UNIVERSIDAD DE CARABOBO ESCUELA DE INGENIERÍA QUÍMICAriuc.bc.uc.edu.ve/bitstream/123456789/7416/3/mguzman.pdf · universidad de carabobo facultad de ingenierÍa escuela de ingenierÍa

UNIVERSIDAD DE CARABOBO

FACULTAD DE INGENIERÍA

ESCUELA DE INGENIERÍA QUÍMICA

ESTUDIO DE UN BARRELODO HIDRÁULICO, EN UN MODELO A ESCALA PILOTO,

PARA UN REACTOR ANAERÓBICO DE LA PLANTA DE TRATAMIENTO DE

AGUAS RESIDUALES DE LA EMPRESA HIDROCENTRO,

LOS GUAYOS. ESTADO CARABOBO

Presentado a: Autores:

Tutor académico: Prof. María Cristina Colmenares GUARIGUATA, Luis

Tutor industrial: Ing. Diosa Rivero GUZMÁN, Modesto

Valencia, Noviembre 2008


FACULTAD DE INGENIERÍA


ESTUDIO DE UN BARRELODO HIDRÁULICO, EN UN MODELO A ESCALA PILOTO,

PARA UN REACTOR ANAERÓBICO DE LA PLANTA DE TRATAMIENTO DE

AGUAS RESIDUALES DE LA EMPRESA HIDROCENTRO,

LOS GUAYOS. ESTADO CARABOBO

AUTORES

Luis Alberto Guariguata Villegas

Modesto Antonio Guzmán Morales

Trabajo especial de grado presentado a la Universidad de Carabobo como

requisito para optar al título de ingeniero químico

Valencia, Noviembre 2008

UNIVERSIDAD DE CARABOBO FACULTAD DE INGENIERÍA


CONSTANCIA DE APROBACIÓN

Los abajo firmantes, miembros del Jurado designado para estudiar el Trabajo Especial

de Grado titulado: “ESTUDIO DE UN BARRELODO HIDRÁULICO, EN UN MODELO A

ESCALA PILOTO, PARA UN REACTOR ANAERÓBICO DE LA PLANTA DE

TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES DE LA EMPRESA HIDROCENTRO, LOS

GUAYOS. ESTADO CARABOBO”, realizado por los bachilleres: Guariguata V. Luis A.,

C.I. 16.051.883 y Guzmán M., Modesto A., C.I. 15.533.780, hacemos constar que

hemos revisado y aprobado dicho trabajo, y que no nos hacemos responsables de su

contenido, pero lo encontramos correcto en su forma y presentación.

Prof. María Cristina Colmenares.

Presidente

Prof. Olga Martínez Prof. Tony Espinosa

Jurado Jurado

Valencia, Noviembre de 2008


AGRADECIMIENTO

A Dios, sobre todas las cosas.

A la Universidad de Carabobo, por el excelente nivel académico que existe, lo cual

hace que los egresados de esta casa de estudios, sean prósperos en la vida.

A la profesora María Cristina Colmenares, nuestra tutora académica, quien nos ha

dado siempre su apoyo incondicional y nos ayudo a darle forma a nuestro trabajo de

grado.

A nuestra tutora industrial, Diosa Rivero, quien estuvo pendiente de la consecución de

este trabajo de grado.

A todo el personal que labora en la Facultad de Ingeniería, especialmente a Mary, por

su colaboración con nosotros y con los demás estudiantes de la Escuela de Ingeniería

Química, Te queremos mary.

A nuestra directora Olga Martínez, por su gran desempeño y colaboración para con la

escuela de Ingeniería Química.

Al profesor Tony Espinoza, por apoyarnos y estar de nuestro lado en el momento que

lo necesitamos.

A todas aquellas personas que contribuyeron o aportaron un granito de arena, para que

el sueño de ser Ingenieros Químicos, se hiciera realidad.

Los autores


DEDICATORIA

A Dios, ante todo, por haberme ayudado en los momentos más difíciles.

A mi madre, Zuleima Villegas, por saberme conducir a esta etapa de mi vida, y por

tanta paciencia, durante el lapso de mi carrera.

A mi abuela, Esperanza Domínguez, por ser otra madre y brindarme su apoyo y

compresión en todo momento.

A mi hermana, Andrea Guariguata, que siendo menor que yo me ha inspirado por su

constancia, voluntad y dedicación.

A mi tío, Rafael Villegas, por estar ahí cuando se necesito de un consejo ayudándome

siempre a ser una mejor persona y ser él uno de mis ejemplos a seguir en mi vida.

A mis primos y amigos, por compartir mis experiencias y estar conmigo de forma

incondicional.

Luis Alberto Guariguata Villegas


DEDICATORIA

Primero que todo quiero agradecer a Dios por haberme ayudado a cumplir esta meta.

A mi madre Dalia Morales y a mi abuela Teresa Romero, a quienes les debo

absolutamente todo lo que hoy soy y sin las cuales este esfuerzo no hubiese llegado a

su término. A quienes me vieron luchar a lo largo de la carrera y en esos momentos de

debilidad me brindaron una luz en el camino con su apoyo, comprensión y cariño,

gracias a las dos por estar siempre allí.

A mi novia Arnely Morales, quien me acompaño y me comprendió durante el desarrollo

de toda mi carrera como estudiante, mi cielo gracias por estar a mi lado.

A todos los miembros de mi familia, por ayudarme y prestarme su apoyo durante el

desarrollo de toda mi carrera, sin su apoyo no hubiese podido lograr esta meta tan

anhelada para mí.

A mis compañeros de estudio, profesores y amigos de la Universidad de Carabobo por

compartir conmigo esos momentos sin los cuales el estudiar Ingeniería Química no

hubiese sido la maravillosa experiencia que fue para mí.

Modesto Antonio Guzmán Morales


RESUMEN

Debido a la acumulación de lodo en uno de los reactores de la planta de tratamiento de

aguas residuales de HIDROCENTRO C.A., ubicada en Los Guayos, fue necesario

realizar labores de reingeniería basadas en la instalación de un barrelodo hidráulico,

como consecuencia de esta instalación se produjo un desconocimiento del proceso

fisicoquímico que se llevará a cabo en el reactor debido a esta modificación, es por ello

que se plantea un estudio del comportamiento del sistema barrelodo-reactor a escala

piloto con la finalidad de proporcionar a la empresa una alternativa que genere los

mayores porcentaje en remoción de la materia orgánica.

El estudio reviste interés dada la importancia de la solución operacional de un equipo

del cual se tiene muy poca información y que puede fungir como piedra angular para la

implementación de nuevas tecnologías en el tratamiento de aguas residuales.

A fin de lograr establecer bajo qué condiciones se obtienen los mayores porcentajes de

remoción en materia orgánica; se estudia el comportamiento del sistema en tres fases

diferentes correspondientes a distintos tiempos de retención hidráulicos, para lo cual se

alimentó el reactor con agua residual proveniente del Colector marginal izquierdo Río

Valle ubicado en la urbanización “La Asunción” en la ciudad de Caracas.

De los resultados obtenidos, puede decirse como conclusión más relevante que el

sistema barrelodo-reactor genera mayores porcentajes de remoción en materia

orgánica a medida que la carga hidráulica aumenta.

Entre las recomendaciones más importantes de la investigación, se tiene que cuando la

actividad metanogénica presentada por el lodo permanezca baja y se incremente el

contenido de materia orgánica biodegradable se interrumpa la alimentación para evitar

el “estrés” de la biomasa presente en el sistema.

UNIVERSIDAD DE CARABOBO ÍNDICE GENERAL

ÍNDICE GENERAL

Página

INTRODUCCIÓN 1

CAPÍTULO I. PLANTEAMIENTO DEL PROBLEMA

1.1 Descripción general del problema 3

1.2 Formulación del problema 7

1.2.1 Situación actual 8

1.2.2 Situación deseada 8

1.2.3 Alcance 9

1.3 Objetivos 10

1.4 Justificación 11

1.5 Limitaciones 11

CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO.

2.1 Antecedentes 12

2.2 Conceptos básicos 17

2.2.1 Reactor biológico anaeróbico (RBA) 17

2.2.2 Materia orgánica 18

2.2.2.1 Biomasa 18

2.2.3 Digestión anaeróbica 18

2.2.4 Microbiología de la digestión anaeróbica 20


2.2.5 Tratamiento anaerobio de alta carga 21

2.2.6 Criterios para la utilización de reactores RBA 22

2.2.7 Arranque del sistema 24

2.2.8 Contenido de sólidos totales 27

2.2.9 Parámetros característicos del agua 27

2.2.10 Similitud geométrica 29

2.2.11 Sedimentación 30

2.2.12 Tiempo de retención hidráulica 38

2.2.13 Matrices de evaluación y selección 38

CAPITULO III: MARCO METODOLÓGICO

3.1. Procedimiento de la investigación 41

3.1.1 Caracterizar el reactor a escala piloto, con el propósito de definir las

dimensiones del sistema barrelodo-reactor a ser instalado. 41

3.1.2 Determinar las características físico-químicas del afluente a tratar en el

sistema, con la finalidad de conocer la carga orgánica del mismo. 44

3.1.3 Caracterizar el lodo a inocular en el sistema a escala piloto, con el propósito

de establecer su comportamiento hasta alcanzar condiciones anaeróbicas 47

3.1.4 Operación del sistema con distintas características, a fin de describir el

comportamiento de los parámetros físico-químicos analizados en cada una de las

fases desarrolladas

49

3.1.5 Evaluar el comportamiento de cada una de las fases, con el fin de proponer la

alternativa que permitan obtener los mayores porcentajes de remoción en materia

orgánica. 52


CAPÍTULO IV. ANÁLISIS Y DISCUSIÓN DE RESULTADOS

4.1 Caracterización del reactor a escala piloto, con el propósito de definir las

dimensiones del sistema barrelodo-reactor a ser instalado. 56

4.2 Determinación de las características físico-químicas, del afluente al reactor

anaeróbico. 58

4.3 Caracterización del lodo a inocular en el sistema a escala piloto, con el propósito

de establecer su comportamiento hasta alcanzar condiciones anaeróbicas. 60

4.4 Operación el sistema con distintas características de operación a fin de describir

la tendencia de los parámetros fisicoquímicos analizados en cada una de las fases

desarrolladas.

68

4.5 Evaluar el comportamiento de cada una de las fases, con el fin de proponer las

alternativas que permiten obtener los mayores porcentajes de remoción en materia

orgánica

109

CONCLUSIONES 115

RECOMENDACIONES 117

REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS 118

APÉNDICE A 121

APÉNDICE B 125

UNIVERSIDAD DE CARABOBO ÍNDICE DE FIGURAS

ÍNDICE DE FIGURAS

Página(s).

Figura N° 1.1: Vista diagonal del barre-lodo hidráulico 4

Figura N° 1.2: Diagrama de flujo del agua residual a través del barre-lodo

hidráulico en el reactor anaeróbico de la planta de tratamiento de aguas

residuales de Los Guayos.

5

Figura N° 1.3: Diagrama de flujo del lodo a través reactor anaeróbico de la planta

de tratamiento de aguas residuales de Los Guayos. 6

Figura N° 1.4: Perfil del agua a lo largo de una tubería que conforma al barre-lodo

hidráulico. 6

Figura N° 1.5: Remoción de lodo sedimentado en el fondo del reactor anaeróbico. 7

Figura Nº 2.1: Índices para determinar el tamaño del flóculo 32

Figura Nº 2.2: Corrientes térmicas 34

Figura Nº 2.3: Corrientes de densidad 34

Figura Nº 2.4: Corrientes cinéticas 36

Figura Nº 2.5: Efecto de la zona de salida en las líneas de flujo. 37

Figura Nº 2.6: Influencia del viento en la eficiencia de los equipos 38

Figura Nº 4.1: Vista longitudinal de la disposición del barrelodo en el reactor

anaeróbico ubicado en la planta de tratamiento de aguas de Los Guayos. 57

Figura Nº 4.2: Variación de pH del lodo a inocular en el período de evaluación

antes de inocular 62

Figura Nº 4.3: Variación de la alcalinidad presentada por el lodo en el tiempo de

evaluación antes de inocular. 63

Figura Nº 4.4: Ácidos grasos volátiles del lodo a inocular durante el tiempo de

evaluación antes de inocular 64

Figura Nº 4.5: Sólidos totales(a), fijos (b) y volátiles (c) del lodo a inocular durante

el período de evaluación. 65

Figura Nº4.6: Variación de la concentración del DQO en el lodo durante la

evaluación del mismo antes de inocular 67


Figura Nº4.7: Carga orgánica aplicada al reactor anaeróbico durante la evaluación

de la Fase I (comprendida de los días 1 al 121) 70

Figura N° 4.8: Variación (a) y eficiencia (b) del DQO en el reactor durante la

evaluación de la fase I (comprendida de los días 1 al 121) 72

Figura N° 4.9: Variación (a) y eficiencia (b) del DBO en el reactor durante la

evaluación de la fase I (comprendida de los días 1 al 121) 73

Figura Nº 4.10: Alcalinidad (a) y variación del pH (b) en el reactor anaeróbico

durante la evaluación de la Fase I (comprendida de los días 1 al 121) 75

Figura Nº 4.11: Variación de los sólidos totales en el reactor anaeróbico durante la

evaluación de la Fase I (comprendida de los días 1 al 121) 76

Figura Nº 4.12: Variación de la concentración de sólidos del efluente en el reactor

anaeróbico durante la evaluación de la Fase I. 77

Figura Nº 4.13: Variación de la eficiencia de remoción de sólidos en el efluente

durante la evaluación de la Fase I. 78

Figura Nº4.14: Variación del pH (a), ácidos grasos volátiles (b) y alcalinidad (c) del

lodo durante la Fase I 80

Figura Nº 4.15: Variación en la concentración de sólidos (a) y DQO (b) en el lodo

durante la evaluación de la Fase I 82

Figura N° 4.16: Carga orgánica aplicada al reactor durante la evaluación de la

fase II 84

Figura Nº 4.17: Variación de la DQO (a) y eficiencia en DQO (b) obtenida en el

reactor durante la fase II 86

Figura Nº 4.18: Variación de la DBO (a) y eficiencia en DBO (b) obtenida en el

reactor durante la fase II 87

Figura Nº 4.19: Variación del pH obtenida en el reactor durante la evaluación de la

fase II 88

Figura Nº 4.20: Variación de la alcalinidad obtenida en el reactor durante la

evaluación de la fase II 89

Figura Nº 4.21: Variación del comportamiento de los sólidos totales obtenida en el

reactor durante la evaluación de la fase II 90


Figura Nº 4.22: Variación en la concentración (a) y eficiencia (b) de remoción de

sólidos en el reactor durante la evaluación de la fase II 91

Figura Nº 4.23: Variación del comportamiento del pH en el lodo durante la


Figura Nº 4.24: Variación en la concentración de la alcalinidad total en el lodo

durante la evaluación de la fase II 93

Figura Nº 4.25: Variación en la concentración de los ácidos grasos volátiles en el

lodo durante la evaluación de la fase II 94

Figura Nº 4.26: Variación en la concentración de DQO en el lodo durante la


Figura Nº 4.27: Variación en la concentración de la alcalinidad en el lodo durante

la evaluación de la fase II 95

Figura N° 4.28: Carga orgánica aplicada al reactor durante la evaluación de la

fase III 97

Figura Nº 4.29: Variación en la concentración de la DQO en el reactor durante la

evaluación de la fase III 98

Figura Nº 4.30: Variación en la eficiencia de remoción de DQO en el reactor obtenida durante la evaluación de la fase III 99

Figura Nº 4.31: Variación en la concentración de la DBO (a) y eficiencias (b)

obtenidas en el reactor durante la evaluación de la fase III 100

Figura Nº 4.32: Variación del comportamiento del pH en el reactor durante la

evaluación de la fase III 101

Figura Nº 4.33: Variación de la alcalinidad en el reactor durante la evaluación de la fase III 102

Figura Nº 4.34: Variación de la concentración de los sólidos totales en el reactor durante la evaluación de la fase III 103

Figura Nº 4.35: Variación en la concentración de los sólidos (a) y eficiencias en remoción de sólidos (b) obtenidas en el reactor durante la evaluación de la fase III 104

Figura N° 4.36: Variación de pH (a), alcalinidad (b) y ácidos grasos volátiles (c) en el lodo durante la evaluación de la fase III 106


Figura Nº 4.37: Variación de la concentración de DQO en el lodo durante la evaluación de la fase III 107

Figura Nº 4.38: Variación de la concentración de los sólidos en el lodo durante la evaluación de la fase III 108

UNIVERSIDAD DE CARABOBO ÍNDICE DE TABLAS

ÍNDICE DE TABLAS

Página(s)

Tabla N° 3.1: Metodología empleada para el análisis de los parámetros

fisicoquímicos analizados en el afluente 46


fisicoquímicos analizados en el lodo 48

Tabla N° 3.3: Condiciones de operación para cada una de las fases 50

Tabla N° 3.4: Parámetros fisicoquímicos analizados en cada una de las fases

durante la evaluación del reactor 51

Tabla N° 4.1: Resultados obtenidos del escalamiento. 57

Tabla Nº 4.2: Características del sistema barrelodo-reactor del modelo a escala

piloto. 58

Tabla Nº 4.3: Características Físico-químicas del afluente, durante el periodo de

evaluación del reactor a escala piloto 60

Tabla Nº 4.4: Resumen del comportamiento de los parámetros analizados en el

lodo primario Municipal, durante dos meses de evaluación 61

Tabla N° 4.5 Condiciones del lodo inoculado al finalizar el proceso por carga. 69

Tabla Nº 4.6: Condiciones de operación del sistema barrelodo-reactor, en cada

fase de evaluación desarrollada. 110

Tabla Nº 4.7: Valores promedio de las concentraciones y eficiencias presentadas

por el efluente del sistema barrelodo-reactor en cada fase desarrollada. 112

Tabla Nº 4.8: Valores promedios de los parámetros físico – químicos evaluados en

el lodo en cada fase desarrollada. 113

Tabla Nº 4.9: Matriz de selección para identificar la alternativa que permita obtener

los mayores porcentajes de remoción en materia orgánica. 114

UNIVERSIDAD DE CARABOBO INTRODUCCIÓN

1

INTRODUCCIÓN

La compañía anónima HIDROLÓGICA DEL CENTRO, “HIDROCENTRO”, es una

institución cuya finalidad es operar los sistemas de abastecimiento de agua potable y

recolección de aguas servidas en las poblaciones de los estados Aragua, Carabobo y

Cojedes. Actualmente su estrategia está orientada a reducir el agua contaminada y a la

rehabilitación de todas sus instalaciones, la descentralización, regionalización,

autonomía y autofinanciamiento.

