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CAPÍTULO VI
RESULTADOS Y DISCUSIÓN DE RESULTADOS
La demanda química de oxígeno (DQO) es el principal parámetro utilizado para
estudiar el comportamiento del filtro percolador. Con este parámetro se realizó el estudio
del efecto de la carga orgánica e hidráulica en la eficiencia de remoción de materia
orgánica del filtro. La eficiencia de remoción se definió como:
⎟⎟⎠
⎞⎜⎜⎝
⎛ −= 100*
o
eo
SSSEficiencia Ec. 6.1
siendo:
So = concentración de DQO en la alimentación, mg DQO /l
Se = concentración de DQO en la salida, mg DQO /l
La eficiencia es inversa a la relación Se/So, y cuando ambos datos adquieren un valor
constante, se ha llegado al estado estable de operación del sistema. También se determinó
la eficiencia del sistema por unidad de longitud, es decir:
AS
SS
longEfic o
eo⎟⎟⎠
⎞⎜⎜⎝
⎛ −
=100*
/. Ec. 6.2
Donde A es la altura del empaque. Ya que el estudio realizado es con un filtro percolador
a escala de laboratorio, este valor nos permite comparar los resultados con filtros de
diferentes longitudes empleados en otros estudios.
Resultados y discusión de resultados
32
6.1 Resultados obtenidos
1 2.55 9.25 0.66 33.98 61.782 1.5 5.47 0.55 44.77 81.403 1.5 10.94 0.79 21.32 38.764 0.75 5.47 0.54 46.42 84.405 1.50 5.80 0.41 59.29 107.806 3.01 12.27 0.60 39.75 72.267 4.51 17.85 0.72 28.12 51.138 1.50 16.39 0.65 35.24 64.089 3.01 34.25 0.65 35.37 64.30
10 4.51 49.44 0.76 24.07 43.7711 1.50 27.13 0.71 29.39 53.4512 3.01 54.45 0.74 25.63 46.6013 4.51 83.52 0.80 19.53 35.51
Eficiencia remoción DQO
Efic./m
A
B
Se/Si promAgua
Residual sintética
ExperimentoCarga Hidráulica (
*10-5 m3/m2 s)Carga Orgánica (*10-5
kg DQO /m3s )
Tabla 6.1. Cargas utilizadas y eficiencia de remoción
1 2127.44 1404.53 722.91 3.35 33.842 2114.80 1168.00 946.80 2.59 203 3995.29 3143.53 851.76 2.33 204 3814.43 2043.83 1770.61 2.42 105 2120.00 863.00 1257.00 3.44 206 2242.86 1351.43 891.43 4.88 407 2174.29 1562.86 611.43 5.02 608 5991.66 3880.00 2111.66 5.78 209 6258.33 4045.00 2213.33 12.11 40
10 6023.33 4573.33 1450.00 11.90 6011 9914.29 7000.00 2914.29 7.97 2012 9950.00 7400.00 2550.00 13.95 4013 10175.00 8187.50 1987.50 16.31 60
Alim prom. DQO (mg/L)
Salida prom. DQO (mg/L)
Cambio DQO prom. (mg/L) Flujo (l/d)
Remoción másica (*10-5 kg DQO /m3s
)
Agua Residual sintética
Experimento
A
B
Tabla 6.2. Mediciones de DQO y cambio de DQO
Las Tablas 6.1 y 6.2 resumen el comportamiento promedio del filtro al aplicársele
distintas cargas orgánicas e hidráulicas, así como diferentes composiciones de
alimentación.
Resultados y discusión de resultados
33
6.2 Efecto de la carga orgánica
Se observa que para el agua residual sintética A a la menor carga orgánica aplicada
de 5.47 *10-5 kg DQO/m3s e hidráulica de 0.75 * 10-5 m3/m2s se obtuvo la mayor
eficiencia de remoción, 46.4%. A la mayor carga orgánica aplicada la eficiencia de
remoción promedio dio un valor muy bajo, 21.3 %. Para el agua residual sintética B la
mayor eficiencia de remoción fue de 59.3%, la cual fue obtenida con la menor carga
orgánica e hidráulica aplicada de 5.8 *10-5 kg DQO/m3s y 1.5 * 10-5 m3/m2s
respectivamente. La carga orgánica tuvo un gran efecto en la eficiencia del filtro. A
medida que aumentó la carga orgánica la eficiencia de remoción de DQO disminuyó, Fig.
