 y 6 operación en estado estacionario sin control de pH, período 3

5 Durante la prueba, la influencia del valor de pH del reactor en la conversión (X: nitrógeno amoniacal; ?: salida de NH4-N; ?: salida de nitrógeno de dióxido de nitrógeno)

Bajo este control Principio, uso de un sistema quimiostato: en dilución continua

la tasa de concentración del sustrato en las aguas residuales permanecerá sin cambios. Se ha demostrado que el amoníaco y

luego el amonio

+ es un sustrato positivo (Hellinga et al., 1999). Si el pH aumenta, la cantidad de contenido de amoníaco en las aguas residuales disminuye al aumentar el pH. Los resultados mostraron que se produjo un ligero cambio en el pH. entre los días 3 y 5 ha resultado en un gran cambio en la relación amonio/nitrito del efluente p>

La conversión sin control ya es alcanzable en un 90%, por lo que es cuestionable

Si el adicional. La eliminación del control del pH vale la pena económicamente.

El proceso anaeróbico de oxidación de amonio

El proceso anaeróbico de oxidación de amonio es un proceso en el que el dinitrato de amonio se convierte en nitrito en condiciones anóxicas

Como donador de electrones:

Sulfato de amonio

+ + Dióxido de nitrógeno

- → Nitrógeno + 2 agua (2)

Esta reacción catalítica anaeróbica de oxidación de amonio esta bacteria es autótrofa, lo que significa que el nitrito se puede convertir en gas gaseoso sin el uso de demanda química de oxígeno o la adición de metanol externo.

(Jetten et al., 1998). Se encontró que la presencia de una instalación de planta piloto durante la oxidación anaeróbica de amonio existía en el espíritu de Jin (Mulder et al.

, 1992, 1995). Se puede demostrar que los procesos de naturaleza biológica se autoinactivan mediante irradiación gamma, calentando lodos de plantas piloto o incubando con diversos inhibidores (Jetten et al., 1998).

Inhibición celular reversible de concentraciones de oxígeno tan bajas como 0,5% de saturación de aire

(Strous et al., 1997, Jetten et al., 1998). También se ha señalado que el nitrito es el aceptor de electrones preferido para el proceso.

Las bacterias responsables del proceso se han enriquecido en el reactor discontinuo de secuenciación

En el medio sintético se han enriquecido amonio, nitrito y bicarbonato de sodio (Strous et al.,

1998, 1999). La tasa de crecimiento (tiempo de duplicación de 11 días) y la tasa de crecimiento (0,11 gNH4-n) del organismo son muy bajas. Ventajas evidentes del proceso anaeróbico de oxidación de amonio y, por tanto, baja producción de lodos. Sin embargo, será necesario el uso de un sistema eficiente como el sistema de retención de biomasa

SBR para mantener toda la biomasa en el reactor anammox y

mientras el tiempo de arranque sea Se requiere producir suficiente biomasa. Tasa de consumo de nitrógeno altamente específica (0,82 n/gVSS.día), muy alta afinidad por el amoníaco y el nitrito (reportada como "0,1 mg?/L") y el crecimiento de gránulos permite una retención eficiente de la biomasa, lo que permite el diseño de unidades muy compactas.

Investigaciones anteriores han demostrado que algunas especies nitrificantes también pueden

oxidación con nitrito como aceptor de electrones. La velocidad de reacción en condiciones hipóxicas o limitantes de oxígeno es inferior a 0,08 nefritis/gVSS.día (Bock). et al., 1995; Jetten) et al., 1999; Verstraete, 1998; Schmidt, Bock, 1998;

Además, nuestro cultivo estuvo dominado por un 70% o más de un microorganismo morfotípico.

Los resultados mostraron tres miembros del mismo orden.

Planctomycetales. : brotes de división celular, compartimentación celular interna

Presencia de estructura crateriforme de la pared celular y presencia de dislipidemia

Nombre provisional basado en el análisis del ARN 16S de las membranas (Strous et al. , 1999)

Se ha propuesto a Brocadia Anammoxidans como el organismo responsable de los procesos de oxidación anaeróbica de amonio

Recientemente se han informado pérdidas significativas de nitrógeno (Tabla 2). en varios sistemas de tratamiento de aguas residuales (Helmer y Art, 1998; Hippen et al., 1996; Siegrist et al., 1998, Schmid et al., 2000). En tales condiciones del sistema, Fan Dongqin et al. 156

Vertedero en el que pueden *existir bacterias nitrificantes y anaeróbicas de oxidación de amonio

( Schmid et al., 2000). Las bacterias oxidantes se determinaron con la ayuda de sondas de hibridación específicas. Se encontró una gran cantidad de nitrificadores convencionales. Estas observaciones sugieren que la oxidación anaeróbica del amonio puede estar muy extendida en la naturaleza y puede derivarse de muchas fuentes diferentes. >En un informe reciente de un estudio de viabilidad (Strous et al., 1997) se investigó la eliminación de amonio de las aguas residuales del digestor de lodos mediante un proceso anaeróbico de oxidación de amonio.