Dicha empresa tiene por objeto la administración, operación, mantenimiento, ampliación

y reconstrucción de los sistemas de distribución de agua potable y de los sistemas de

recolección, tratamiento y disposición de aguas residuales en Aragua, Carabobo y

Cojedes; sistemas que son prestados como servicios por parte de la empresa a toda la

comunidad que integra dichos estados.

La planta de tratamiento de aguas residuales ubicada en Los Guayos perteneciente al

ente mencionado cuenta con un reactor anaeróbico. Esta planta actualmente se

encuentra fuera de servicio debido a un proceso activo de reingeniería, el cual se basa

en la instalación de un barrelodo hidráulico con el fin de evitar la acumulación y

sedimentación de lodo en el fondo del reactor. Este equipo se encarga de remover todo

el lodo que se deposite en el fondo del reactor así como también mantener en

suspensión a las bacterias anaeróbicas para que estas logren estar en contacto con la

materia orgánica con la que se dispone a lo largo del reactor, esto genera un aumento

de la superficie de contacto entre estas, esto se lleva a cabo bajo un proceso continuo

en el cual el lodo se deposita en las dos tolvas invertidas que se encuentran ubicadas al

final del reactor, este lodo se succiona con la ayuda de una bomba para trasladarlo

hasta un lecho de secado para luego ser comercializado como lodo digerido o abono

según sus diversos alcances comerciales.

UNIVERSIDAD DE CARABOBO INTRODUCCIÓN

2

Como consecuencia de la instalación del barrelodo hidráulico, se produjo un

desconocimiento en el proceso físico-químico que ocurre dentro del reactor, impidiendo

a la empresa HIDROLÓGICA DEL CENTRO operar el mismo de forma efectiva.

En función de lo anterior expuesto, se planteó el trabajo de investigación que se

presenta y cuyo objetivo está orientado a desarrollar un estudio del comportamiento del

barrelodo hidráulico en un modelo escala piloto, para un reactor anaeróbico de la planta

de tratamiento de aguas residuales de HIDROCENTRO-Los Guayos con la finalidad de

proporcionar a la empresa hidrológica una alternativa para operar el sistema

adecuadamente.

El estudio se estructuró en cinco capítulos. En el primero se presenta el problema con

su descripción, formulación, objetivos, justificación y limitaciones. En el segundo

capítulo se presenta el marco teórico que alcanza los antecedentes y las bases

teóricas. El tercer capítulo comprende el marco metodológico y el capítulo cuatro, se

exponen los resultados y su discusión con el correspondiente cuerpo de conclusiones y

recomendaciones.

UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO I PLANTEAMIENTO DEL PROBLEMA

3

CAPÍTULO I

I. PLANTEAMIENTO DEL PROBLEMA

En esta sección se presenta una descripción de la problemática planteada en estudio,

para lo cual fue necesario establecer los parámetros del proyecto, así como también el

desarrollo del objetivo general y de los objetivos específicos, tomando en cuenta la

situación actual, la situación deseada, la justificación y las limitaciones que presenta el

proyecto.

1.1 DESCRIPCIÓN DEL PROBLEMA

La compañía anónima HIDROLÓGICA DEL CENTRO, “HIDROCENTRO”, es una

institución cuya finalidad es operar los sistemas de abastecimiento de agua potable y

recolección de aguas servidas en las poblaciones de los estados Aragua, Carabobo y

Cojedes. Actualmente su estrategia está orientada a reducir el agua contaminada y a la

rehabilitación de todas sus instalaciones, la descentralización, regionalización,

autonomía y autofinanciamiento.

Dicha empresa tiene por objeto la administración, operación, mantenimiento, ampliación

y reconstrucción de los sistemas de distribución de agua potable y de los sistemas de

recolección, tratamiento y disposición de aguas residuales en Aragua, Carabobo y

Cojedes; sistemas que son prestados como servicios por parte de la empresa a toda la

comunidad que integra dichos estados.

La planta de tratamiento de aguas residuales ubicada en Los Guayos perteneciente al

ente mencionado cuenta con un reactor anaeróbico. Esta planta actualmente se

encuentra fuera de servicio debido a un proceso activo de reingeniería, el cual se basa

en la instalación de un barrelodo hidráulico con el fin de evitar la acumulación y

sedimentación de lodo en el fondo del reactor. Este equipo se encarga de remover todo


4

el lodo que se deposite en el fondo del reactor así como también mantener en

suspensión a las bacterias anaeróbicas para que estas logren estar en contacto con la

materia orgánica con la que se dispone a lo largo del reactor, esto genera un aumento

de la superficie de contacto entre estas, esto se lleva a cabo bajo un proceso continuo

en el cual el lodo se deposita en las dos tolvas invertidas que se encuentran ubicadas al

final del reactor, este lodo se succiona con la ayuda de una bomba para trasladarlo

hasta un lecho de secado para luego ser comercializado como lodo digerido o abono

según sus diversos alcances comerciales. Es importante señalar que esta bomba se

utiliza tanto para la succión del lodo como también para la recirculación de agua a lo

largo del reactor es por ello que estaremos hablando a lo largo del trabajo de la posición

1 (recirculación) y posición 2 (succión).

El barrelodo hidráulico se dispone de forma transversal en todo el reactor con un

sistema en paralelo de tuberías, las cuales poseen orificios a lo largo de las mismas,

estas son las encargadas de poner en suspensión al lodo, todas conectadas a una

bomba centrifuga la cual genera la presión necesaria para que el barrido se realice.

En la figura N° 1.1 se muestra la disposición de las tuberías a lo largo del reactor

anaeróbico.

Figura N° 1.1: Vista diagonal del barre-lodo hidráulico


5

En la figura N° 1.2 se presenta una vista de planta del reactor anaeróbico con el

diagrama de flujo que sigue el agua residual en el barrelodo, en la posición 1 desde el

fin del reactor hasta hacer un recorrido a lo largo del mismo.

Figura N° 1.2: Diagrama de flujo del agua residual a través del barre-lodo

hidráulico en el reactor anaeróbico de la planta de tratamiento de aguas

residuales de Los Guayos.

En la figura N° 1.3 se presenta una vista de planta del reactor anaeróbico con el

diagrama de flujo que sigue el lodo en la posición 2 que entra al reactor hasta que se

almacena.

Tolvas invertidas

Agua de recirculación

Tuberías del barre lodo


6

Figura N° 1.3: Diagrama de flujo del lodo a través reactor anaeróbico de la planta

de tratamiento de aguas residuales de Los Guayos.

Los orificios dispuestos a lo largo del arreglo de tuberías del equipo poseen el mismo

diámetro, Tanto la dirección como el flujo de agua para la acción de barrido son

conocidos; como se puede observar en la figura Nº 1.4 el líquido sale a la derecha e

izquierda a lo largo de la tubería, garantizando de esta manera que los sólidos no se

acumulen en el fondo del reactor.

En la figura N° 1.4 se observa el perfil que describe el agua de recirculación a lo largo

de las tuberías cuando sale por los orificios.

Figura N° 1.4: Perfil del agua a lo largo de una tubería que conforma al barrelodo

hidráulico.

DESARENADOR

Flujo de lodo


7

En la actualidad la información necesaria para la operación efectiva del barrelodo

hidráulico no se encuentra disponible para los operarios, esto debido a que se conoce

su eficiencia en la remoción del lodo depuesto a lo largo del reactor, pero no existe

información acerca de su efecto en el tratamiento físico-químico que se da en el reactor

al operarlo. Teniendo en cuenta el desconocimiento antes mencionado por el barrelodo

y en la búsqueda de ofrecer a la empresa los mejores parámetros de operación del

reactor, que garantice una mayor remoción de materia orgánica. Se plantea como

estrategia la utilización de un modelo a escala piloto que permita caracterizar el proceso

físico-químico que ocurre en el sistema barrelodo-reactor y establecer sus condiciones

de operación.

1.2 FORMULACIÓN DEL PROBLEMA

Como se puede observar en la figura Nº 1.5 el lodo acumulado en el fondo del reactor

se encuentra a nivel de la alimentación de agua del mismo, debido a esta situación se

implementa un barrelodo hidráulico en el reactor anaeróbico de la planta de tratamiento

de aguas residuales ubicada en Los Guayos, a fin de disminuir la cantidad de lodo

sedimentado.

Figura N° 1.5: Remoción de lodo sedimentado en el fondo del reactor anaeróbico

Alimentación


8

Como consecuencia de la instalación del barrelodo hidráulico, se produjo un

desconocimiento de los efectos en el proceso físico-químico que ocurre dentro del

reactor, impidiendo a la empresa HIDROLÓGICA DEL CENTRO operar el mismo hasta

no conocer dichos efectos.

La interrogante surge de estudiar el comportamiento físico-químico en el reactor

anaeróbico que se genera por la acción del barrelodo, y proponer alternativas que

logren mayores porcentajes de remoción en materia orgánica para establecer las

condiciones de operación del sistema.

1.2.1 SITUACIÓN ACTUAL

El Ministerio del Ambiente se encuentra realizando labores de reingeniería en la planta

de tratamiento de aguas residuales ubicada en Los Guayos de la compañía anónima

HIDROLÓGICA DEL CENTRO, en dichas labores se implemento un sistema de

barrelodo-reactor , con el objetivo de evitar la acumulación de lodo sedimentado en el

fondo del reactor, debido a esta modificación HIDROCENTRO desconoce el

comportamiento del proceso físico-químico que se llevará a cabo en el reactor

anaeróbico de la planta de tratamiento en referencia.

1.2.2 SITUACIÓN DESEADA

Hidrológica del Centro C.A., requiere disponer de un estudio que determine los efectos

físico-químicos causados por la implementación del barrelodo hidráulico en el reactor

anaeróbico de la planta de tratamiento de aguas residuales, ubicada en Los Guayos

estado Carabobo.

Con esto se desea conocer el comportamiento del proceso físico-químico en el reactor,

y lograr establecer bajo qué condiciones se obtienen los mayores porcentajes de

remoción en materia orgánica, que a la vez permitan cumplir con la normativa de

descarga existente en el país.


9

1.2.3 ALCANCE

En cuanto al alcance, se determinará el comportamiento físico-químico dentro del

sistema a escala piloto, con el fin de proponer alternativas que logren mayores

porcentajes en remoción de materia orgánica y establecer las condiciones de

operación que ofrezcan el mayor rendimiento en base a los requerimientos de la

empresa.


10

1.3 OBJETIVOS

1.3.1 OBJETIVO GENERAL

Estudiar el comportamiento del barrelodo hidráulico en un modelo escala piloto, para un

reactor anaeróbico de la planta de tratamiento de aguas residuales de HIDROCENTRO-

Los Guayos.

1.3.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS

1. Caracterizar el reactor a escala piloto, con el propósito de definir las dimensiones

del sistema barrelodo-reactor a ser instalado.

2. Determinar las características físico-químicas del afluente a tratar en el sistema,

con la finalidad de conocer la carga orgánica del mismo.

3. Caracterizar el lodo a inocular en el sistema a escala piloto, con el propósito de

establecer su comportamiento hasta alcanzar condiciones anaeróbicas.

4. Operar el sistema con distintas características de operación, a fin de describir la

tendencia de los parámetros físico-químicos analizados en cada una de las fases

desarrolladas.

5. Evaluar el comportamiento de cada una de las fases, con el fin de proponer las

alternativas que permiten obtener los mayores porcentajes de remoción en

materia orgánica.


11

1.4 JUSTIFICACIÓN

El desarrollo de esta investigación permitirá evaluar el comportamiento de los

parámetros físico-químicos de un sistema a escala piloto compuesto por un reactor

anaeróbico y un barrelodo hidráulico, conociendo con ello las condiciones de operación

que logran un mayor rendimiento en la remoción de la materia orgánica. Es importante

recalcar que durante la elaboración del presente trabajo de investigación se llevarán a

cabo prácticas que permitirán reforzar conocimientos y habilidades adquiridas, a lo largo

de la carrera universitaria, específicamente en las áreas de fenómenos de transporte,

diseño de procesos, operaciones unitarias y operaciones avanzadas de ingeniería

química, además de ofrecer experiencia en el ámbito laboral e industrial.

Entre las implicaciones prácticas se encuentra la solución operacional de un equipo del

cual se tiene muy poca información y que puede fungir como piedra angular para la

implementación de nuevas tecnologías en el tratamiento de aguas.

El aporte metodológico que presenta este proyecto es significativo, ya que se

establecerá una estrategia para lograr caracterizar un dispositivo único y novedoso,

ofreciendo una herramienta de ayuda para futuras investigaciones en donde se busque

el desarrollo, caracterización, estudio o conocimiento de este tipo de equipos.

1.5 LIMITACIONES

La información con respecto a este tipo de equipo es muy escasa, por tanto es

necesario valerse de un desarrollo empírico para lograr los objetivos planteados;

basando la recolección de datos principalmente en estudios de campo. Aunado a ello

el factor tiempo definirá el desarrollo del proyecto.

El cierre de la planta de tratamiento de aguas residuales de Los Guayos impide la

experimentación directa en el equipo, así como también se ve seriamente obstaculizada

la recolección de muestras del fluido de trabajo para su caracterización.

UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL

12

CAPÍTULO II

MARCO TEÓRICO REFERENCIAL

Este capítulo presenta de manera especificada algunos proyectos anteriores

presentados que guardan relación con esta investigación, toda la información

bibliográfica necesaria el desarrollo de este trabajo.

2.1 ANTECEDENTES

Zenia Gutiérrez T. y Gabriela Moeller (2006). Degradabilidad de lodos residuales de

diferentes procedencias por medio de bioensayos anaerobios. Instituto Mexicano

de Tecnología del Agua. México.

En este trabajo se realizaron pruebas de biodegradación anaeróbica para asegurar que

los diferentes tipos de lodos (municipales, industriales y parcialmente digeridos) eran

susceptibles de ser tratados por el proceso de digestión anaeróbica.