6.1. La eficiencia osciló entre 19.53% y 59.29%, que en términos de eficiencia por
unidad de longitud, considerando una altura de 0.55 m, equivalen a 35.51% y 107.8%, así
que todos los valores obtenidos son aceptables, y el filtro realiza una buena remoción de
materia orgánica aún con cargas orgánicas altas.
0
10
20
30
40
50
60
70
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90
Carga Orgánica (*10-5 kg DQO/m3s)
Efic
ienc
ia d
e re
moc
ión
de D
QO
Fig. 6.1. Efecto de carga orgánica en la eficiencia de remoción de DQOa
a En las figuras 6.1-6.7 los puntos azules son del agua residual A, y los rosas del agua residual B.
Resultados y discusión de resultados
34
En la figura 6.1 también se observa que el efecto de la carga orgánica se presenta de
forma asintótica, por lo que a altas cargas orgánicas la variación en la eficiencia de
remoción es menor, es decir, a las altas cargas orgánicas, el sistema no es función de
ellas, sino del proceso de difusión molecular en la capa microbiana.
Independientemente de la carga hidráulica que se maneje, la eficiencia del sistema sigue
siendo función de la carga orgánica, Figs. 6.2-6.4.
0
10
20
30
40
50
60
70
0 5 10 15 20 25 30
Carga Orgánica (*10-5 kg DQO/m3s)
Efic
ienc
ia d
e re
moc
ión
de D
QO
Fig. 6.2. Efecto de carga orgánica en % de remoción de DQO con una carga hidráulica de 1.5 * 10-5 m3/m2s. a
20
25
30
35
40
45
0 10 20 30 40 50 60
Carga Orgánica (*10-5 kg DQO/m3s)
Efic
ienc
ia d
e re
moc
ión
de D
QO
Fig. 6.3. Efecto de carga orgánica en % de remoción de DQO con una carga hidráulica de 3 * 10-5 m3/m2s
Resultados y discusión de resultados
35
La conce
del filtro, ya
concentracion
agua a la sal
presenta. Al s
ya tratada dis
fig. 6.6.
18
20
22
24
26
28
30
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90
Carga Orgánica (*10-5 kg DQO/m3s)
Efic
ienc
ia d
e re
moc
ión
de D
QO
Salid
a DQ
O p
rom
. (m
g/L)
Fc
Fig. 6.4. Efecto de carga orgánica en % de remoción de DQO con una carga hidráulica de 4.5 * 10-5 m3/m2s
ntración de DQO en la alimentación influye también en el comportamiento
que de forma independiente a la eficiencia del sistema, las diferentes
es de DQO en la alimentación se ven reflejadas también en la calidad del
ida del filtro, así como en el cambio de concentración de DQO que se
er mayor la concentración de DQO en la alimentación, la calidad del agua
minuye, fig. 6.5, pero la concentración de DQO que se remueve es mayor,
y = 0.8015x - 566.6R2 = 0.9813
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
8000
9000
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000
Alimentación DQO prom. (mg/L)
ig. 6.5. Efecto de la concentración de DQO en la alimentación en la oncentración de la salida del filtro. a
Resultados y discusión de resultados
36
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
0 2000 4000 6000 8000 10000 12000
Alimentación DQO prom. (mg/L)
Cam
bio
DQ
O p
rom
. (m
g/L)
Fig. 6.6. Efecto de la concentración de DQO en la alimentación en
el cambio de concentración. a
La relación de la concentración de DQO en la alimentación y en la salida es lineal
(R2=0.9813). En la relación de la concentración de alimentación de DQO con el cambio
de DQO se observa una mayor dispersión ocasionada al efecto de la carga hidráulica que
no se anula debido a que se trata de una diferencia de concentraciones.