Los resultados de este estudio

sugieren que los compuestos en el efluente del digestor no afectaron negativamente la oxidación anaeróbica de amonio

lodo. El pH (7,0-8,5) y la temperatura (30-37°C) optimizan bien el proceso.

Los valores dentro del rango son los esperados para aguas residuales de digestores. Los experimentos de laboratorio en un reactor de lecho fluidizado a escala (2 L) demuestran la capacidad de la oxidación anaeróbica de amonio para eliminar el amoníaco y el nitrito de los efluentes de lodos en digestores de biogás eficientes. La carga de nitrógeno

del reactor anaeróbico de lecho fluidizado de oxidación de amonio se puede aumentar de 0,2 kg Ntot/m3d a 2,6

kg Ntot/m3d. Debido a limitaciones de nitrito, no se alcanza la capacidad máxima. En experimentos con aguas residuales sintéticas se han obtenido valores de 5,1 kg Ntot/m3d (Jetten et al. 1998).

Se ha probado con éxito un proceso combinado de oxidación anaeróbica de amonio y nitrificación parcial (SALO) utilizando efluentes de digestores de lodos. El reactor Sharon

opera sin control de pH con una carga total de nitrógeno de aproximadamente 1,2 kg N/m3 por día.

El amonio se convirtió al 53% en los lodos de depuradora del digestor de biogás, mientras se controlaba el pH (Tabla 1). Una mezcla de nitrito de amonio de este tipo es adecuada para el proceso de oxidación anaeróbica de amonio. El reactor Sharon de salida sirve como reactor discontinuo de secuenciación de oxidación de amoníaco y agua de entrada. Nitrito En un reactor anaeróbico limitado de oxidación de amonio se elimina todo el nitrito y queda el amonio residual. Carga de nitrógeno durante el período de prueba

0,75 kg por metro cúbico por día (Tabla 3). La actividad alcanza un valor de hasta 0,8 kg de nitrógeno por kilogramo de peso corporal seco al día.

Un aspecto clave del estudio de viabilidad es el posible impacto de la oxidación anaeróbica del amonio en la biomasa

(oxidante de nitrato de amonio y vino bacteriano en el lodo) en el agua entrante

p>

El proceso de oxidación anaeróbica del amonio. Una ligera acumulación de lodo en el reactor anammox puede afectar negativamente al proceso anammox. La producción neta de células anammox es baja y el efecto de la acumulación será diluir significativamente la biomasa de anammox. El análisis FISH mostró que la mayoría de las bacterias

en el reactor anammox eran del tipo anammox, y solo se pudo detectar una pequeña cantidad de origen nitrificante

del proceso de salón. Además, se compararon las cantidades de bacterias oxidantes de amonio en el efluente y el afluente de la oxidación anaeróbica de amonio. Esto indica que

el volumen de lavado de los sistemas de salón (que funcionan sin productos biológicos

American Fan et al.

157

Tabla 2 informe sobre la actividad de Anammox y la presencia de bacterias anammox similares a los planctomicetos

Condiciones del agua de entrada del sistema Referencia Neuro/Amx de peces

Aguas residuales de glóbulos rojos O2-Limited +/+ Sigris Ph.D. al. 1998

Limitada +/+ de lixiviados de glóbulos rojos O2 limitada +/+ Schmid et al. 2000

Anoxia en medios de amonio en lecho compacto - Ashbolt gen. p>Anoxia en medio de amonio en lecho fluidizado. - / + Jetten et al. 1998

Hipoxia en medio de sulfato de amonio en proceso SBR - / + Strous et al. vino de lodos - / +Este artículo

conservado) y no tiene ningún impacto negativo en el proceso anaeróbico de oxidación de amonio cuando se completa en un

reactor de lodos granulares.

En la actualidad, el proceso combinado de oxidación anaeróbica de amonio de salón

está plenamente implementado. Para ello se diseñó y evaluó económicamente todo el proceso

El tratamiento de lodos en una depuradora de aguas residuales en Dokhaven, Rotterdam. Este proceso

El diseño se muestra en la Tabla 4.

Se evaluaron tres casos porque la gestión de lodos tiene efectos considerables sobre el caudal y la concentración del agua concentrada. La digestión directa

del lodo restante dio como resultado una concentración de amonio de 500 mgN/concentración del lago

El espesamiento del lodo o la digestión centrífuga previa dieron una mayor concentración de amonio

y menor flujo. La principal escala del proceso sin retención de lodos (salón) es el tiempo de retención hidráulica, por lo que el tamaño del reactor de salón afecta fuertemente la entrada de agua más concentrada. El proceso de biopelícula es esencialmente una carga real a escala y no afecta la concentración del afluente. Mantenga

El parámetro variable de tiempo aquí. Dado que el campo de biopelícula en el reactor de biopelícula se utiliza principalmente para determinar la capacidad de conversión, el proceso de tipo de lodo granular (como el proceso SBR de lodo granular, el lecho de lodo anaeróbico de flujo ascendente o el reactor de circulación interna (IC)) da como resultado un tamaño de reactor mucho más pequeño.