Se utilizó como inóculo lodo primario digerido de la Planta de Chapultepec, usado en

proyectos anteriores y adaptados en un reactor anaerobio de 15 litros. Se esperaba que

hubiera diferentes comportamientos del proceso ya que los lodos usados como fuente

de alimento varían desde la categoría de municipales (Planta de Tratamiento de Aguas

Residuales de Chapultepec), mixto con la mayor proporción de lodos industriales

(Empresa para el Control de la Contaminación del Agua del Corredor Industrial Valle

Amecameca-Cuernavaca, ECCACIV) y parcialmente digeridos (Fosa séptica del

Instituto Mexicano de Tecnología del Agua, IMTA). El experimento se realizó con

diferentes tiempos de retención. Basados en estudios anteriores, se identificaron

algunos tiempos de retención críticos que están entre el quinto y décimo día, para este

intervalo se realizaron los bioensayos por duplicado (reactores batch de 250 mL). Para

el resto de los bioensayos se trabajó con muestras simples en un intervalo entre 1 y 30

días de tiempo de retención. Al término del trabajo de investigación, se obtuvieron los

siguientes resultados en relación con la demanda química de oxígeno: 35% de

eficiencia de remoción para el lodo de Chapultepec; 38% de eficiencia de remoción


13

para el lodo de ECCACIV y un 72% de eficiencia de remoción para la fosa séptica del

IMTA.

Este antecedente presenta similitud con la investigación que se llevará a cabo ya que

en este se caracteriza el lodo realizando diferentes pruebas físico-químicas para ello.

Además se estudía en este la degradación de la materia orgánica, valiendo de guía los

resultados y diseño de experimentos ya obtenidos para el actual estudio ya que ambos

son a escala piloto. La diferencia de este antecedente con respecto al trabajo a

realizarse es que se estudía la degradación del lodo de acuerdo a diferentes tiempos

de retención, pero no el movimiento del lodo como influyente en la eficiencia de

remoción de la materia orgánica dentro de un reactor anaeróbico.

Elisabeth H. Behling (2005). Eficiencia de un reactor anaeróbico en el tratamiento

del efluente de una tenería. Universidad del Zulia. Venezuela-Edo Zulia.

En este trabajo se evaluó la eficiencia de un reactor anaeróbico de manto de lodo de

flujo ascendente (RBA) de 4,570 L, para el tratamiento del efluente de una tenería bajo

condiciones mesofílicas. Se evaluaron las cargas orgánicas (CO) de 1,0; 2,0; 2,5 y

3,0kg DQO/m3, manteniendo un tiempo de retención hidráulico (TRH) de 24 h. Se

analizaron los siguientes parámetros: demanda química de oxígeno (DQO), producción

de biogás, contenido de metano, pH, alcalinidad total, sólidos suspendidos totales

(SST), sólidos suspendidos volátiles (SSV), producción de ácidos grasos volátiles

(AGV) y temperatura. Se obtuvieron porcentajes promedio de remoción de DQO de

72% y 58% para las CO de 2,5 kg DQO/m3y 3,0 kg DQO/m3, respectivamente. El

sistema mantuvo el equilibrio, mostrando relaciones AGV/alcalinidad bicarbonática

menores de 0,30. Los valores promedio de porcentaje de metano fueron superiores al

89%. Los resultados muestran que el sistema estudíado arrojó una relativa alta

eficiencia y una alta actividad metanogénica, bajo las condiciones operacionales

aplicadas en este estudio. La mayor eficiencia de remoción de la DQO se alcanzó

cuando el sistema se sometió a la menor carga orgánica.


14

Este antecedente presenta similitud con la investigación que se va a llevar a cabo, en la

metodología para la realización de los distintos análisis fisicoquímicos y el estudio de la

eficiencia del reactor en el cual nos servirán de datos muchos resultados obtenidos pero

principalmente su metodología de trabajo. Y su diferencia es que en este trabajo

estudían al reactor bajo condiciones mesofílicas sin tomar en cuenta la transferencia y

el movimiento de la materia orgánica debido a la implementación de un barrelodo

hidráulico dentro del reactor anaeróbico.

Carolina Pizarro Torres (2002). Evaluación de reactores anaeróbicos granulares en

la remoción conjunta de materia orgánica. Departamento de bioquímica de la

Universidad Católica de Valparaíso. Chile.

El objetivo de este trabajo es la evaluación del comportamiento de dos reactores

anaerobios granulares en la remoción conjunta de materia orgánica y sulfatos a

diferentes razones DQO/Sulfato, para lo cual se utilizó un reactor EGSB de 6,8 L de

volumen útil, y un reactor RBA de 1,7 L. En ambos sistemas la alimentación tenía una

concentración de 4500 mgDQO/L, a la que se le adicionó sulfato de sodio para alcanzar

distintas relaciones DQO/SO4 De manera general ambos sistemas presentaron una

buena respuesta frente al aumento de sulfato en la alimentación; dado por los valores

de remoción de materia orgánica siempre por sobre el 75%. La biomasa que se

encuentra en forma granular, presentaría una mayor resistencia al efecto tóxico del H2S.

Sin embargo sí se presentaron diferencias con respecto a la eficiencia de remoción de

sulfatos, siendo mayor en el reactor EGSB, concordando también con la mayor

concentración de sulfuro de hidrógeno en el gas comparada con la del RBA;

evidenciando que en el reactor EGSB se propicia el fenómeno de desorción de H2S en

mayor medida que en el RBA.

Este trabajo presenta similitud con la investigación que se llevara a cabo, debido a la

metodología planteada para la operabilidad del reactor RBA y el tratamiento de la

biomasa es por tanto que se utilizara como referencia con fines teóricos para obtener la

mayor eficiencia en la operación del reactor a escala piloto basándonos en la


15

capacidad de este en remover el material orgánico presente. La principal diferencia con

el trabajo a realizar es que en este se estudían la eficiencia de dos reactores diferentes

y no se estudía la relación que existe entre un barrelodo hidráulico y la eficiencia del

reactor anaeróbico.

Sergio Zamora Sauma (2001). Análisis de la utilización de un reactor anaeróbico en

las purgas de equipos de sedimentación utilizados en el tratamiento aguas

residuales avícolas. Universidad Central de Venezuela. Venezuela.

Para el estudio en esta investigación se utilizo un reactor anaerobio de flujo ascendente

de 100m3 de volumen y 61m3 de volumen efectivo para tratamiento del agua residual. El

reactor contiene lodo anaerobio granular generado in situ en las antiguas condiciones

de operación del reactor (velocidad ascensional de 6 m/h). El equipo de sedimentación

del que provienen las purgas es un flotodecantador, equipo que realiza tanto la flotación

como la separación de sólidos suspendidos por sedimentación. Además, se tiene un

tanque de 47m3 el cual se utiliza como acidificador o tanque de hidrólisis.

Adicionalmente, se utiliza un reactor a escala de laboratorio para observar el proceso

que pueda ocurrir en el reactor a gran escala. Una bomba de pulsos envía el agua

residual desde un balde hacia un reactor a escala laboratorio. Se agrega un flujo de

agua residual al reactor del laboratorio con una velocidad ascensional igual a la que

presenta el reactor a escala industrial.

Este antecedente presenta similitud con la investigación que se llevara a cabo ya que

en este se utiliza una metodología parecida a la propuesta para realizar el actual

estudio en cuanto a las normas de escalamiento de una estructura de escala industrial

a una escala piloto valiéndonos los resultados y modelos matemáticos de base para el

presente trabajo.

La diferencia de este antecedente con el trabajo en curso es que en él se estudía la

posibilidad de implementar un reactor anaeróbico en las purgas de sedimentación

utilizadas en la planta de tratamiento y su utilidad en ello pero no se involucra como tal

al barrelodo ni la eficiencia del reactor sino su funcionabilidad.


16

Eduardo Ferreira (2001). Evaluación del desempeño de lagunas anaeróbicas en el

tratamiento de efluentes industriales. Universidad de los Andes. Venezuela.

El presente trabajo es el resultado de la evaluación del funcionamiento de una laguna

anaeróbica que procesa los efluentes generados en una industria de producción de

levaduras.

Se discute la pertinencia de la utilización de la eficiencia de remoción de DQO como

parámetro para la evaluación del desempeño de lagunas anaeróbicas con alimentación

variable. Se analiza el tipo de comportamiento hidráulico de la laguna y se plantea la

utilización del factor alfa, cociente entre alcalinidad de bicarbonato y concentración de

ácidos volátiles a la salida, como parámetro de evaluación alternativo.

La determinación de la concentración de ácidos volátiles y alcalinidad se realiza por

medio de una valoración con ácido que puede tener un pH dentro de un rango de 4,3 a

5,75; lo que constituye un procedimiento económico y sumamente sencillo de

implementar a nivel de la industria.

Se concluye que la utilización de la eficiencia de remoción de DQO como parámetro de

evaluación no refleja el desempeño de la laguna dando lugar a interpretaciones

erróneas. El factor alfa resultó ser un parámetro de evaluación de desempeño

adecuado ya que presentó sensibilidad y mostró una variación acorde a los cambios de

temperaturas registradas y carga orgánica aplicada.

Esta investigación sirve de antecedente para el actual trabajo ya que presentan una

similitud en los objetivos determinando en ambos, las mejores condiciones de operación

para un óptimo desempeño de un reactor anaeróbico sirviendo entonces los datos y

resultados de la investigación antes descrita. Su principal diferencia es que en este

trabajo los análisis del comportamiento del reactor anaeróbico son llevados a cabo

mediante el uso de ecuaciones y no de pruebas fisicoquímicas propiamente.


17

2.2 CONCEPTOS BÁSICOS

2.2.1 REACTOR BIOLÓGICO ANAERÓBICO (RBA)

Dentro de las unidades que conforman el tratamiento biológico, el RBA es una de las

unidades más pequeñas, el mismo tiene por lo general una profundidad de 2 a 6 metros

y recibe cargas orgánicas mayores a 100 gDBO5/m3 por día, estos RBA se diseñan

principalmente para la remoción de materia orgánica suspendida y parte de la fracción

soluble de materia orgánica DBO5, además si el RBA está bien diseñado puede

alcanzar remociones de DBO5 alrededor del 60% a temperaturas de 20°C. Un tiempo

de retención hidráulico (TRH) de 1 día es suficiente para aguas residuales con una

DBO5 de hasta 300 mg/L y temperaturas superiores a 20°C. Los RBA se emplean como

tratamiento de aguas residuales con fuerte componente industrial o agrícola, en esos

casos, al recibir altas cargas de contaminación, se producen fuertes demandas de

oxígeno que imposibilitan la existencia de zonas anaeróbicas, por lo cual se produce

una digestión de la materia orgánica a cargo de las bacterias anaeróbicas. El proceso

de digestión anaeróbica es básicamente un proceso de dos etapas, la primera es la

putrefacción:

bacterias materia orgánica --------> nuevas células bacterianas + ácidos orgánicos

mezclados.

En la segunda etapa, las bacterias metanogénicas convierten los productos de la

primera etapa llamada putrefacción en metano y otros productos simples:

bacterias ácidos orgánicos -------> nuevas células bacterianas + CH4 + CO2 + H2O +

NH3 + otros.

La materia orgánica que ingresa al RBA se halla en estado de sólidos sedimentables y

sólidos en suspensión, éstos a su vez en estados coloidales y diluidos. Los sólidos

sedimentables y coloidales floculados, sedimentan en el fondo del RBA y

particularmente en la zona de ingreso. En cambio, el resto de la materia orgánica

permanece en la masa líquida. Los sólidos biodegradables depositados son


18

estabilizados por las bacterias formadoras de ácidos y de metano que en condiciones

anaeróbicas producen gases que escapan a la atmósfera, y compuestos solubles en la

masa líquida. Las bacterias, especialmente las facultativas, estabilizan la fracción no

sedimentable de la materia orgánica presente en el efluente y la solubilizada del lodo

sedimentado (Zambrano, 1997).

2.2.2 MATERIA ORGÁNICA

La materia orgánica es el producto de la descomposición de vegetales y animales

muertos, la misma se basa en carbono, hidrógeno y oxígeno. Puede almacenar gran

cantidad de agua y es muy rica en minerales (Hernández, 1996).

2.2.2.1 BIOMASA

Materia orgánica originada en un proceso biológico, espontáneo o provocado, utilizable

como fuente de energía (Hernández, 1996).

2.2.3 DIGESTIÓN ANAERÓBICA

La digestión anaeróbica consiste en una serie de procesos microbiológicos que

convierte la materia orgánica en metano en ausencia de oxígeno. Este proceso, al

contrario de la digestión aeróbica, es producido casi únicamente por bacterias. El

proceso se lleva a cabo en un RBA, que permite la realización de las reacciones

correspondientes y la decantación de los lodos digeridos en su parte final llamada tolva

invertida. En el proceso se produce un gas, denominado gas biológico (mezcla de

metano y CO2 principalmente) que se evacua del recinto. La digestión anaeróbica

puede hacerse en una o dos etapas. Generalmente, el hacerlo en dos etapas (reactores

primarios y secundarios) produce mejores resultados. En los primarios, el lodo se

mezcla constantemente con el propio gas producido para favorecer la digestión,

mientras que en el secundario simplemente se deja sedimentar el lodo antes de

extraerlo (Nemerow y Dasgupta, 1998).


19

De acuerdo a Nemerow, N., y Dasgupta, A., en 1998 las ventajas y desventajas de la

digestión anaeróbica con respecto a la digestión aeróbica son las siguientes:

Ventajas:

El aceptor final de electrones suele ser CO2, por lo que no hace falta la constante

adición de oxígeno, abaratando el proceso.

Produce menor cantidad final de lodos, pues el desarrollo de estas bacterias es

más lento y la mayor parte de la energía se deriva hacia la producción del

producto final, metano. Solo un 5% del carbono orgánico se convierte en

biomasa, en contraste con hasta el 50% de las condiciones aeróbicas.

El metano tiene un valor calorífico de aproximadamente 9000 kcal/m3 y se puede

utilizar para producir calor para la digestión o como fuente de energía eléctrica

mediante motores generadores.

La energía requerida para el tratamiento de las aguas residuales es muy baja.

Se puede adaptar a cualquier tipo de residuo industrial.

Se pueden cargar los reactores con grandes cantidades de materia.

Desventajas:

Es un proceso más lento que el aeróbico.

Es más sensible a tóxicos inhibidores.

La puesta a punto del sistema requiere también largos períodos.

En muchos casos, se requiere mayor cantidad de producto a degradar para el

buen funcionamiento.


20

2.2.4 MICROBIOLOGÍA DE LA DIGESTIÓN ANAERÓBICA. (Mejía, 1996)

La degradación anaeróbica de la materia orgánica se resume en la siguiente ecuación:

Materia orgánica + nutrientes + microorganismos --> CH4 + CO2 + NH3 + H2S + materia

orgánica + nuevos microorganismos.

La mezcla de gases es aproximadamente 2/3 de CH4 y 1/3 de CO2 y se le denomina

biogás, el mismo puede ser utilizado como combustible semejante al gas natural.

Los procesos microbiológicos de degradación anaeróbica que ocurren en el RBA son los

siguientes:

Hidrólisis: la hidrólisis es el primer paso necesario para la degradación anaeróbica de

substratos orgánicos complejos, ya que no pueden ser utilizados directamente por los

microorganismos a menos que se hidrolicen en compuestos solubles, que puedan

atravesar la membrana celular. La hidrólisis de estas partículas orgánicas es llevada

a cabo por enzimas extracelulares excretadas por las bacterias fermentativas. En este

proceso predominan las bacterias gram+ incluidas en los géneros clostridium y

staphyloccocus, y bacterias gram-.

Acidogénesis: las moléculas orgánicas solubles son fermentadas por varios

organismos formando compuestos que pueden ser utilizados directamente por las

bacterias metanogénicas (ácido acético, ácido fórmico, H2). En esta etapa se presentan

las siguientes bacterias:

Fermentación: predominan bacterias gram+ del ácido láctico y relacionadas:

lactobacillus, streptoccocus, staphylococcus, micrococcus; gram-, escherichia,

salmonella, veillonela y reductoras de sulfato.

ß-oxidación: clostridium, syntrophomonas.

Acetogénesis: las moléculas orgánicas solubles son fermentadas por varios

organismos fermentativos formando compuestos orgánicos muy reducidos (láctico,

etanol, propiónico, butírico) que tienen que ser oxidados por bacterias acetogénicas a


21

substratos que puedan utilizar las bacterias metanogénicas. En este proceso están

presentes las sintrofobacterias tales como syntrophobacter.

Metanogénesis: las bacterias metanogénicas (las más importantes) son las

responsables de la formación del metano a partir de substratos

monocarbonados o con dos átomos de carbono unidos por un enlace covalente.

Las bacterias metanogénicas son quimioautótrofas, estrictamente anaeróbicas,

obtienen energía mediante una forma exclusiva de respiración anaeróbica, son capaces

de utilizar determinados sustratos y para crecer precisan de un medio con potencial de

oxido-reducción muy bajo (aproximadamente de 300 mV) y un rango ideal de pH entre

6,5 y 7,5.