Beyenal (2000) encontró que la difusividad en la biopelícula es mejor a altas
concentraciones de sustrato y baja velocidad del agua, aunque la mayor influencia la tiene
la concentración del sustrato. De ahí que el cambio de concentraciones sea mayor cuando
es mayor la concentración del sustrato, ya que se presenta una mejor difusividad. Randall
(1997) mencionó este comportamiento, así como un valor de remoción máximo y una
cantidad de carga orgánica máxima aplicada después de la cual ya no aumentaba la
remoción de DQO.
El comportamiento que presentó el empaque estructurado estudiado en este
trabajo estuvo en función de las cargas orgánicas manejadas. Como se observa en la fig.
6.7 la remoción de DQO sigue incrementándose aún manejando una carga orgánica de
Resultados y discusión de resultados
37
83.52 *10-5 kg DQO/m3s; la carga orgánica máxima que soporta el empaque estructurado
utilizado es superior a este valor (concentración de DQO en la alimentación de
10000ppm), sin embargo el límite de operación de carga orgánica no está lejano del valor
manejado, ya que la pendiente de la curva es menor y físicamente se observó una capa
mucho más gruesa de lodos (Fig. 6.9).
0
3
6
9
12
15
18
0 20 40 60 80 1
Carga Orgánica (*10-5 kg DQO/m3s)
Rem
oció
n m
ásic
a (*
10-5 k
g D
QO
/m3 s)
00
Fig. 6.7. Efecto de la carga orgánica manejada con la remoción másica. a
Fig. 6.9. Lodos con una concentración de 10000 ppm Fig. 6.8. Lodos con una concentración de 2000 ppm
Resultados y discusión de resultados
38
Con estos resultados es posible visualizar que el cambio en la remoción de
materia orgánica es función del grosor de la biopelícula que controla el proceso de
difusión molecular del sustrato. El balance del sustrato que se difunde desde el agua
residual hacia el seno de la biopelícula nos muestra las variables relevantes que coinciden
con la descripción experimental de la figura 6.7.
Balance de sustrato:
A partir de la primera ley de Fick:
dxSdDJ sxs δ,, −= Ec. 6.3
donde:
Js,x = flujo del sustrato en dirección x.
= coeficiente de difusión del sustrato en la biopelícula δ,sD
dxSd = velocidad molar promedio
se convierte a carga orgánica con las siguientes ecuaciones:
QSSAJ etransfxs )( 0, −= Ec. 6.4
donde:
Atransf = área de transferencia (m2)
Q = caudal (L/s)
Sustituyendo la ecuación 6.3 en 6.4:
QSSdxSdAD etransfs )( 0, −=− δ Ec. 6.5
Resultados y discusión de resultados
39
dxSADQSS
SSd
transfs
e
δ,
0 )( −−=
integrando:
0,
0 )(ln CG
SADQSS
Stransfs
e +−
−=δ
Ec. 6.6
donde:
G = grosor de la biopelícula (m)
C0= constante de integración
Incluyendo el volumen (V) del empaque:
1,0 ln
)(CS
GVSAD
VSSQ transfse −−=
− δ Ec. 6.7
Se observa que la carga orgánica (kg de DQO/m3s) es función del coeficiente de
difusión, del área de transferencia y concentración promedio del sustrato, e inversamente
proporcional al grosor de la película.
6.3. Efecto de la carga hidráulica
La carga hidráulica no tuvo un efecto tan representativo sobre el sistema, esto se
observa en que un incremento en este parámetro no se veía reflejado en un cambio
considerable en la eficiencia de remoción del sistema. En el agua residual sintética A, a
una carga orgánica constante de 5.47 * 10-5 kg DQO /m3 s y una carga hidráulica de 0.75
Resultados y discusión de resultados
40
* 10-5 m3/m2s la eficiencia fue de 46.4% y a una carga hidráulica del doble 1.5 * 10-5
m3/m2s la eficiencia solo disminuyó 2% tuvo un valor de 44.7 %.