Se realizaron estimaciones de costos basadas en procesos. Esto supone que la instalación

deberá realizarse en un nuevo sitio web. Estas tarifas deben considerarse indicaciones absolutas, ya que los valores pueden ser muy específicos del sitio. Estos costos pueden compararse mediante cálculos similares a otros procesos que han sido probados para la eliminación de nitrógeno a escala de planta piloto en la digestión de lodos (STOWA, 1995). Para metanol con proceso de desnitrificación

Esto permite la eliminación estimada de F 2-3/kgN. Los resultados de esta comparación indican que el costo

de la inversión adicional en la rutina de equilibrio de metanol y desnitrificación por aireación

un segundo reactor anaeróbico de oxidación de amonio. Otras biotecnologías (como biopelículas y membranas

American Fan Dongqin et al. 158

Tabla 3 Conversión de lodo granular en reactor anaeróbico de oxidación de amonio método SBR y Fed

aguas residuales nitrificadas por un reactor Sharon (Tabla 1)

Parámetros para el funcionamiento de la unidad en estado estacionario

Durante la prueba, 110 kg/día de nitrógeno amoniacal afluente/ m3 0,55 ± 0,10

Agua de entrada dióxido de nitrógeno nitrógeno kg/m3 0,60 ± 0,10

Conversión NH4 - N kg/m3/d 0,35 ± 0,08

Conversión de nitrógeno NO2 kg/m3/ d 0,36 ± 0,01

Dióxido de nitrógeno de aguas residuales nitrógeno kg/m3 0

Conversión de volumen kg Ntot/m3/d 0,75 ± 0,20

Conversión de lodos kgNtot/kg SS /día 0,18 ± 0,03

Tabla 4 Salón Integral Dimensional - Tres casos diferentes del proceso de oxidación anaeróbica de amonio

Parámetros del reactor Unidad Caso 1 Caso 2 Caso 3

General carga de nitrógeno kg N/día 1.200 1.200 1.200

Concentración de NH4-N kg N/m3 500 1.200 2.000

Caudal de agua de entrada m3/día 2400 1000 600

Volumen del reactor de salón metros cúbicos 3120 1300 780

Demanda de oxígeno kg O2/día 2181 2181 2181

Demanda de aviación

*

Nm3/día 56.000 56.000 56.000

Volumen del lecho móvil metros cúbicos 450 450 450

Yan El tiempo de retención hidráulica del reactor anaeróbico de oxidación de amoniaco es de 4,5 horas 18 de noviembre

El tiempo de retención hidráulica del reactor anaeróbico de oxidación de amoniaco es 0,75 Horas 1,8 3

*El cálculo supone un consumo de oxígeno de 15 g /Nm3/mreactor

Proceso) tiene mayores costos de inversión y mayores costos operativos debido a la conversión

¿Excede F 5-10/kg inducido por nitrato? Valor técnico para física/química

F 10-25/kg ? Eliminar estimación.

Estos valores pueden cambiar significativamente si, por ejemplo, la energía está disponible de forma gratuita o a bajo coste. Sin embargo, el pretratamiento debe eliminar los carbonatos, en los que los procesos físicos contribuyen significativamente al precio.

Conclusión

Se han desarrollado dos nuevos conceptos para la desnitrificación de aguas residuales

que reducen en gran medida el uso de energía y productos químicos. Utilizando el proceso de oxidación anaeróbica de amonio de salón fusionado, la desnitrificación ya no requerirá entradas de demanda química de oxígeno. El sistema combinado, por tanto, puede funcionar de forma independiente. Esto permite optimizar la DQO y la desnitrificación por separado. El concepto propuesto

probado durante largos períodos de tiempo mostró un efluente estable y una alta eliminación de nitrógeno amoniacal

sin necesidad de control del proceso. Dado que se puede esperar la implementación total de un cálculo de costes agresivo

en un futuro próximo.

Agradecimientos

La investigación sobre tecnologías de conversión de nitrógeno fue apoyada financieramente por la

Foundation for Applied Water Research (STOWA), la Fundación para las Ciencias Aplicadas

(Exención corta), Real Academia de Artes y Ciencias (KNAW), DSM Keynote, Parker y

Grontmij Consultant. Agradecemos a nuestros colegas por las fructíferas discusiones y colaboración.

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159

Tabla 5 Estimación de costos para el proceso Sharon Anammox mencionado en la Tabla 4

Parámetro Stock Caso 1 Caso 2 Caso 3

Nitrógeno carga kg nitrógeno/día 1.200 1.200 1.200

Caudal M3/día 2400 1000 600

Concentración kg/m3 500 1.200 2.000

KF de inversiones 4983 3997 3603

KF de depreciación/año 528 433 393

KF de mantenimiento/año 101 90 83

KF de individuos/año 24 24 24

***KF de fósforo del material D/año 653 547 500

KF de electricidad/año 181 167 163

KF de coste total/año 834 714 663

Costo por kilogramo de nitrógeno eliminado f 30 de febrero 1,97 1,83

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