Su desarrollo es lento aún en óptimas condiciones. Los microorganismos que

intervienen en este proceso son:

Hidrogenotrófica: methanobacterium, methanobrevibacter.

Hidrogenoclástica: methanosarcina y methanosaeta (antesmethanotrix).

2.2.5 TRATAMIENTO ANAEROBIO DE ALTA CARGA. (PAN, 1991)

Los reactores anaerobios de alta carga, definidos por la separación de los tiempos de

retención hidráulicos y celulares permiten a los microorganismos (que crecen

lentamente) permanecer en el reactor independientemente del caudal de agua residual

que circula por el mismo, lográndose con ello la aplicación de cargas hidráulicas y

velocidades mayores. En este sentido, el concepto de los reactores de alta carga se

basa en tres pilares fundamentales:

1. Acumulación de la biomasa dentro del reactor por medio de sedimentación,

adhesión a sólidos (fijos o móviles) o por recirculación. Esto permite la retención

de los microorganismos de crecimiento lento, asegurando que el tiempo de

retención medio de los sólidos sea superior al tiempo de retención hidráulico.


22

2. Mayor contacto entre la biomasa y el agua residual, superando los problemas

de difusión de los sustratos y productos entre líquido y las biopelículas o

gránulos.

3. Mayor actividad de la biomasa, por adaptación al sustrato y por crecimiento.

2.2.6 CRITERIOS PARA LA UTILIZACIÓN DE REACTORES RBA. (Ragatz,1988)

De acuerdo a Ragatz, L., en 1988 es de gran relevancia el conocimiento de los criterios

bajos los cuales puede emplearse este tipo de equipo siendo algunos de ellos:

Compuestos tóxicos:

Uno de los factores que pueden hacer imposible el tratamiento en un reactor RBA, es la

presencia de compuestos potencialmente tóxicos para las bacterias (metales pesados,

sulfatos, sulfuros, cloroformo, cianuros, fenoles, cloruros, nitratos y oxígenos, entre

otros).

Cuando un desecho contiene compuestos tóxicos altamente inhibitorios pueden

utilizarse algunas técnicas para hacer posible el tratamiento anaerobio, como es la

dilución del desecho, recirculación del efluente en el digestor, mezcla con otros

desechos, preacidificación, por citar algunos ejemplos.

Temperatura:

La temperatura es un factor importante para la factibilidad económica del proceso, ya

que ella ejerce una fuerte influencia sobre la eficiencia del mismo, debido a que afecta

las constantes de equilibrio químico así como la actividad biológica y la predominancia

de especies en el reactor, determinando finalmente la cantidad de energía neta

producida o requerida por el sistema.

Aunque existe interés en el estudio de las operaciones en el rango de temperatura

psicrófila (5-20)ºC, particularmente en el tratamiento de aguas residuales urbanas, la

operación en el rango mesófilo (20ºC a 40ºC, con un óptimo de 37ºC) es sin duda el


23

más popular. El proceso ocurre a una tasa de aceptable entre 15ºC y 25ºC y a una tasa

relativamente alta entre 30ºC y 40ºC, siendo importante evitar variaciones bruscas de

temperatura.

En regiones de clima tropical, la temperatura ambiente es lo suficientemente alta para

mantener la temperatura requerida por la biomasa, condición térmica crítica, el metano

producido en el proceso puede ser usado como combustible para lograr el

calentamiento del sistema.

Cuando el agua residual es generada en el rango termófilo (entre 50ºC y 60ºC) el

tratamiento en este tipo de reactores es viable, lo que traerá consigo altas tasas de

reacción y grandes eficiencias cuando se compara con el rango mesófilo.

Carga orgánica y variaciones de flujo:

El reactor RBA también puede ser usado para el tratamiento de desechos que

presenten variaciones significativas en caudal o en concentración de material orgánico.

Entre las precauciones que se pueden tomar figuran:

o Uso inicial de tanques de igualación o bien la recirculación del efluente del

digestor ya que esta mezcla con el desecho a tratar puede contribuir a

igualar el contenido, en el caso de desechos con una alta concentración

de material orgánico. Como la calidad del efluente es más uniforme que la

de los afluentes, la mezcla de ambos incrementa el nivel de

homogeneidad en la alimentación al reactor, constituyéndose en un efecto

beneficioso de dilución.

o Uso de varios reactores operando en paralelo, puede ser una solución

viable en el caso donde se produce una gran variación en la tasa de flujo.


24

Nutrientes:

Una de las ventajas del proceso de digestión anaeróbica son los bajo requerimientos de

nutrientes, derivada lógicamente de la baja velocidad de crecimiento de las bacterias

anaeróbicas. Los principales nutrientes necesarios para el crecimiento son nitrógeno (N)

y fósforo (P). En este sentido, el tratamiento de líquidos residuales con bajo contenido

de nutrientes, es posible en reactores RBA si los mismos son suministrados en las

siguientes proporciones:

DQO/N < 70 y DQO/P < 350

Varios micronutrientes o elementos trazas como níquel (Ni), cobalto (Co) y molibdeno

(Mo), también son necesarios y su carencia dificulta el tratamiento.

pH:

El pH óptimo en el proceso de digestión anaeróbica se encuentra alrededor de 7,0;

siendo importante destacar que los diferentes grupos bacterianos presentan niveles de

actividad óptima a pH bastante próximos aunque ligeramente diferentes; así los

hidrolíticos operan adecuadamente entre un rango de valores de pH de 7,2 – 7,4; los

acetogénicos en el entorno de 6,0 en pH y los metanogénicos, hasta que por debajo 6,2

cesa casi completamente. En este caso el pH puede continuar disminuyendo debido a

que se mantiene la actividad, aunque más limitada de los otros grupos. Por debajo de

4,5 se detiene la actividad de todos los microorganismos implicados en el proceso.

2.2.7 ARRANQUE DEL SISTEMA:

El arranque de los sistemas RBA, depende de numerosos parámetros biológicos,

químicos y físicos, estando influenciado por la composición y concentración del agua

residual, el volumen, actividad y adaptación del inóculo, parámetros ambientales como

temperatura, pH, nutrientes y contenido de elementos traza, parámetros de operación

como tasa de carga, tiempo de retención, mezcla líquida y por último pero no menos

importante, la configuración del reactor, geometría y tamaño.


25

Todos estos parámetros permanecen en una fuerte interacción, lo que significa que

para un agua residual dada y un reactor de alta carga, el arranque depende en grado

muy limitado del tipo y configuración del reactor y una parte considerable depende de la

calidad y cantidad de biomasa inoculada y de los parámetros ambientales y

operacionales (Malina y Pohland, 1992).

Joseph F. Malina, y Frederick G. Pohland en 1992, reportan que la selección de un

material de inóculo adecuado es esencial para el arranque de un reactor RBA y además

describen algunos de los factores involucrados en este proceso:

1.) Fuente de inóculo:

El material de inóculo debe de poseer microorganismos capaces de degradar los

compuestos orgánicos presentes en el agua residual e inducir la formación de gránulos

o el desarrollo de lodo con buenas propiedades de sedimentación. El inóculo puede ser

lodo granular o lodo no granular.

Lodo no granular:

En el arranque de reactores RBA se han usado inóculos de lodo no granular como lodo

anaerobio dirigido, desechos de lodo activado y estiércol de ganado. Cuando se logra

una tasa estable de remoción de cargas orgánicas de DQO entre (8-15) kgDQO/m3.d y

bajo condiciones mesófilas (30-40)ºC, o cuando se logra una tasa de (3-5) kgDQO/m3.d

a temperatura ambiente (15-26)ºC, el arranque del reactor usualmente es considerado

completo.

El desarrollo de lodo granular generalmente requiere de 2 a 6 meses a temperatura

mesófila y de 10 a 12 meses a temperatura ambiente y aún sin la formación de gránulos

es posible operar a reactores RBA, siempre que el lodo cuente con suficiente capacidad

de sedimentación.

2.) Características del agua residual:

La complejidad del agua residual, particularmente de la fracción de materia orgánica

insoluble es un factor de gran importancia con respecto al potencial de carga orgánica


26

aplicable al reactor, a fin de lograr un contacto suficiente entre el lodo retenido y el

afluente bajo todas las condiciones operacionales posibles. En tal sentido es necesario

conocer:

a.) Contenido de materia orgánica:

El contenido de materia orgánica debe ser suficientemente alto como para mantener

buenas condiciones para el crecimiento bacterial. El nivel mínimo de DQO sugerido es

de aproximadamente 1000 mg/L; sin embargo, en la mayoría de las investigaciones

realizadas con agua residual de origen doméstico, la concentración de DQO utilizada es

menor de 500 mg/L.

b.) Naturaleza del material suspendido:

Materia dispersa retarda la granulación.

c.) Composición:

La granulación es más rápida en sustratos principalmente de carbohidratos solubles

comparada a la de sustratos de ácidos grasos volátiles (particularmente bajo

condiciones termófilas). En presencia de proteínas y pH del reactor > 6,5 estas son

degradadas casi por completo.

Altas concentraciones de iones (Ej. Ca+2, Mg+2) conducirán a precipitación química

(CaCO3, CaHPO4, MgNH4PO4), que resulta en la formación de un lodo granular con un

alto contenido de cenizas.

3.) Factores ambientales:

a.) Temperatura óptima de (30-40)ºC bajo condiciones mesófilas y de (50-60)ºC

bajo condiciones termófilas.

b.) El pH debe mantenerse superior a 6,2 en el reactor.


27

c.) Todos los factores esenciales de crecimiento, tales como nitrógeno, fósforo,

azufre y elementos traza deben estar presentes en cantidades y formas

disponibles.

d.) Ausencia de compuestos tóxicos en concentraciones inhibitorias, o permitir

suficiente tiempo para la aclimatación bacterial.

2.2.8 CONTENIDO DE SÓLIDOS TOTALES

El contenido de sólidos totales de un desecho sólido se define como toda materia que

permanece como residuo luego de la evaporación a la temperatura de (103-105)ºC.

Todos los materiales que ejercen una presión de vapor significativa a estas

temperaturas, se pierden durante el secado. La temperatura a la cual se seca el

residuo, tiene una relación importante en los resultados de este ensayo, ya que la

pérdida de peso debido a la volatilización de la materia orgánica, el agua

mecánicamente absorbida y los gases de la descomposición química producida por el

calor, así como el peso ganado debido a la oxidación, dependen de la temperatura y el

tiempo al cual se le somete al calor (Metcalf & Eddy, 1991).

2.2.9 PARÁMETROS CARACTERÍSTICOS DEL AGUA. (Campos, 2000)

ALCALINIDAD

La alcalinidad es la capacidad que tiene el agua para absorber iones H+ sin tener un

cambio significativo en su pH. Las sustancias que le imparte alcalinidad al agua son

básicamente: hidróxidos, carbonatos y bicarbonatos de sodio, calcio y magnesio, por lo

cual se expresa en ppm como CaCO3. Existen dos tipos de alcalinidad:


28

Alcalinidad parcial

Está representada por la cantidad de hidróxidos (OH-) y de carbonatos (CO3-2)

presentes en el agua, los cuales se determinan empleando fenolftaleína como

indicador. Se denota comúnmente con la letra P.

Alcalinidad total

Está representada por el contenido de alcalinidad parcial en el agua y adicionalmente

por los bicarbonatos de sodio, calcio y magnesio presentes. Se denota con la letra M.

DEMANDA BIOLÓGICA DE OXÍGENO (DBO)

La demanda biológica de oxígeno, también denominada demanda bioquímica de

oxígeno, (DBO) es un parámetro que mide la cantidad de materia susceptible de ser

consumida u oxidada por medios biológicos que contiene una muestra líquida, y se

utiliza para determinar su grado de contaminación. Normalmente se mide transcurridos

5 días (DBO5) y se expresa en mg O2/L.

Es un método aplicable en aguas superficiales continentales (ríos, lagos, acuíferos,

etc.), aguas residuales o cualquier agua que pueda contener una cantidad apreciable

de materia orgánica. No es aplicable para las aguas potables debido al valor tan bajo

que se obtendría.

DEMANDA QUÍMICA DE OXÍGENO (DQO)

La demanda química de oxígeno (DQO) determina la cantidad de oxígeno requerido

para oxidar la materia orgánica en una muestra de agua residual, bajo condiciones

específicas de agente oxidante, temperatura y tiempo.

SÓLIDOS SUSPENDIDOS

Este término se refiere a las partículas orgánicas e inorgánicas así como líquidos

inmiscibles que se encuentran en el agua. Dentro de las partículas orgánicas tenemos,


29

entre otros, fibras de plantas, células de algas, bacterias y sólidos biológicos. Por otra

parte arcilla y sales son elementos considerados como partículas inorgánicas.

Dentro de los impactos que pueden causar los llamados sólidos suspendidos se tienen:

Son desagradables a la vista (poco estéticos).

Proveen superficies de adsorción para agentes químicos y biológicos.

Pueden degradarse, lo que causaría productos secundarios perjudiciales.

Aquellos elementos biológicamente activos pueden ser agentes tóxicos o

causantes de enfermedades.

SÓLIDOS DISUELTOS

Son los materiales que permanecen en el agua, luego de que ésta es filtrada, para

determinar los sólidos suspendidos. Los sólidos disueltos en el agua resultan de la

acción solvente del agua, luego de actuar sobre sólidos, líquidos y gases.

Los efectos más notables de los sólidos disueltos sobre la calidad del agua son las

propiedades cancerígenas o tóxicas de algunos de ellos directa o indirectamente

(mediante combinación con otros elementos).

2.2.10 SIMILITUD GEOMÉTRICA

En un sentido estricto, la similitud geométrica implica que la proporción de todas las

longitudes correspondientes, en los dos sistemas, deben ser las mismas. Así, si ciertas

longitudes seleccionadas en las direcciones X, Y y Z (y los dos sistemas son

designados con los subíndices M y P), la condición para la similitud geométrica según

Potter, M., y Wiggeri, D., en 2002 es:

(2.2) (Potter, M., y Wiggeri, D. 2002)


30

donde LR, es la escala de longitudes, mediante la cual se describen las dimensiones

relativas de los dos sistemas. En este capítulo el subíndice r se empleará para designar

la relación entre cantidades correspondientes en los dos sistemas.

Una consecuencia de la similitud geométrica es que las escalas de las áreas y los

volúmenes, en los dos sistemas, pueden expresarse en términos del cuadrado y el cubo

de la escala de longitudes y, por lo tanto,



En algunos casos como lo explica Potter, M., y Wiggeri, D., en 2002 es imposible lograr

una similitud geométrica exacta, particularmente en modelos, en los cuales la

profundidad es pequeña en relación con la anchura y la longitud. Tales modelos

frecuentemente están distorsionados en la dirección vertical, siendo necesario, en tal

caso definir dos escalas de longitudes, por medio de una ecuación adicional similar a

las anteriores; por ejemplo:



2.2.11 SEDIMENTACIÓN. (Sette, R., y Jiménez, D. 2002)

Se entiende por sedimentación la remoción por efecto gravitacional de las partículas en

suspensión presentes en el agua. Estas partículas deberán tener un peso específico

mayor que el fluido. La remoción de partículas en suspensión en el agua puede

conseguirse por sedimentación o filtración. De allí que ambos procesos se consideren

como complementarios. La sedimentación remueve las partículas más densas, mientras


31

que la filtración remueve aquellas partículas que tienen una densidad muy cercana a la

del agua o que han sido resuspendidas y, por lo tanto, no pudieron ser removidas en el

proceso anterior.

La sedimentación es, en esencia, un fenómeno netamente físico y constituye uno de los

procesos utilizados en el tratamiento del agua para conseguir su clarificación. Está

relacionada exclusivamente con las propiedades de caída de las partículas en el agua.

Cuando se produce sedimentación de una suspensión de partículas, el resultado final

será siempre un fluido clarificado y una suspensión más concentrada. A menudo se

utilizan para designar la sedimentación los términos de clarificación y espesamiento. Se

habla de clarificación cuando hay un especial interés en el fluido clarificado, y de

espesamiento cuando el interés está puesto en la suspensión concentrada. Las

partículas en suspensión sedimentan en diferente forma, dependiendo de las

características de las partículas, así como de su concentración. Es así que podemos

referirnos a la sedimentación de partículas discretas, sedimentación de partículas

floculentas y sedimentación de partículas por caída libre e interferida.