Conforme incrementa la carga hidráulica, la eficiencia de remoción de DQO
disminuye. Con el agua residual sintética B la carga hidráulica tiene un mayor efecto
cuando se manejan concentraciones bajas de DQO en la alimentación (Fig. 6.10). Cuando
la alimentación tiene una concentración de 2000 ppm, al aumentar la carga hidráulica de
1.5 a 4.5 *10-5 m3/m2s la diferencia en eficiencia de remoción es de 31.2%; para una
concentración de 6000 ppm es de 11.2%; y para 10000 ppm es de 9.8%. De esta forma,
cuando la carga orgánica que se maneja es mayor, el efecto de la carga hidráulica va
desapareciendo.
0
10
20
30
40
50
60
70
1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 3.5 4.0 4.5 5.0
Carga hidráulica (*10-5 m3/m2s)
% E
ficie
ncia
de
rem
oció
n de
DQ
O
2000 ppm 6000 ppm 10000 ppm
Fig. 6.10. Efecto de carga hidráulica con diferentes concentraciones de alimentación (B)
Este efecto también se observó de forma física, ya que cuando se alimentaron 2000
ppm de DQO al sistema y se incrementó la carga hidráulica a 4.5 *10-5 m3/m2s se
presentó un desgajamiento de lodos notorio (que no permitió la adecuada depuración del
Resultados y discusión de resultados
41
agua residual, se observa en la fig. 6.8); no se presentó con concentraciones de 6000 y
10000 ppm.
Con el agua residual A, este comportamiento fue diferente debido al manejo de
cargas hidráulicas menores (0.75-1.5 *10-5 m3/m2s) para la carga orgánica más alta que
se manejó en esos experimentos (asociada a un DQO de 4000 ppm en la alimentación). El
efecto de la carga hidráulica fue más pronunciado con la carga orgánica más alta debido a
que se alcanzó el límite de mojado del empaque.
15
20
25
30
35
40
45
50
0 0.5 1 1.5 2 2.5 3
Carga hidráulica (*10-5 m3/m2s)
% E
ficie
ncia
de
rem
oció
n de
DQ
O
2000 ppm 4000 ppm
Fig. 6.11. Efecto de carga hidráulica con diferentes concentraciones de alimentación (A)
El cambio de concentración de DQO de la alimentación a la salida que presenta el
sistema como consecuencia la carga hidráulica se muestra en las Figuras 6.12-6.15.
Resultados y discusión de resultados
42
400
600
800
1000
1200
1400
1 1.5 2 2.5 3 3.5 4 4.5 5
Carga hidráulica (*10-5 m3/m2s)
Cam
bio
DQO
pro
m. (
mg/
L)
600
800
1000
1200
1400
1600
1800
2000
0.6 0.8 1 1.2 1.4 1.6
Carga hidráulica (*10-5 m3/m2s)
Cam
bio
DQO
pro
m. (
mg/
L)
Fig. 6.13. Efecto de la carga hidráulica en el cambio de concentración de DQO (So=4000 ppm)a
Fig. 6.12. Efecto de la carga hidráulica en el cambio de concentración de DQO (So=2000 ppm)a
1200
1400
1600
1800
2000
2200
2400
1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 3.5 4.0 4.5 5.0
Carga hidráulica (*10-5 m3/m2s)
Cam
bio
DQO
pro
m. (
mg/
L)
1800
2000
2200
2400
2600
2800
3000
1.00 1.50 2.00 2.50 3.00 3.50 4.00 4.50 5.00
Carga hidráulica (*10-5 m3/m2s)
Cam
bio
DQO
pro
m. (
mg/
L)
Fig. 6.15. Efecto de la carga hidráulica en el cambio de concentración de DQO (So=10000 ppm)a
Fig. 6.14. Efecto de la carga hidráulica en el cambio de concentración de DQO (So=6000 ppm)a
Se observa que cuando la carga hidráulica aumenta, el cambio en la remoción de
concentración también aumenta, sin embargo cuando la concentración de alimentación
fue de 6000 ppm, al incrementar la carga hidráulica de 1.5 a 3 * 10-5 m3/m2s también
incrementa el cambio de concentración de DQO ligeramente debido al comportamiento
asintótico descrito en la fig. 6.7.
Chipperfield (1970), encontró que la carga hidráulica es un factor muy importante
para mantener una distribución uniforme de la película de lodos a través del filtro
Resultados y discusión de resultados
43
percolador, y recomendó aplicar una carga hidráulica en exceso para lograr una superficie
mojada total del medio de filtrado. Sin embargo es importante encontrar el límite de
carga hidráulica que se debe aplicar para evitar un desgajamiento no deseado. Para el
empaque estructurado utilizado se observó que existe un límite de carga hidráulica para
cada concentración de DQO que se alimente, es decir, el límite de carga hidráulica es
función de la carga orgánica aplicada. En el caso de una alimentación de 2000 ppm de
DQO se encontró el límite en 4.5 *10-5 m3/m2s, y para las concentraciones de 6000 y
10000 ppm de DQO este límite es superior, por lo que no se llegó a él en este trabajo.
6.4 Otros efectos
6.4.1 Efecto de la altura
La altura del empaque también tuvo un importante efecto en la eficiencia, ya que si
comparamos la eficiencia de remoción (19.53 y 59.29%) obtenida en este estudio, con
otros estudios realizados sobre filtros percoladores con medio de empaque plástico, este
resultado es muy bajo. Ulug y colaboradores (1991), usaron un filtro con medio de
filtrado plástico con un volumen de 0.065 m3 y una altura de 1.5 m; Randall (1997), usó
un filtro con medio plástico de flujo vertical, volumen de 10.6 m3 y una altura de 6 m.
Ellos obtuvieron una eficiencia de remoción entre el 50 y 80 % y entre 30 y 50%
respectivamente. El filtro con el que se construyó para este estudio tiene un volumen
0.0084 m3 y un altura de empaque de 0.55 m. Dadas las diferencias de altura, para poder
comparar el comportamiento de los tres filtros, se calculó la eficiencia por unidad de
longitud, tablas 6.3-6.5.
Resultados y discusión de resultados
44
Em
paque estructurado
2.55 9.25 2127.44 1404.53 722.91 33.98 61.781.50 5.47 2114.80 1168.00 946.80 44.77 81.401.50 10.94 3995.29 3143.53 851.76 21.32 38.760.75 5.47 3814.43 2043.83 1770.61 46.42 84.401.50 5.80 2120.00 863.00 1257.00 59.29 107.803.01 12.27 2242.86 1351.43 891.43 39.75 72.264.51 17.85 2174.29 1562.86 611.43 28.12 51.131.50 16.39 5991.66 3880.00 2111.66 35.24 64.083.01 34.25 6258.33 4045.00 2213.33 35.37 64.304.51 49.44 6023.33 4573.33 1450 24.07 43.771.50 27.13 9914.29 7000.00 2914.29 29.39 53.453.01 54.45 9950.00 7400.00 2550.00 25.63 46.604.51 83.52 10175.00 8187.50 1987.50 19.53 35.51
Alimentación (mg/l)
%Efic/mEficiencia remoción DQO %
Salida prom. DQO (mg/l)
Cambio DQO prom. (mg/l)
Carga Hidráulica ( *10-5 m3/m2
s)
Carga Orgánica (*10-5 kg DQO
/m3s )
r
m
0
(
Tabla 6.3. Eficiencia de filtro percolador con empaque estructurado UDLAP.
U
lug/Ucuncu
1.66 0.51 460 55 405 88.04 58.672.66 0.96 540 200 340 62.96 423.99 1.28 480 90 390 81.25 54
5 2.33 700 345 355 50.71 34
%Efic/mSalida prom. DQO
(mg/l)Cambio DQO prom.