Sedimentación de partículas floculentas

Partículas floculentas son aquellas producidas por la aglomeración de partículas

coloides desestabilizadas a consecuencia de la aplicación de agentes químicos. A

diferencia de las partículas discretas, las características de este tipo de partículas;

forma, tamaño y densidad sí cambian durante la caída. Se denomina sedimentación

floculenta o decantación al proceso de depósito de partículas floculentas. Este tipo de

sedimentación se presenta en la clarificación de aguas, como proceso intermedio entre

la coagulación-floculación y la filtración rápida. Las partículas que se remueven en una

planta de tratamiento de agua son sólidos inorgánicos y orgánicos. Los factores

primordiales que influyen en la velocidad de sedimentación son su tamaño, forma y

densidad. La materia en suspensión que origina la turbiedad consiste principalmente en

sílice finamente dividida, arcilla y limo; la densidad original de las partículas es cercana

a 2,60. El color, en cambio, es producido principalmente por ácidos orgánicos (fúlvicos,

húmicos, etc.) de origen vegetal con densidades variables de 1 a 1,5 dependiendo de


32

su concentración. Las partículas se presentan principalmente en estado coloidal y es

necesario añadirles coagulantes químicos y someterlas a procesos de coagulación y

floculación para incrementar su tamaño o densidad antes del proceso de

sedimentación. Las partículas en suspensión de aguas tratadas con coagulantes,

consisten en flóculos formados por óxidos metálicos (Al2O3 o Fe2O3), agua en 85% a

95% y turbiedad y/o color con densidades variables entre 1,002 cuando predomina el

color y 1,03 cuando predomina la turbiedad. En procesos de ablandamiento los flóculos

tienen densidades cercanas a 1,20. El diámetro de los flóculos es variable desde menos

de 0,001 mm hasta más de 5 mm, dependiendo de las condiciones de mezcla y

floculación (gradientes de velocidad y tiempo de retención). Sette, R., y Jiménez, D., en

1996 clasifican los flóculos por su tamaño como se puede observar en la figura N° 2.1.

Figura Nº 2.1: Índices para determinar el tamaño del flóculo

(Fuente: Sette y Jiménez, 1996)

La velocidad de sedimentación de suspensiones floculentas depende de las

características de las suspensiones, así como de las características hidráulicas de los

sedimentadores y de la presentación de procesos contaminantes: floculación por

diferencia de velocidades de sedimentación de los flóculos, influencia de turbulencia y

variación de gradientes de velocidad, factores que imposibilitan la preparación de un

modelo matemático general. Por este motivo se recurre a ensayos en laboratorio o


33

plantas piloto con el propósito de predecir las eficiencias teóricas remocionales en

función de cargas superficiales o velocidades de sedimentación preseleccionadas. En

ellos se deben tomar las siguientes precauciones: que la muestra de la suspensión sea

representativa y que se mantenga a igual temperatura (Sette y Jiménez, 1996).

FACTORES QUE INFLUYEN EN EL PROCESO DE SEDIMENTACIÓN

Los siguientes factores influyen en el proceso de sedimentación o decantación:

Calidad de agua

Las variaciones de concentración de materias en suspensión modifican, en primer

lugar, la forma de sedimentación de las partículas (con caída libre o interferida), así

como las propiedades de las partículas modifican la forma de depósito (sedimentación

para partículas discretas y decantación para partículas floculentas).

Adicionalmente, variaciones de concentración de partículas o de temperatura producen

variaciones de densidad del agua y originan corrientes cinéticas o térmicas que, a su

vez, generan cortocircuitos hidráulicos en las unidades.

Al entrar agua más fría al sedimentador, la masa de agua se desplaza por el fondo de

este y produce el tipo de corriente indicada en la figura N° 2.2a.

En cambio, con agua más caliente, se produce el fenómeno inverso, que aparece

indicado en la figura N° 2.2b.

En el caso de variar la concentración, se producen corrientes de densidad por

diferencias en las distintas masas de agua, que suelen crear fuerzas más importantes

que las térmicas. En la figura N° 2.3 se indican las densidades del flóculo producido con

distintas concentraciones de suspensión de caolín. Haciendo la misma consideración

anterior, un volumen de agua de 100.000 m3 con 20 mg/L de caolín pesaría 100.560 t y

con 80 mg/L, 102.250 t, lo que da una diferencia de 960 t ó 6,9 kg/m3.


34

Figura Nº 2.2: Corrientes térmicas


Afortunadamente, la mayor concentración de partículas suele estar en el fondo, pero

cualquier perturbación en el flujo, ya sea por temperatura, obstrucciones, alta velocidad

de las paletas del floculador u otras causas, puede alterar el equilibrio y producir un flujo

sinuoso o envolvente sobre sí mismo, muy diferente del teórico calculado, que es el que

con frecuencia aparece, incluso en los bien diseñados (véase la figura N° 2.3).

Figura Nº 2.3: Corrientes de densidad

(Sette y Jiménez, 1996)


35

Condiciones hidráulicas

Los criterios y parámetros hidráulicos de diseño tienen gran influencia en la eficiencia. A

continuación se detallan los principales:

a) En la zona de sedimentación

En esta zona se debe tener un número de Reynolds lo más bajo posible y el número de

Froude más elevado para tender a un flujo laminar y estabilizar el flujo. En esta zona las

líneas de flujo no deben encontrarse con ningún tipo de obstrucciones que alteren su

trayectoria.

Adicionalmente, la presencia de flujo de pistón mejora el proceso y el flujo mezclado no

lo favorece.

b) En la zona de entrada

La zona de entrada es un conjunto de estructuras que debe permitir una distribución

uniforme del flujo de agua hacia la zona de sedimentación. En una unidad de este tipo,

esta distribución uniforme debe darse a todo lo ancho de la unidad y en profundidad.

Las alteraciones del flujo en la zona de entrada deben evitarse y su presencia puede

deberse a una velocidad excesiva del flujo en la entrada, o a que los orificios de ingreso

sean muy grandes. Al no haber disipación de esta energía en el tabique divisorio (caso

de unidades convencionales de flujo horizontal), las masas de agua entran con

diferente gradiente de velocidad, creando turbulencias que pueden extenderse dentro

de la zona de sedimentación. Similarmente, puede mencionarse como causa de

corrientes cinéticas la distribución desigual del flujo en la entrada (orificios de distintos

diámetros o algunos parcialmente obstruidos), la existencia de tabiques que dejan

pasar el agua solamente por el fondo, vertederos y otros, lo que produce corrientes

como las indicadas en la figura N° 2.4 y que adicionalmente modifican el tiempo de

retención.


36

Figura Nº 2.4: Corrientes cinéticas


c) En la zona de salida

Esta zona se caracteriza por permitir una recolección uniforme de agua sedimentada a

una velocidad tal que evite arrastrar flóculos en el efluente. Canaletas de pequeña

longitud, mal ubicadas, mal niveladas o impropiamente diseñadas producen

cortocircuitos hidráulicos y zonas muertas que pueden inutilizar grandes áreas del

equipo.


37

En la figura N° 2.5 se esquematizan las modificaciones normales de las líneas de flujo

debido a las estructuras de la zona de salida.

Figura Nº 2.5: Efecto de la zona de salida en las líneas de flujo.


Factores externos

Paradójicamente, los factores externos al proceso de sedimentación-acondicionamiento

previo (procesos previos a la sedimentación), prácticas operacionales y factores

ambientales son los que tienen más influencia en la eficiencia del equipo.

Buena o inadecuada coagulación y floculación ocasionan, respectivamente, altas o

bajas eficiencias en los equipos. Idéntico comentario cabe realizar acerca de la

operación y el estado de la unidad, así como sobre los programas de mantenimiento

existentes. A la vez, el viento, al soplar sobre la superficie del equipo, puede producir

corrientes de suficiente intensidad como para inducir cambios en la dirección del flujo y

alterar el precario equilibrio de las masas de agua.

En unidades grandes el viento puede crear oleajes de cierta magnitud, lo que interfiere

el proceso o desequilibra la distribución del flujo en las canaletas de salida. En la figura

N° 2.6 se indica la influencia de la velocidad del viento en la eficiencia de un equipo.


38

Figura Nº 2.6: Influencia del viento en la eficiencia de los equipos


2.2.12 TIEMPO DE RETENCIÓN HIDRÁULICA

La velocidad de carga orgánica máxima de un proceso anaerobio está limitada por el

tiempo de retención y por la actividad de los microorganismos implicados en los

mecanismos bioquímicos de degradación de la materia orgánica. Puesto que las

bacterias formadoras de metano tienen una velocidad de crecimiento baja, la retención

de la biomasa activa es la clave de la operación de los reactores anaerobios

avanzados, que permiten operar con bajos tiempos de retención hidráulicos (TRH) y

elevados tiempos de retención de sólidos (TRS) (Sette y Jiménez, 1996).

2.2.13 MATRICES DE EVALUACIÓN Y SELECCIÓN. (Sánchez, 2003).

Las matrices de selección y evaluación de problemas son arreglos de filas y columnas

donde las primeras constituyen las alternativas (problemas, causas, soluciones) que

requieren ser jerarquizadas y las columnas los múltiples criterios que conviene utilizar

en la selección. La utilidad del análisis a través de matrices reside en que ayuda a los

grupos de trabajo a tomar decisiones más objetivas, cuando se requiere tomarlas sobre

la base de criterios múltiples.


39

FASES DE LA TÉCNICA DE MATRICES DE EVALUACIÓN Y SELECCIÓN

Los pasos que se siguen para utilizar una matriz de evaluación y selección son los

siguientes:

Definir las alternativas que van a ser jerarquizadas: estas alternativas pueden estar

referidas a problemas, causas o soluciones.

Definir los criterios de evaluación: en este caso es importante asegurar que todas las

personas involucradas en la selección entiendan de igual forma, el significado de cada

criterio. El utilizar ejemplos ayuda a homogeneizar el significado de los criterios

definidos.

Establecer el peso para cada uno de los criterios: todos los criterios no tienen la

misma importancia. En este caso, es necesario definir el peso que tienen cada uno de

los criterios con los cuales se evalúan las diferentes alternativas. Para esto, lo más

recomendable es repartir entre los criterios definidos, un número de puntos de acuerdo

a una escala dándole puntuación más alta a aquel que se considere más importante.

Podrá haber criterios que de no cumplirse para alguna alternativa, esta no podrá ser

seleccionada, aunque sea la que mayor cumpla con todos los demás criterios. Cuando

ello sucede, será necesario evaluar todos los renglones en relación al criterio o criterios

que necesariamente se deben cumplir, descartando de una vez las alternativas que no

cumplan con dichos criterios.

Construir la matriz de evaluación: este paso tiene como objetivo, construir un arreglo

de filas y columnas, donde se muestren las alternativas a evaluar, los criterios y el peso

de cada uno de los criterios.

Definir la escala de gradación de cada criterio: lo ideal es tratar de definir una escala

numérica donde se evalúen las alternativas en relación a los criterios. Cuando no sea

posible cuantificar la escala de gradación de los criterios, podrá aplicarse una gradación

cualitativa, (poco normal, mucho, etc. o deficiente, regular, bueno, excelente),

asignando para efectos de cálculo un valor a cada nivel.

Valorar cada alternativa en relación a cada criterio: en este paso, el objeto es

evaluar en qué grado las alternativas cumplen con los criterios definidos, utilizando la


40

escala establecida en el paso anterior. El resultado, se debe anotar en las casillas

correspondientes.

Puntuación definitiva y jerarquizaron: multiplicar el valor obtenido en el paso anterior

por el peso de cada criterio. De esta forma, cada alternativa recibe una puntuación

diferente por cada criterio. Sumar los puntos obtenidos por cada alternativa para

obtener la puntuación total de cada una de ellas. Finalmente ordenar las alternativas en

orden decreciente de la puntuación total obtenida.


12

CAPÍTULO II

MARCO TEÓRICO REFERENCIAL

Este capítulo presenta de manera especificada algunos proyectos anteriores

presentados que guardan relación con esta investigación, toda la información

bibliográfica necesaria el desarrollo de este trabajo.

2.1 ANTECEDENTES

Zenia Gutiérrez T. y Gabriela Moeller (2006). Degradabilidad de lodos residuales de



En este trabajo se realizaron pruebas de biodegradación anaeróbica para asegurar que

los diferentes tipos de lodos (municipales, industriales y parcialmente digeridos) eran

susceptibles de ser tratados por el proceso de digestión anaeróbica.

Se utilizó como inóculo lodo primario digerido de la Planta de Chapultepec, usado en

proyectos anteriores y adaptados en un reactor anaerobio de 15 litros. Se esperaba que

hubiera diferentes comportamientos del proceso ya que los lodos usados como fuente

de alimento varían desde la categoría de municipales (Planta de Tratamiento de Aguas

Residuales de Chapultepec), mixto con la mayor proporción de lodos industriales

(Empresa para el Control de la Contaminación del Agua del Corredor Industrial Valle

Amecameca-Cuernavaca, ECCACIV) y parcialmente digeridos (Fosa séptica del

Instituto Mexicano de Tecnología del Agua, IMTA). El experimento se realizó con

diferentes tiempos de retención. Basados en estudios anteriores, se identificaron

algunos tiempos de retención críticos que están entre el quinto y décimo día, para este

intervalo se realizaron los bioensayos por duplicado (reactores batch de 250 mL). Para

el resto de los bioensayos se trabajó con muestras simples en un intervalo entre 1 y 30

días de tiempo de retención. Al término del trabajo de investigación, se obtuvieron los

siguientes resultados en relación con la demanda química de oxígeno: 35% de

eficiencia de remoción para el lodo de Chapultepec; 38% de eficiencia de remoción


13

para el lodo de ECCACIV y un 72% de eficiencia de remoción para la fosa séptica del

IMTA.

Este antecedente presenta similitud con la investigación que se llevará a cabo ya que

en este se caracteriza el lodo realizando diferentes pruebas físico-químicas para ello.

Además se estudía en este la degradación de la materia orgánica, valiendo de guía los

resultados y diseño de experimentos ya obtenidos para el actual estudio ya que ambos

son a escala piloto. La diferencia de este antecedente con respecto al trabajo a

realizarse es que se estudía la degradación del lodo de acuerdo a diferentes tiempos

de retención, pero no el movimiento del lodo como influyente en la eficiencia de

remoción de la materia orgánica dentro de un reactor anaeróbico.

Elisabeth H. Behling (2005). Eficiencia de un reactor anaeróbico en el tratamiento

del efluente de una tenería. Universidad del Zulia. Venezuela-Edo Zulia.

En este trabajo se evaluó la eficiencia de un reactor anaeróbico de manto de lodo de

flujo ascendente (RBA) de 4,570 L, para el tratamiento del efluente de una tenería bajo

condiciones mesofílicas. Se evaluaron las cargas orgánicas (CO) de 1,0; 2,0; 2,5 y

3,0kg DQO/m3, manteniendo un tiempo de retención hidráulico (TRH) de 24 h. Se

analizaron los siguientes parámetros: demanda química de oxígeno (DQO), producción

de biogás, contenido de metano, pH, alcalinidad total, sólidos suspendidos totales

(SST), sólidos suspendidos volátiles (SSV), producción de ácidos grasos volátiles

(AGV) y temperatura. Se obtuvieron porcentajes promedio de remoción de DQO de

72% y 58% para las CO de 2,5 kg DQO/m3y 3,0 kg DQO/m3, respectivamente. El

sistema mantuvo el equilibrio, mostrando relaciones AGV/alcalinidad bicarbonática

menores de 0,30. Los valores promedio de porcentaje de metano fueron superiores al

89%. Los resultados muestran que el sistema estudíado arrojó una relativa alta

eficiencia y una alta actividad metanogénica, bajo las condiciones operacionales

aplicadas en este estudio. La mayor eficiencia de remoción de la DQO se alcanzó

cuando el sistema se sometió a la menor carga orgánica.


14

Este antecedente presenta similitud con la investigación que se va a llevar a cabo, en la

metodología para la realización de los distintos análisis fisicoquímicos y el estudio de la

eficiencia del reactor en el cual nos servirán de datos muchos resultados obtenidos pero

principalmente su metodología de trabajo. Y su diferencia es que en este trabajo

estudían al reactor bajo condiciones mesofílicas sin tomar en cuenta la transferencia y

el movimiento de la materia orgánica debido a la implementación de un barrelodo

hidráulico dentro del reactor anaeróbico.