(mg/l)Carga Hidráulica ( *10-5 m3/m2
s)
Carga Orgánica (*10-5 kg DQO
/m3s )
Eficiencia remoción DQO %
Alimentación (mg/l)
Tabla 6.4. Eficiencia de filtro percolador Ulug-Ucuncu (1991)
Randall/Sullivan
45.25 2.93 - 1.56 53.36 8.8951.50 3.61 - 1.52 41.99 7.0031.37 4.17 1334 1.89 45.28 7.5581.71 4.34 1077 1.71 39.47 6.5851.04 5.67 - 1.74 30.61 5.10
Carga Hidráulica ( *10-5 m3/m2
s)
Carga Orgánica (*10-5 kg DQO
/m3s )
Cambio DQO prom. (*10-5 kg DQO /m3s)
Alimentación (mg/l) %Efic/mEficiencia remoción
DQO %
Tabla 6.5. Eficiencia de filtro percolador Randall (1997)
El empaque estructurado a escala piloto utilizado en el presente trabajo da los mejores
esultados en cuanto a la eficiencia por unidad de longitud, siendo la menor de 35.5% y la
ayor de 107.8%. Este valor rebasa el 100% debido a que la altura del empaque es de
.55m. Ulug-Ucuncu (1991) presentan un rango de eficiencia entre 34 y 58.7% y Randall
1997) entre 5.1 y 8.9%. Incluso la carga orgánica utilizada en este trabajo es mayor que
Resultados y discusión de resultados
45
en los otros dos casos, por lo que el cambio de concentración de DQO también lo es. Por
lo tanto, se puede decir que el diseño de empaque probado en este trabajo reduciría
considerablemente la altura y tamaño del filtro en un tratamiento a escala real.
6.4.2 Efecto de diseño de empaque
De manera comparativa con otros medios, las condiciones de diseño son las
siguientes:
Medio Diam. Nominal (cm) Área Esp. (m2/m3) Fracción vacía (%) Masa/unidad de vol (kg/m3)Roca 2.54-10.16 40-65 40-50 1200-1500Plástico 5.08-20.32 90-140 90-97 50-60Empaque Estructurado 0.8 48.6 93.52 123.34
Tabla 6.6. Diseño de diferentes empaques de filtros percoladores
Se observa que el empaque estructurado utilizado es único, cuenta con el diámetro
nominal más bajo, el área específica dentro del intervalo de la roca, pero la fracción vacía
es comparable con los empaques de plástico tradicionales. Es decir, como empaque
estructurado de plástico, se obtiene el espacio libre característico de los empaques
plásticos pero con un área específica menor. Una mayor área específica brinda mayor
área en la que se pueden formar las lamas, sin embargo con el alto porcentaje de espacio
libre se presenta un buen flujo de agua y aire, que también permiten un adecuado
crecimiento de las mismas. El empaque utilizado por Ulug-Ucuncu (1991) tiene un área
específica de 140 m2/m3 y una fracción vacía de 92% y el empaque utilizado por Randall
(1994) cuenta con un área específica de 100 m2/m3, a pesar de que los valores arrojados
por el empaque estructurado UDLAP son menores, la eficiencia obtenida es mayor. El
diseño del empaque como camas de pequeñas esferas provoca una buena distribución del
Resultados y discusión de resultados
46
crecimiento de lamas, el incremento en el área específica que incrementa también la
eficiencia de remoción del empaque siempre y cuando no disminuya la fracción vacía.
6.4.3 Efecto del agua residual sintética utilizada
En cuanto al tipo de agua residual sintética utilizada, se observa que la eficiencia de
depuración, cuando se alimenta el agua residual A es menor de forma general. Las
condiciones que se comparten para ambas aguas es de una carga orgánica aproximada de
5.47 * 10-5 kg DQO /m3 s y una carga hidráulica de 1.5 * 10-5 m3/m2s, que
intencionalmente se utilizó como punto de partida para la segunda serie de experimentos.
Al comparar las eficiencias en este punto, resulta mayor la eficiencia del agua residual
que tiene suero de leche como sustrato (59.29%), mientras que el agua residual sintética
preparada en el laboratorio presenta una eficiencia de 44.77%. Esto se debe al alto
contenido protético del suero de leche que favorece a la formación de lodos activados.
6.5 Constante cinética
Se realizó la regresión lineal de los datos experimentales para obtener la constante
cinética del sistema. Los modelos utilizados fueron: la ecuación modificada de Velz (Ec.
3.2) basada en la carga hidráulica, el modelo de Eckenfelder que le añade la
concentración de la alimentación (Ec. 3.3), y el modelo de Eckenfelder que considera
directamente a la carga orgánica (Ec. 3.4).
Resultados y discusión de resultados
47
Para la ecuación modificada de Velz y la de Eckenfelder que requieren Qn se le dio a
n un valor de 1, ya que n es una constante determinada experimentalmente dependiendo
de las características de cada filtro, generalmente toma el valor de 0.5 según Metcalf y
Eddy (1991); sin embargo, para describir el comportamiento del empaque estructurado
utilizado en este trabajo, la descripción cinética es mejor cuando n=1.
La ecuación modificada de Velz no pudo predecir el comportamiento del sistema,
debido a que está basado en la carga hidráulica, y en el sistema estudiado este parámetro
no tiene una dependencia exponencial en el desempeño. Los otros dos modelos
predijeron muy bien el comportamiento del sistema, como se puede observar en la
siguiente tabla:
Ec. Modificada Velz 0.9 0.282Eckenfelder basada en Q*So 7 0.875
Eckenfelder basada en L 7 0.923Ec. Modificada Velz 2 0.350
Eckenfelder basada en Q*So 8 0.917Eckenfelder basada en L 8 0.924
A
B
Modelo cinéticoConstante cinética(* 10-7 m2 s / Kg DQO
)R2Agua residual
sintética
6.7. Resumen de constantes cinéticas con diferentes modelos Se observa que para las dos aguas residuales la constante cinética que se obtiene con
las ecuaciones de Eckenfelder (3.3 y 3.4) es la misma, 7 * 10-7 m2 s / kg DQO para el
agua residual sintética A, y 8 * 10-7 m2 s / kg DQO para el agua residual sintética B,
siendo ambos del mismo orden de magnitud y muy cercanos. Sin embargo con el valor de
R2 se concluye que el modelo de Eckenfelder basado directamente en la carga orgánica es
el modelo que mejor ajusta al comportamiento del sistema.
Resultados y discusión de resultados
48
La regresión que se realizó con la ecuación de Eckenfelder basada en la carga
orgánica, así como los valores predichos por el modelo quedan de la siguiente forma:
Agua residual sintética A
0.0000925 -525682.32 -0.416 33.98 30.790.0000547 -888950.91 -0.598 44.77 46.330.0001094 -444475.45 -0.236 21.32 26.740.0000547 -888950.91 -0.616 46.42 46.33
Eficiencia remoción DQO
exp
Eficiencia remoción DQO
predL (kg DQO/m3 s) -Av/L ln(Se/So)
y = 7E-07x + 0.033R2 = 0.9203
-0.700
-0.600
-0.500
-0.400
-0.300
-0.200
-0.100
0.000-1001000.00 -801000.00 -601000.00 -401000.00 -201000.00 -1000.00
-Av/L
ln(S
e/So
)
)/( LKA veSoSe −=
Tabla 6.8. Datos y eficiencias del modelo de Eckenfelder para el agua residual A
Fig. 6.15. Regresión lineal Eckenfelder (L) para agua residual A
15
20
25
30
35
40
45
50
0.000045 0.000055 0.000065 0.000075 0.000085 0.000095 0.000105 0.000115
Carga Hid. (m 3/m 2s)
Efic
ienc
ia (%
)
Eficiencia remoción DQO % exp Ef iciencia remoción DQO % pred
Fig. 6.16. Comparación de eficiencias experimentales y predichas por Eckenfelder (L) para agua residual A
Resultados y discusión de resultados
49
Agua residual sintética B
5.80072E-05 -838268.90 -0.90 59.29 52.970.000122738 -396174.99 -0.51 39.75 29.990.000178478 -272446.03 -0.33 28.12 21.750.000163943 -296600.62 -0.43 35.24 23.430.000342479 -141981.17 -0.44 35.37 12.000.0004944 -98352.78 -0.28 24.07 8.47
0.000271274 -179249.35 -0.35 29.39 14.900.000544501 -89303.02 -0.30 25.63 7.720.000835221 -58218.84 -0.22 19.53 5.10
Eficiencia remoción DQO
exp
Eficiencia remoción DQO
predL (kg DQO/m3 s) -Av/L ln(Se/So)
y = 8E-07x - 0.2047R2 = 0.9238
-1.00
-0.90
-0.80
-0.70
-0.60
-0.50
-0.40
-0.30
-0.20
-0.10
0.00-901000.