Carolina Pizarro Torres (2002). Evaluación de reactores anaeróbicos granulares en

la remoción conjunta de materia orgánica. Departamento de bioquímica de la


El objetivo de este trabajo es la evaluación del comportamiento de dos reactores

anaerobios granulares en la remoción conjunta de materia orgánica y sulfatos a

diferentes razones DQO/Sulfato, para lo cual se utilizó un reactor EGSB de 6,8 L de

volumen útil, y un reactor RBA de 1,7 L. En ambos sistemas la alimentación tenía una

concentración de 4500 mgDQO/L, a la que se le adicionó sulfato de sodio para alcanzar

distintas relaciones DQO/SO4 De manera general ambos sistemas presentaron una

buena respuesta frente al aumento de sulfato en la alimentación; dado por los valores

de remoción de materia orgánica siempre por sobre el 75%. La biomasa que se

encuentra en forma granular, presentaría una mayor resistencia al efecto tóxico del H2S.

Sin embargo sí se presentaron diferencias con respecto a la eficiencia de remoción de

sulfatos, siendo mayor en el reactor EGSB, concordando también con la mayor

concentración de sulfuro de hidrógeno en el gas comparada con la del RBA;

evidenciando que en el reactor EGSB se propicia el fenómeno de desorción de H2S en

mayor medida que en el RBA.

Este trabajo presenta similitud con la investigación que se llevara a cabo, debido a la

metodología planteada para la operabilidad del reactor RBA y el tratamiento de la

biomasa es por tanto que se utilizara como referencia con fines teóricos para obtener la

mayor eficiencia en la operación del reactor a escala piloto basándonos en la


15

capacidad de este en remover el material orgánico presente. La principal diferencia con

el trabajo a realizar es que en este se estudían la eficiencia de dos reactores diferentes

y no se estudía la relación que existe entre un barrelodo hidráulico y la eficiencia del

reactor anaeróbico.

Sergio Zamora Sauma (2001). Análisis de la utilización de un reactor anaeróbico en

las purgas de equipos de sedimentación utilizados en el tratamiento aguas


Para el estudio en esta investigación se utilizo un reactor anaerobio de flujo ascendente

de 100m3 de volumen y 61m3 de volumen efectivo para tratamiento del agua residual. El

reactor contiene lodo anaerobio granular generado in situ en las antiguas condiciones

de operación del reactor (velocidad ascensional de 6 m/h). El equipo de sedimentación

del que provienen las purgas es un flotodecantador, equipo que realiza tanto la flotación

como la separación de sólidos suspendidos por sedimentación. Además, se tiene un

tanque de 47m3 el cual se utiliza como acidificador o tanque de hidrólisis.

Adicionalmente, se utiliza un reactor a escala de laboratorio para observar el proceso

que pueda ocurrir en el reactor a gran escala. Una bomba de pulsos envía el agua

residual desde un balde hacia un reactor a escala laboratorio. Se agrega un flujo de

agua residual al reactor del laboratorio con una velocidad ascensional igual a la que

presenta el reactor a escala industrial.

Este antecedente presenta similitud con la investigación que se llevara a cabo ya que

en este se utiliza una metodología parecida a la propuesta para realizar el actual

estudio en cuanto a las normas de escalamiento de una estructura de escala industrial

a una escala piloto valiéndonos los resultados y modelos matemáticos de base para el

presente trabajo.

La diferencia de este antecedente con el trabajo en curso es que en él se estudía la

posibilidad de implementar un reactor anaeróbico en las purgas de sedimentación

utilizadas en la planta de tratamiento y su utilidad en ello pero no se involucra como tal

al barrelodo ni la eficiencia del reactor sino su funcionabilidad.


16

Eduardo Ferreira (2001). Evaluación del desempeño de lagunas anaeróbicas en el


El presente trabajo es el resultado de la evaluación del funcionamiento de una laguna

anaeróbica que procesa los efluentes generados en una industria de producción de

levaduras.

Se discute la pertinencia de la utilización de la eficiencia de remoción de DQO como

parámetro para la evaluación del desempeño de lagunas anaeróbicas con alimentación

variable. Se analiza el tipo de comportamiento hidráulico de la laguna y se plantea la

utilización del factor alfa, cociente entre alcalinidad de bicarbonato y concentración de

ácidos volátiles a la salida, como parámetro de evaluación alternativo.

La determinación de la concentración de ácidos volátiles y alcalinidad se realiza por

medio de una valoración con ácido que puede tener un pH dentro de un rango de 4,3 a

5,75; lo que constituye un procedimiento económico y sumamente sencillo de

implementar a nivel de la industria.

Se concluye que la utilización de la eficiencia de remoción de DQO como parámetro de

evaluación no refleja el desempeño de la laguna dando lugar a interpretaciones

erróneas. El factor alfa resultó ser un parámetro de evaluación de desempeño

adecuado ya que presentó sensibilidad y mostró una variación acorde a los cambios de

temperaturas registradas y carga orgánica aplicada.

Esta investigación sirve de antecedente para el actual trabajo ya que presentan una

similitud en los objetivos determinando en ambos, las mejores condiciones de operación

para un óptimo desempeño de un reactor anaeróbico sirviendo entonces los datos y

resultados de la investigación antes descrita. Su principal diferencia es que en este

trabajo los análisis del comportamiento del reactor anaeróbico son llevados a cabo

mediante el uso de ecuaciones y no de pruebas fisicoquímicas propiamente.


17

2.2 CONCEPTOS BÁSICOS

2.2.1 REACTOR BIOLÓGICO ANAERÓBICO (RBA)

Dentro de las unidades que conforman el tratamiento biológico, el RBA es una de las

unidades más pequeñas, el mismo tiene por lo general una profundidad de 2 a 6 metros

y recibe cargas orgánicas mayores a 100 gDBO5/m3 por día, estos RBA se diseñan

principalmente para la remoción de materia orgánica suspendida y parte de la fracción

soluble de materia orgánica DBO5, además si el RBA está bien diseñado puede

alcanzar remociones de DBO5 alrededor del 60% a temperaturas de 20°C. Un tiempo

de retención hidráulico (TRH) de 1 día es suficiente para aguas residuales con una

DBO5 de hasta 300 mg/L y temperaturas superiores a 20°C. Los RBA se emplean como

tratamiento de aguas residuales con fuerte componente industrial o agrícola, en esos

casos, al recibir altas cargas de contaminación, se producen fuertes demandas de

oxígeno que imposibilitan la existencia de zonas anaeróbicas, por lo cual se produce

una digestión de la materia orgánica a cargo de las bacterias anaeróbicas. El proceso

de digestión anaeróbica es básicamente un proceso de dos etapas, la primera es la

putrefacción:

bacterias materia orgánica --------> nuevas células bacterianas + ácidos orgánicos

mezclados.

En la segunda etapa, las bacterias metanogénicas convierten los productos de la

primera etapa llamada putrefacción en metano y otros productos simples:

bacterias ácidos orgánicos -------> nuevas células bacterianas + CH4 + CO2 + H2O +

NH3 + otros.

La materia orgánica que ingresa al RBA se halla en estado de sólidos sedimentables y

sólidos en suspensión, éstos a su vez en estados coloidales y diluidos. Los sólidos

sedimentables y coloidales floculados, sedimentan en el fondo del RBA y

particularmente en la zona de ingreso. En cambio, el resto de la materia orgánica

permanece en la masa líquida. Los sólidos biodegradables depositados son


18

estabilizados por las bacterias formadoras de ácidos y de metano que en condiciones

anaeróbicas producen gases que escapan a la atmósfera, y compuestos solubles en la

masa líquida. Las bacterias, especialmente las facultativas, estabilizan la fracción no

sedimentable de la materia orgánica presente en el efluente y la solubilizada del lodo

sedimentado (Zambrano, 1997).

2.2.2 MATERIA ORGÁNICA

La materia orgánica es el producto de la descomposición de vegetales y animales

muertos, la misma se basa en carbono, hidrógeno y oxígeno. Puede almacenar gran

cantidad de agua y es muy rica en minerales (Hernández, 1996).

2.2.2.1 BIOMASA

Materia orgánica originada en un proceso biológico, espontáneo o provocado, utilizable

como fuente de energía (Hernández, 1996).

2.2.3 DIGESTIÓN ANAERÓBICA

La digestión anaeróbica consiste en una serie de procesos microbiológicos que

convierte la materia orgánica en metano en ausencia de oxígeno. Este proceso, al

contrario de la digestión aeróbica, es producido casi únicamente por bacterias. El

proceso se lleva a cabo en un RBA, que permite la realización de las reacciones

correspondientes y la decantación de los lodos digeridos en su parte final llamada tolva

invertida. En el proceso se produce un gas, denominado gas biológico (mezcla de

metano y CO2 principalmente) que se evacua del recinto. La digestión anaeróbica

puede hacerse en una o dos etapas. Generalmente, el hacerlo en dos etapas (reactores

primarios y secundarios) produce mejores resultados. En los primarios, el lodo se

mezcla constantemente con el propio gas producido para favorecer la digestión,

mientras que en el secundario simplemente se deja sedimentar el lodo antes de

extraerlo (Nemerow y Dasgupta, 1998).


19

De acuerdo a Nemerow, N., y Dasgupta, A., en 1998 las ventajas y desventajas de la

digestión anaeróbica con respecto a la digestión aeróbica son las siguientes:

Ventajas:

El aceptor final de electrones suele ser CO2, por lo que no hace falta la constante

adición de oxígeno, abaratando el proceso.

Produce menor cantidad final de lodos, pues el desarrollo de estas bacterias es

más lento y la mayor parte de la energía se deriva hacia la producción del

producto final, metano. Solo un 5% del carbono orgánico se convierte en

biomasa, en contraste con hasta el 50% de las condiciones aeróbicas.

El metano tiene un valor calorífico de aproximadamente 9000 kcal/m3 y se puede

utilizar para producir calor para la digestión o como fuente de energía eléctrica

mediante motores generadores.

La energía requerida para el tratamiento de las aguas residuales es muy baja.

Se puede adaptar a cualquier tipo de residuo industrial.

Se pueden cargar los reactores con grandes cantidades de materia.

Desventajas:

Es un proceso más lento que el aeróbico.

Es más sensible a tóxicos inhibidores.

La puesta a punto del sistema requiere también largos períodos.

En muchos casos, se requiere mayor cantidad de producto a degradar para el

buen funcionamiento.


20

2.2.4 MICROBIOLOGÍA DE LA DIGESTIÓN ANAERÓBICA. (Mejía, 1996)

La degradación anaeróbica de la materia orgánica se resume en la siguiente ecuación:

Materia orgánica + nutrientes + microorganismos --> CH4 + CO2 + NH3 + H2S + materia

orgánica + nuevos microorganismos.

La mezcla de gases es aproximadamente 2/3 de CH4 y 1/3 de CO2 y se le denomina

biogás, el mismo puede ser utilizado como combustible semejante al gas natural.

Los procesos microbiológicos de degradación anaeróbica que ocurren en el RBA son los

siguientes:

Hidrólisis: la hidrólisis es el primer paso necesario para la degradación anaeróbica de

substratos orgánicos complejos, ya que no pueden ser utilizados directamente por los

microorganismos a menos que se hidrolicen en compuestos solubles, que puedan

atravesar la membrana celular. La hidrólisis de estas partículas orgánicas es llevada

a cabo por enzimas extracelulares excretadas por las bacterias fermentativas. En este

proceso predominan las bacterias gram+ incluidas en los géneros clostridium y

staphyloccocus, y bacterias gram-.

Acidogénesis: las moléculas orgánicas solubles son fermentadas por varios

organismos formando compuestos que pueden ser utilizados directamente por las

bacterias metanogénicas (ácido acético, ácido fórmico, H2). En esta etapa se presentan

las siguientes bacterias:

Fermentación: predominan bacterias gram+ del ácido láctico y relacionadas:

lactobacillus, streptoccocus, staphylococcus, micrococcus; gram-, escherichia,

salmonella, veillonela y reductoras de sulfato.

ß-oxidación: clostridium, syntrophomonas.

Acetogénesis: las moléculas orgánicas solubles son fermentadas por varios

organismos fermentativos formando compuestos orgánicos muy reducidos (láctico,

etanol, propiónico, butírico) que tienen que ser oxidados por bacterias acetogénicas a


21

substratos que puedan utilizar las bacterias metanogénicas. En este proceso están

presentes las sintrofobacterias tales como syntrophobacter.

Metanogénesis: las bacterias metanogénicas (las más importantes) son las

responsables de la formación del metano a partir de substratos

monocarbonados o con dos átomos de carbono unidos por un enlace covalente.

Las bacterias metanogénicas son quimioautótrofas, estrictamente anaeróbicas,

obtienen energía mediante una forma exclusiva de respiración anaeróbica, son capaces

de utilizar determinados sustratos y para crecer precisan de un medio con potencial de

oxido-reducción muy bajo (aproximadamente de 300 mV) y un rango ideal de pH entre

6,5 y 7,5.

Su desarrollo es lento aún en óptimas condiciones. Los microorganismos que

intervienen en este proceso son:

Hidrogenotrófica: methanobacterium, methanobrevibacter.

Hidrogenoclástica: methanosarcina y methanosaeta (antesmethanotrix).

2.2.5 TRATAMIENTO ANAEROBIO DE ALTA CARGA. (PAN, 1991)

Los reactores anaerobios de alta carga, definidos por la separación de los tiempos de

retención hidráulicos y celulares permiten a los microorganismos (que crecen

lentamente) permanecer en el reactor independientemente del caudal de agua residual

que circula por el mismo, lográndose con ello la aplicación de cargas hidráulicas y

velocidades mayores. En este sentido, el concepto de los reactores de alta carga se

basa en tres pilares fundamentales:

1. Acumulación de la biomasa dentro del reactor por medio de sedimentación,

adhesión a sólidos (fijos o móviles) o por recirculación. Esto permite la retención

de los microorganismos de crecimiento lento, asegurando que el tiempo de

retención medio de los sólidos sea superior al tiempo de retención hidráulico.


22

2. Mayor contacto entre la biomasa y el agua residual, superando los problemas

de difusión de los sustratos y productos entre líquido y las biopelículas o

gránulos.

3. Mayor actividad de la biomasa, por adaptación al sustrato y por crecimiento.

2.2.6 CRITERIOS PARA LA UTILIZACIÓN DE REACTORES RBA. (Ragatz,1988)

De acuerdo a Ragatz, L., en 1988 es de gran relevancia el conocimiento de los criterios

bajos los cuales puede emplearse este tipo de equipo siendo algunos de ellos:

Compuestos tóxicos:

Uno de los factores que pueden hacer imposible el tratamiento en un reactor RBA, es la

presencia de compuestos potencialmente tóxicos para las bacterias (metales pesados,

sulfatos, sulfuros, cloroformo, cianuros, fenoles, cloruros, nitratos y oxígenos, entre

otros).

Cuando un desecho contiene compuestos tóxicos altamente inhibitorios pueden

utilizarse algunas técnicas para hacer posible el tratamiento anaerobio, como es la

dilución del desecho, recirculación del efluente en el digestor, mezcla con otros

desechos, preacidificación, por citar algunos ejemplos.

Temperatura:

La temperatura es un factor importante para la factibilidad económica del proceso, ya

que ella ejerce una fuerte influencia sobre la eficiencia del mismo, debido a que afecta

las constantes de equilibrio químico así como la actividad biológica y la predominancia

de especies en el reactor, determinando finalmente la cantidad de energía neta

producida o requerida por el sistema.

Aunque existe interés en el estudio de las operaciones en el rango de temperatura

psicrófila (5-20)ºC, particularmente en el tratamiento de aguas residuales urbanas, la

operación en el rango mesófilo (20ºC a 40ºC, con un óptimo de 37ºC) es sin duda el


23

más popular. El proceso ocurre a una tasa de aceptable entre 15ºC y 25ºC y a una tasa

relativamente alta entre 30ºC y 40ºC, siendo importante evitar variaciones bruscas de

temperatura.

En regiones de clima tropical, la temperatura ambiente es lo suficientemente alta para

mantener la temperatura requerida por la biomasa, condición térmica crítica, el metano

producido en el proceso puede ser usado como combustible para lograr el

calentamiento del sistema.

Cuando el agua residual es generada en el rango termófilo (entre 50ºC y 60ºC) el

tratamiento en este tipo de reactores es viable, lo que traerá consigo altas tasas de

reacción y grandes eficiencias cuando se compara con el rango mesófilo.

Carga orgánica y variaciones de flujo:

El reactor RBA también puede ser usado para el tratamiento de desechos que

presenten variaciones significativas en caudal o en concentración de material orgánico.

Entre las precauciones que se pueden tomar figuran:

o Uso inicial de tanques de igualación o bien la recirculación del efluente del

digestor ya que esta mezcla con el desecho a tratar puede contribuir a

igualar el contenido, en el caso de desechos con una alta concentración

de material orgánico. Como la calidad del efluente es más uniforme que la

de los afluentes, la mezcla de ambos incrementa el nivel de

homogeneidad en la alimentación al reactor, constituyéndose en un efecto

beneficioso de dilución.

o Uso de varios reactores operando en paralelo, puede ser una solución

viable en el caso donde se produce una gran variación en la tasa de flujo.


24

Nutrientes:

Una de las ventajas del proceso de digestión anaeróbica son los bajo requerimientos de

nutrientes, derivada lógicamente de la baja velocidad de crecimiento de las bacterias

anaeróbicas. Los principales nutrientes necesarios para el crecimiento son nitrógeno (N)

y fósforo (P). En este sentido, el tratamiento de líquidos residuales con bajo contenido

de nutrientes, es posible en reactores RBA si los mismos son suministrados en las

siguientes proporciones:

DQO/N < 70 y DQO/P < 350

Varios micronutrientes o elementos trazas como níquel (Ni), cobalto (Co) y molibdeno

(Mo), también son necesarios y su carencia dificulta el tratamiento.

pH:

El pH óptimo en el proceso de digestión anaeróbica se encuentra alrededor de 7,0;

siendo importante destacar que los diferentes grupos bacterianos presentan niveles de

actividad óptima a pH bastante próximos aunque ligeramente diferentes; así los

hidrolíticos operan adecuadamente entre un rango de valores de pH de 7,2 – 7,4; los

acetogénicos en el entorno de 6,0 en pH y los metanogénicos, hasta que por debajo 6,2

cesa casi completamente. En este caso el pH puede continuar disminuyendo debido a

que se mantiene la actividad, aunque más limitada de los otros grupos. Por debajo de

4,5 se detiene la actividad de todos los microorganismos implicados en el proceso.

2.2.7 ARRANQUE DEL SISTEMA:

El arranque de los sistemas RBA, depende de numerosos parámetros biológicos,

químicos y físicos, estando influenciado por la composición y concentración del agua

residual, el volumen, actividad y adaptación del inóculo, parámetros ambientales como

temperatura, pH, nutrientes y contenido de elementos traza, parámetros de operación

como tasa de carga, tiempo de retención, mezcla líquida y por último pero no menos

importante, la configuración del reactor, geometría y tamaño.


25

Todos estos parámetros permanecen en una fuerte interacción, lo que significa que

para un agua residual dada y un reactor de alta carga, el arranque depende en grado

muy limitado del tipo y configuración del reactor y una parte considerable depende de la

calidad y cantidad de biomasa inoculada y de los parámetros ambientales y

operacionales (Malina y Pohland, 1992).

Joseph F. Malina, y Frederick G. Pohland en 1992, reportan que la selección de un

material de inóculo adecuado es esencial para el arranque de un reactor RBA y además

describen algunos de los factores involucrados en este proceso:

1.) Fuente de inóculo:

El material de inóculo debe de poseer microorganismos capaces de degradar los

compuestos orgánicos presentes en el agua residual e inducir la formación de gránulos

o el desarrollo de lodo con buenas propiedades de sedimentación. El inóculo puede ser

lodo granular o lodo no granular.

Lodo no granular:

En el arranque de reactores RBA se han usado inóculos de lodo no granular como lodo

anaerobio dirigido, desechos de lodo activado y estiércol de ganado. Cuando se logra

una tasa estable de remoción de cargas orgánicas de DQO entre (8-15) kgDQO/m3.d y

bajo condiciones mesófilas (30-40)ºC, o cuando se logra una tasa de (3-5) kgDQO/m3.d

a temperatura ambiente (15-26)ºC, el arranque del reactor usualmente es considerado

completo.

El desarrollo de lodo granular generalmente requiere de 2 a 6 meses a temperatura

mesófila y de 10 a 12 meses a temperatura ambiente y aún sin la formación de gránulos

es posible operar a reactores RBA, siempre que el lodo cuente con suficiente capacidad

de sedimentación.

2.) Características del agua residual:

La complejidad del agua residual, particularmente de la fracción de materia orgánica

insoluble es un factor de gran importancia con respecto al potencial de carga orgánica


26

aplicable al reactor, a fin de lograr un contacto suficiente entre el lodo retenido y el

afluente bajo todas las condiciones operacionales posibles. En tal sentido es necesario

conocer:

a.) Contenido de materia orgánica:

El contenido de materia orgánica debe ser suficientemente alto como para mantener

buenas condiciones para el crecimiento bacterial. El nivel mínimo de DQO sugerido es

de aproximadamente 1000 mg/L; sin embargo, en la mayoría de las investigaciones

realizadas con agua residual de origen doméstico, la concentración de DQO utilizada es

menor de 500 mg/L.

b.) Naturaleza del material suspendido:

Materia dispersa retarda la granulación.

c.) Composición:

La granulación es más rápida en sustratos principalmente de carbohidratos solubles

comparada a la de sustratos de ácidos grasos volátiles (particularmente bajo

condiciones termófilas). En presencia de proteínas y pH del reactor > 6,5 estas son

degradadas casi por completo.

Altas concentraciones de iones (Ej. Ca+2, Mg+2) conducirán a precipitación química

(CaCO3, CaHPO4, MgNH4PO4), que resulta en la formación de un lodo granular con un

alto contenido de cenizas.

3.) Factores ambientales:

a.) Temperatura óptima de (30-40)ºC bajo condiciones mesófilas y de (50-60)ºC

bajo condiciones termófilas.

b.) El pH debe mantenerse superior a 6,2 en el reactor.


27

c.) Todos los factores esenciales de crecimiento, tales como nitrógeno, fósforo,

azufre y elementos traza deben estar presentes en cantidades y formas

disponibles.

d.) Ausencia de compuestos tóxicos en concentraciones inhibitorias, o permitir

suficiente tiempo para la aclimatación bacterial.

2.2.8 CONTENIDO DE SÓLIDOS TOTALES

El contenido de sólidos totales de un desecho sólido se define como toda materia que

permanece como residuo luego de la evaporación a la temperatura de (103-105)ºC.

Todos los materiales que ejercen una presión de vapor significativa a estas

temperaturas, se pierden durante el secado. La temperatura a la cual se seca el

residuo, tiene una relación importante en los resultados de este ensayo, ya que la

pérdida de peso debido a la volatilización de la materia orgánica, el agua

mecánicamente absorbida y los gases de la descomposición química producida por el

calor, así como el peso ganado debido a la oxidación, dependen de la temperatura y el

tiempo al cual se le somete al calor (Metcalf & Eddy, 1991).

2.2.9 PARÁMETROS CARACTERÍSTICOS DEL AGUA. (Campos, 2000)

ALCALINIDAD

La alcalinidad es la capacidad que tiene el agua para absorber iones H+ sin tener un

cambio significativo en su pH. Las sustancias que le imparte alcalinidad al agua son

básicamente: hidróxidos, carbonatos y bicarbonatos de sodio, calcio y magnesio, por lo

cual se expresa en ppm como CaCO3. Existen dos tipos de alcalinidad:


28

Alcalinidad parcial

Está representada por la cantidad de hidróxidos (OH-) y de carbonatos (CO3-2)

presentes en el agua, los cuales se determinan empleando fenolftaleína como

indicador. Se denota comúnmente con la letra P.

Alcalinidad total

Está representada por el contenido de alcalinidad parcial en el agua y adicionalmente

por los bicarbonatos de sodio, calcio y magnesio presentes. Se denota con la letra M.

DEMANDA BIOLÓGICA DE OXÍGENO (DBO)

La demanda biológica de oxígeno, también denominada demanda bioquímica de

oxígeno, (DBO) es un parámetro que mide la cantidad de materia susceptible de ser

consumida u oxidada por medios biológicos que contiene una muestra líquida, y se

utiliza para determinar su grado de contaminación. Normalmente se mide transcurridos

5 días (DBO5) y se expresa en mg O2/L.

Es un método aplicable en aguas superficiales continentales (ríos, lagos, acuíferos,

etc.), aguas residuales o cualquier agua que pueda contener una cantidad apreciable

de materia orgánica. No es aplicable para las aguas potables debido al valor tan bajo

que se obtendría.

DEMANDA QUÍMICA DE OXÍGENO (DQO)

La demanda química de oxígeno (DQO) determina la cantidad de oxígeno requerido

para oxidar la materia orgánica en una muestra de agua residual, bajo condiciones

específicas de agente oxidante, temperatura y tiempo.

SÓLIDOS SUSPENDIDOS

Este término se refiere a las partículas orgánicas e inorgánicas así como líquidos

inmiscibles que se encuentran en el agua. Dentro de las partículas orgánicas tenemos,


29

entre otros, fibras de plantas, células de algas, bacterias y sólidos biológicos. Por otra

parte arcilla y sales son elementos considerados como partículas inorgánicas.

Dentro de los impactos que pueden causar los llamados sólidos suspendidos se tienen:

Son desagradables a la vista (poco estéticos).

Proveen superficies de adsorción para agentes químicos y biológicos.

Pueden degradarse, lo que causaría productos secundarios perjudiciales.

Aquellos elementos biológicamente activos pueden ser agentes tóxicos o

causantes de enfermedades.

SÓLIDOS DISUELTOS

Son los materiales que permanecen en el agua, luego de que ésta es filtrada, para

determinar los sólidos suspendidos. Los sólidos disueltos en el agua resultan de la

acción solvente del agua, luego de actuar sobre sólidos, líquidos y gases.

Los efectos más notables de los sólidos disueltos sobre la calidad del agua son las

propiedades cancerígenas o tóxicas de algunos de ellos directa o indirectamente

(mediante combinación con otros elementos).

2.2.10 SIMILITUD GEOMÉTRICA


longitudes correspondientes, en los dos sistemas, deben ser las mismas. Así, si ciertas

longitudes seleccionadas en las direcciones X, Y y Z (y los dos sistemas son

designados con los subíndices M y P), la condición para la similitud geométrica según

Potter, M., y Wiggeri, D., en 2002 es:

𝑿𝑴

𝑿𝑷

𝒀𝑴

𝒀𝑷

𝒁𝑴

𝒁𝑷𝑳𝑹 (2.2) (Potter, M., y Wiggeri, D. 2002)


30

donde LR, es la escala de longitudes, mediante la cual se describen las dimensiones

relativas de los dos sistemas. En este capítulo el subíndice r se empleará para designar

la relación entre cantidades correspondientes en los dos sistemas.

Una consecuencia de la similitud geométrica es que las escalas de las áreas y los

volúmenes, en los dos sistemas, pueden expresarse en términos del cuadrado y el cubo

de la escala de longitudes y, por lo tanto,

𝑨𝒓𝑨𝑴

𝑨𝑷

𝑿𝑴𝒀𝑴

𝑿𝑷𝒀𝑷𝑳𝒓

𝟐 (2.2) (Potter, M., y Wiggeri, D. 2002)

𝑽𝒓𝑽𝑴

𝑽𝑷

𝑿𝑴𝒀𝑴𝒁𝑴

𝑿𝑷𝒀𝑷𝒁𝑷𝑳𝒓

𝟑 (2.3) (Potter, M., y Wiggeri, D. 2002)

En algunos casos como lo explica Potter, M., y Wiggeri, D., en 2002 es imposible lograr

una similitud geométrica exacta, particularmente en modelos, en los cuales la

profundidad es pequeña en relación con la anchura y la longitud. Tales modelos

frecuentemente están distorsionados en la dirección vertical, siendo necesario, en tal

caso definir dos escalas de longitudes, por medio de una ecuación adicional similar a

las anteriores; por ejemplo:

𝑿𝑴

𝑿𝑷

𝒀𝑴

𝒀𝑷𝑳𝒓 (2.4) (Potter, M., y Wiggeri, D. 2002)

𝒁𝑴

𝒁𝑷𝒁𝒓 (2.5) (Potter, M., y Wiggeri, D. 2002)

2.2.11 SEDIMENTACIÓN. (Sette, R., y Jiménez, D. 2002)

Se entiende por sedimentación la remoción por efecto gravitacional de las partículas en

suspensión presentes en el agua. Estas partículas deberán tener un peso específico

mayor que el fluido. La remoción de partículas en suspensión en el agua puede

conseguirse por sedimentación o filtración. De allí que ambos procesos se consideren

como complementarios. La sedimentación remueve las partículas más densas, mientras


31

que la filtración remueve aquellas partículas que tienen una densidad muy cercana a la

del agua o que han sido resuspendidas y, por lo tanto, no pudieron ser removidas en el

proceso anterior.

La sedimentación es, en esencia, un fenómeno netamente físico y constituye uno de los

procesos utilizados en el tratamiento del agua para conseguir su clarificación. Está

relacionada exclusivamente con las propiedades de caída de las partículas en el agua.

Cuando se produce sedimentación de una suspensión de partículas, el resultado final

será siempre un fluido clarificado y una suspensión más concentrada. A menudo se

utilizan para designar la sedimentación los términos de clarificación y espesamiento. Se

habla de clarificación cuando hay un especial interés en el fluido clarificado, y de

espesamiento cuando el interés está puesto en la suspensión concentrada. Las

partículas en suspensión sedimentan en diferente forma, dependiendo de las

características de las partículas, así como de su concentración. Es así que podemos

referirnos a la sedimentación de partículas discretas, sedimentación de partículas

floculentas y sedimentación de partículas por caída libre e interferida.

Sedimentación de partículas floculentas

Partículas floculentas son aquellas producidas por la aglomeración de partículas

coloides desestabilizadas a consecuencia de la aplicación de agentes químicos. A

diferencia de las partículas discretas, las características de este tipo de partículas;

forma, tamaño y densidad sí cambian durante la caída. Se denomina sedimentación

floculenta o decantación al proceso de depósito de partículas floculentas. Este tipo de

sedimentación se presenta en la clarificación de aguas, como proceso intermedio entre

la coagulación-floculación y la filtración rápida. Las partículas que se remueven en una

planta de tratamiento de agua son sólidos inorgánicos y orgánicos. Los factores

primordiales que influyen en la velocidad de sedimentación son su tamaño, forma y

densidad. La materia en suspensión que origina la turbiedad consiste principalmente en

sílice finamente dividida, arcilla y limo; la densidad original de las partículas es cercana

a 2,60. El color, en cambio, es producido principalmente por ácidos orgánicos (fúlvicos,

húmicos, etc.) de origen vegetal con densidades variables de 1 a 1,5 dependiendo de


32

su concentración. Las partículas se presentan principalmente en estado coloidal y es

necesario añadirles coagulantes químicos y someterlas a procesos de coagulación y

floculación para incrementar su tamaño o densidad antes del proceso de

sedimentación. Las partículas en suspensión de aguas tratadas con coagulantes,

consisten en flóculos formados por óxidos metálicos (Al2O3 o Fe2O3), agua en 85% a

95% y turbiedad y/o color con densidades variables entre 1,002 cuando predomina el

color y 1,03 cuando predomina la turbiedad. En procesos de ablandamiento los flóculos

tienen densidades cercanas a 1,20. El diámetro de los flóculos es variable desde menos

de 0,001 mm hasta más de 5 mm, dependiendo de las condiciones de mezcla y

floculación (gradientes de velocidad y tiempo de retención). Sette, R., y Jiménez, D., en

1996 clasifican los flóculos por su tamaño como se puede observar en la figura N° 2.1.

Figura Nº 2.1: Índices para determinar el tamaño del flóculo


La velocidad de sedimentación de suspensiones floculentas depende de las

características de las suspensiones, así como de las características hidráulicas de los

sedimentadores y de la presentación de procesos contaminantes: floculación por

diferencia de velocidades de sedimentación de los flóculos, influencia de turbulencia y

variación de gradientes de velocidad, factores que imposibilitan la preparación de un

modelo matemático general. Por este motivo se recurre a ensayos en laboratorio o


33

plantas piloto con el propósito de predecir las eficiencias teóricas remocionales en

función de cargas superficiales o velocidades de sedimentación preseleccionadas. En

ellos se deben tomar las siguientes precauciones: que la muestra de la suspensión sea

representativa y que se mantenga a igual temperatura (Sette y Jiménez, 1996).

FACTORES QUE INFLUYEN EN EL PROCESO DE SEDIMENTACIÓN

Los siguientes factores influyen en el proceso de sedimentación o decantación:

Calidad de agua

Las variaciones de concentración de materias en suspensión modifican, en primer

lugar, la forma de sedimentación de las partículas (con caída libre o interferida), así

como las propiedades de las partículas modifican la forma de depósito (sedimentación

para partículas discretas y decantación para partículas floculentas).