00-801000.
00-701000.
00-601000.
00-501000.
00-401000.
00-301000.
00-201000.
00-101000.
00-1000.00
-Av/L
ln(S
e/So
)
Fig. 6.17. Regresión lineal Eckenfelder (L) para agua residual B
Tabla 6.9. Datos y eficiencias del modelo de Eckenfelder para el agua residual B
0.00
10.00
20.00
30.00
40.00
50.00
60.00
70.00
0.000045 0.000145 0.000245 0.000345 0.000445 0.000545 0.000645 0.000745 0.000845 0.000945
Carga orgánica (kg de DQO/m 3s)
Efic
ienc
ia (%
)
Eficiencia remoción DQO % exp Ef iciencia remoción DQO % pred
Fig. 6.16. Comparación de eficiencias experimentales y predichas por Eckenfelder (L) para agua residual B
Resultados y discusión de resultados
50
También se intentó determinar la constante cinética utilizando todos los datos (del agua
residual sintética A y B) juntos, sin embargo la constante de ajuste R2 disminuye hasta
0.637 y el valor de la constante cinética es de 5 * 10-7 m2 s / kg DQO. Esto indica que el
comportamiento del empaque con dos aguas residuales distintas no se puede predecir de
manera conjunta, pero al hacerlo por separado se obtiene un buen resultado de la
constante cinética, ya que es muy cercana para los dos casos y del mismo orden de
magnitud y con un alto valor de la constante de ajuste.
El modelo de primer orden basado en la carga orgánica describe muy bien el
comportamiento del sistema. La constante cinética (K) es independiente de la
composición del sustrato como se observa en los valores de la constante cinética obtenida
para ambas aguas residuales.
La ecuación de Monod dice que a altas concentraciones de sustrato la tasa de
crecimiento bacterial, es decir, la velocidad de reacción, alcanza su valor máximo y es de
orden cero respecto a la concentración del sustrato. Para este caso no se presentó dicho
comportamiento, ya que aún con concentraciones de 10000 ppm el modelo cinético es de
primer orden. El régimen cinético está definido por la difusión en la biopelícula formada
por polisacáridos extracelulares (comparable con el régimen de difusión en poros en un
catalizador químico convencional). Ya que el comportamiento cinético no fue función ni
de la composición ni de la concentración del agua residual, se considra que los
polisacáridos extracelulares son los que ejercen la resistencia a la difusión molecular del
sustrato para alcanzar a las bacterias inmersas, independientemente de la carga orgánica e
hidráulica aplicadas. Las cargas regulan el grosor de la capa microbiana, pero el régimen
Resultados y discusión de resultados
51
cinético depende de la difusión molecular del sustrato en el intervalo de condiciones
experimentado.
6.6 Determinación de DBO
Se realizaron determinaciones experimentales de DBO5 con el fin de encontrar la
relación de ésta con la DQO. Pero los valores de la DBO durante los cinco días subían y
bajaban constantemente. Para una DQO de 9914 ppm en la alimentación y 7000 ppm en
la salida, se obtuvo en promedio un valor de 2400 ppm de DBO5 en la alimentación y 961
ppm de DBO5 en la salida. Los valores obtenidos de DBO hacen que se tenga una
eficiencia de 59.9% de remoción, la cual está muy por arriba de la eficiencia obtenida
para esas condiciones (29.39%). La relación que normalmente existe entre DQO y DBO5
en agua residual alimentada es de 0.6 y la que se obtuvo fue de 0.24, es decir, muy por
debajo de la normal. Es decir, si se tiene una concentración de DQO de 9914 ppm, se
tendría que tener una concentración de DBO5 de 5948.4 ppm. Por lo que se sugiere hacer
mediciones de este parámetro con más tiempo de entrenamiento.