Adicionalmente, variaciones de concentración de partículas o de temperatura producen

variaciones de densidad del agua y originan corrientes cinéticas o térmicas que, a su

vez, generan cortocircuitos hidráulicos en las unidades.

Al entrar agua más fría al sedimentador, la masa de agua se desplaza por el fondo de

este y produce el tipo de corriente indicada en la figura N° 2.2a.

En cambio, con agua más caliente, se produce el fenómeno inverso, que aparece

indicado en la figura N° 2.2b.

En el caso de variar la concentración, se producen corrientes de densidad por

diferencias en las distintas masas de agua, que suelen crear fuerzas más importantes

que las térmicas. En la figura N° 2.3 se indican las densidades del flóculo producido con

distintas concentraciones de suspensión de caolín. Haciendo la misma consideración

anterior, un volumen de agua de 100.000 m3 con 20 mg/L de caolín pesaría 100.560 t y

con 80 mg/L, 102.250 t, lo que da una diferencia de 960 t ó 6,9 kg/m3.


34

Figura Nº 2.2: Corrientes térmicas


Afortunadamente, la mayor concentración de partículas suele estar en el fondo, pero

cualquier perturbación en el flujo, ya sea por temperatura, obstrucciones, alta velocidad

de las paletas del floculador u otras causas, puede alterar el equilibrio y producir un flujo

sinuoso o envolvente sobre sí mismo, muy diferente del teórico calculado, que es el que

con frecuencia aparece, incluso en los bien diseñados (véase la figura N° 2.3).

Figura Nº 2.3: Corrientes de densidad

(Sette y Jiménez, 1996)


35

Condiciones hidráulicas

Los criterios y parámetros hidráulicos de diseño tienen gran influencia en la eficiencia. A

continuación se detallan los principales:

a) En la zona de sedimentación

En esta zona se debe tener un número de Reynolds lo más bajo posible y el número de

Froude más elevado para tender a un flujo laminar y estabilizar el flujo. En esta zona las

líneas de flujo no deben encontrarse con ningún tipo de obstrucciones que alteren su

trayectoria.

Adicionalmente, la presencia de flujo de pistón mejora el proceso y el flujo mezclado no

lo favorece.

b) En la zona de entrada

La zona de entrada es un conjunto de estructuras que debe permitir una distribución

uniforme del flujo de agua hacia la zona de sedimentación. En una unidad de este tipo,

esta distribución uniforme debe darse a todo lo ancho de la unidad y en profundidad.

Las alteraciones del flujo en la zona de entrada deben evitarse y su presencia puede

deberse a una velocidad excesiva del flujo en la entrada, o a que los orificios de ingreso

sean muy grandes. Al no haber disipación de esta energía en el tabique divisorio (caso

de unidades convencionales de flujo horizontal), las masas de agua entran con

diferente gradiente de velocidad, creando turbulencias que pueden extenderse dentro

de la zona de sedimentación. Similarmente, puede mencionarse como causa de

corrientes cinéticas la distribución desigual del flujo en la entrada (orificios de distintos

diámetros o algunos parcialmente obstruidos), la existencia de tabiques que dejan

pasar el agua solamente por el fondo, vertederos y otros, lo que produce corrientes

como las indicadas en la figura N° 2.4 y que adicionalmente modifican el tiempo de

retención.


36

Figura Nº 2.4: Corrientes cinéticas


c) En la zona de salida

Esta zona se caracteriza por permitir una recolección uniforme de agua sedimentada a

una velocidad tal que evite arrastrar flóculos en el efluente. Canaletas de pequeña

longitud, mal ubicadas, mal niveladas o impropiamente diseñadas producen

cortocircuitos hidráulicos y zonas muertas que pueden inutilizar grandes áreas del

equipo.


37

En la figura N° 2.5 se esquematizan las modificaciones normales de las líneas de flujo

debido a las estructuras de la zona de salida.

Figura Nº 2.5: Efecto de la zona de salida en las líneas de flujo.


Factores externos

Paradójicamente, los factores externos al proceso de sedimentación-acondicionamiento

previo (procesos previos a la sedimentación), prácticas operacionales y factores

ambientales son los que tienen más influencia en la eficiencia del equipo.

Buena o inadecuada coagulación y floculación ocasionan, respectivamente, altas o

bajas eficiencias en los equipos. Idéntico comentario cabe realizar acerca de la

operación y el estado de la unidad, así como sobre los programas de mantenimiento

existentes. A la vez, el viento, al soplar sobre la superficie del equipo, puede producir

corrientes de suficiente intensidad como para inducir cambios en la dirección del flujo y

alterar el precario equilibrio de las masas de agua.

En unidades grandes el viento puede crear oleajes de cierta magnitud, lo que interfiere

el proceso o desequilibra la distribución del flujo en las canaletas de salida. En la figura

N° 2.6 se indica la influencia de la velocidad del viento en la eficiencia de un equipo.


38

Figura Nº 2.6: Influencia del viento en la eficiencia de los equipos


2.2.12 TIEMPO DE RETENCIÓN HIDRÁULICA

La velocidad de carga orgánica máxima de un proceso anaerobio está limitada por el

tiempo de retención y por la actividad de los microorganismos implicados en los

mecanismos bioquímicos de degradación de la materia orgánica. Puesto que las

bacterias formadoras de metano tienen una velocidad de crecimiento baja, la retención

de la biomasa activa es la clave de la operación de los reactores anaerobios

avanzados, que permiten operar con bajos tiempos de retención hidráulicos (TRH) y

elevados tiempos de retención de sólidos (TRS) (Sette y Jiménez, 1996).

2.2.13 MATRICES DE EVALUACIÓN Y SELECCIÓN. (Sánchez, 2003).

Las matrices de selección y evaluación de problemas son arreglos de filas y columnas

donde las primeras constituyen las alternativas (problemas, causas, soluciones) que

requieren ser jerarquizadas y las columnas los múltiples criterios que conviene utilizar

en la selección. La utilidad del análisis a través de matrices reside en que ayuda a los

grupos de trabajo a tomar decisiones más objetivas, cuando se requiere tomarlas sobre

la base de criterios múltiples.


39

FASES DE LA TÉCNICA DE MATRICES DE EVALUACIÓN Y SELECCIÓN

Los pasos que se siguen para utilizar una matriz de evaluación y selección son los

siguientes:

Definir las alternativas que van a ser jerarquizadas: estas alternativas pueden estar

referidas a problemas, causas o soluciones.

Definir los criterios de evaluación: en este caso es importante asegurar que todas las

personas involucradas en la selección entiendan de igual forma, el significado de cada

criterio. El utilizar ejemplos ayuda a homogeneizar el significado de los criterios

definidos.

Establecer el peso para cada uno de los criterios: todos los criterios no tienen la

misma importancia. En este caso, es necesario definir el peso que tienen cada uno de

los criterios con los cuales se evalúan las diferentes alternativas. Para esto, lo más

recomendable es repartir entre los criterios definidos, un número de puntos de acuerdo

a una escala dándole puntuación más alta a aquel que se considere más importante.

Podrá haber criterios que de no cumplirse para alguna alternativa, esta no podrá ser

seleccionada, aunque sea la que mayor cumpla con todos los demás criterios. Cuando

ello sucede, será necesario evaluar todos los renglones en relación al criterio o criterios

que necesariamente se deben cumplir, descartando de una vez las alternativas que no

cumplan con dichos criterios.

Construir la matriz de evaluación: este paso tiene como objetivo, construir un arreglo

de filas y columnas, donde se muestren las alternativas a evaluar, los criterios y el peso

de cada uno de los criterios.

Definir la escala de gradación de cada criterio: lo ideal es tratar de definir una escala

numérica donde se evalúen las alternativas en relación a los criterios. Cuando no sea

posible cuantificar la escala de gradación de los criterios, podrá aplicarse una gradación

cualitativa, (poco normal, mucho, etc. o deficiente, regular, bueno, excelente),

asignando para efectos de cálculo un valor a cada nivel.

Valorar cada alternativa en relación a cada criterio: en este paso, el objeto es

evaluar en qué grado las alternativas cumplen con los criterios definidos, utilizando la


40

escala establecida en el paso anterior. El resultado, se debe anotar en las casillas

correspondientes.

Puntuación definitiva y jerarquizaron: multiplicar el valor obtenido en el paso anterior

por el peso de cada criterio. De esta forma, cada alternativa recibe una puntuación

diferente por cada criterio. Sumar los puntos obtenidos por cada alternativa para

obtener la puntuación total de cada una de ellas. Finalmente ordenar las alternativas en

orden decreciente de la puntuación total obtenida.

UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO III. MARCO METODOLÓGICO

41

CAPÍTULO III

MARCO METODOLÓGICO

En este capítulo se desarrolla la metodología aplicada y se presentan de forma

ordenada las estrategias metodológicas que permiten obtener, clasificar, comprender y

organizar la información necesaria para el logro de cada uno de los objetivos

planteados.

El diseño de esta investigación es de tipo experimental respecto a la estrategia

metodológica ya que en el transcurso de la investigación se someterán diversas

variables operacionales a diferentes estímulos para observar el comportamiento del

proceso. Desde el punto de vista del nivel de profundidad, la investigación se puede

clasificar como investigación proyectiva, ya que se va a diseñar una propuesta que va a

generar soluciones específicas a un problema que afecta a HIDROCENTRO C.A.

3.1. PROCEDIMIENTO DE LA INVESTIGACIÓN

Para el logro del objetivo general: Estudiar el comportamiento del barrelodo hidráulico

en un modelo escala piloto, para un reactor anaeróbico de la planta de tratamiento de

aguas residuales de HIDROCENTRO-Los Guayos.

3.1.1 CARACTERIZAR EL REACTOR A ESCALA PILOTO, CON EL PROPÓSITO DE

DEFINIR LAS DIMENSIONES DEL SISTEMA BARRELODO-REACTOR A SER

INSTALADO.

Esta etapa comprende un análisis cualitativo y cuantitativo del sistema barrelodo-

reactor, con lo que se pretende dimensionar los elementos que conforman el sistema,

para ello se siguen los siguientes pasos:


42

3.1.1.1 Recorrido preliminar del sistema.

Se realiza un recorrido alrededor y mediante una inspección visual se identifica todos

los equipos que pertenecen al sistema, con el objetivo de conocer su funcionamiento,

dimensiones y elementos que lo conforman, el cual está constituido en forma general

por un tanque graduado para la medición del caudal de operación, un desarenador que

impide el paso de la arena hacia el reactor, una bomba que se encarga de la

alimentación del agua al proceso y un reactor en el cual ocurre el tratamiento

anaeróbico.

3.1.1.2 Entrevista con el personal encargado de la planta.

Con el fin de obtener un conocimiento más amplio de todas las fases, que intervienen

en el proceso de tratamiento de agua, se realizan entrevistas informales con el personal

capacitado y por medio de estas se logra conocer las partes del sistema que requieran

mantenimiento y limpieza.

Durante la entrevista informal se realiza una serie de preguntas que permitan completar

la identificación de variables de importancia para el desarrollo del proceso.

3.1.1.3 Revisión de información técnica y bibliográfica concerniente al proceso de

escalamiento.

Esta revisión tiene como finalidad la recolección de información concerniente a las

técnicas de escalamiento, evaluación de las mismas a fin de seleccionar la técnica

apropiada que permita lograr el escalamiento del barrelodo hidráulico a ser instalado.

3.1.1.4 Dimensionamiento del barrelodo.

La técnica que se emplea en el escalamiento del barrelodo hidráulico es la similitud

geométrica la cual se basa en la proporcionalidad de los sistemas en estudio, así la

condición (según Ragatz, 1988) para dicha técnica es:


43

𝑋𝑋

𝑌𝑌

𝐿

(3.1)

Donde:

XM: Largo del modelo a escala real (m).

XP: Largo del modelo a escala piloto (m).

YM: Ancho del modelo a escala real (m).

YP: Ancho del modelo a escala piloto (m).

Lr: Escala de las longitudes ancho y largo (m).


longitudes correspondientes, en los dos sistemas, deben ser las mismas. Lr y Zr son las

escalas de longitudes, mediante las cuales se describen las dimensiones relativas de

los dos sistemas. En algunos casos es imposible lograr una similitud geométrica exacta,

particularmente en modelos en los cuales la profundidad es pequeña en relación con el

ancho y el largo. Tales modelos frecuentemente están distorsionados en la dirección

vertical, siendo necesario, en tal caso definir dos escalas de longitudes, por medio de

una ecuación adicional similar a la (3.1); por ejemplo:

𝑍𝑍

𝑍

(3.2)

Donde:

ZM: Profundidad del modelo a escala real (m).

ZP: Profundidad del modelo a escala piloto (m).

Zr: Escala de las profundidades (m).


44

3.1.1.5 Instalación del barrelodo hidráulico a escala piloto.

Para la realización de esta actividad se hace el inventario de los materiales requeridos y

de los materiales disponibles para la instalación del equipo, además de esto la distancia

de separación entre cada una de las tuberías del barrelodo se calcula tomando en

cuenta el diseño real en donde la separación viene dada por:

𝑋#𝑡𝑢𝑏𝑒𝑟𝑖𝑎𝑠 1

𝐿𝑆𝑇

(3.3)

Donde:


Lr: Escala de las longitudes (m).

ST: Separación de tuberías (m).

3.1.1.6 Realización de prueba(s) de funcionamiento del sistema a escala piloto.

Se realiza(n) la(s) prueba(s) para comprobar el funcionamiento de las partes que

conforman el sistema.

3.1.2 DETERMINAR LAS CARACTERÍSTICAS FÍSICO-QUÍMICAS DEL AFLUENTE

A TRATAR EN EL SISTEMA, CON LA FINALIDAD DE CONOCER LA CARGA

ORGÁNICA DEL MISMO.

3.1.2.1 Revisión de la norma COVENIN 2709:2002.

Mediante la revisión de la norma COVENIN se obtienen los lineamientos generales

sobre las técnicas de captación de muestras, pudiendo así definir el procedimiento que

se debe seguir en la investigación como lo es: definir los puntos de captación, captar

submuestras instantáneas de 200 mL durante un período de 12 horas en envases de

plásticos y se procede a la combinación de las submuestras para la formación de


45

muestras compuestas, antes de efectuar la combinación se verifica que los parámetros

de interés no varían significativamente durante el período de muestreo, la muestra

compuesta se prepara a un volumen fijo de 2,4 litros.

3.1.2.2 Definición de los puntos de captación e identificación de las variables en la

toma de datos.

La muestra del afluente se capta a la entrada del reactor a escala piloto, los parámetros

fisicoquímicos a ser evaluados para la caracterización del afluente son:

Sólidos totales, sólidos fijos y volátiles, pH, DQO, DBO.

Estos parámetros fueron definidos tomando en cuenta, que los mismos representan los

principales indicadores de los resultados arrojados en la presente investigación.

3.1.2.3 Toma de muestras del afluente y aplicación de pruebas fisicoquímicas.

Tomando en cuenta lo explicado anteriormente se realiza la toma de muestras

instantáneas de 200 mL por hora durante un período de tiempo total de 12 horas; se le

aplica las pruebas fisicoquímicas respectivas para la caracterización del afluente

teniendo en cuenta las siguientes variables: DQO, carga orgánica (expresada en

concentración de DQO), DBO, carga orgánica (expresada en concentración de DBO),

pH y alcalinidad. La carga orgánica se calcula mediante (según Ragatz, 1988):

Co

V

QDQO

1000*

* (3.4)

Donde:

Co: Carga orgánica (kg DQO/m3*d).

[DQO]: Concentración de DQO (mg/L).

Q: Caudal (m3/d).

V: Volumen (m3).


46

Se realizan las pruebas fisicoquímicas a las muestras del afluente tomando en cuenta el

standard methods for the examination of wáter and wastewater, Ed. 17 (APHA-AWWA-

WEF, 1989), siguiendo los métodos analíticos que en él se especifican mostrados en la

tabla Nº 3.1.


fisicoquímicos analizados en el afluente

Parámetro Método analítico Frecuencia

Sólidos totales 2540 B método estándar 2 veces / semana

Sólidos fijos y volátiles 2540 E método estándar 2 veces / semana

pH potenciométrico Díaria

DQO 5220 C método estándar Díaria

Alcalinidad total 2320 B método estándar Interdiaria

DBO 5210 B método estándar Semanal

3.1.2.4 Determinación de los niveles promedio de los parámetros representativos

del afluente a tratar.

Para determinar las variaciones en los niveles de los principales parámetros del afluente

a tratar, se estudian los resultados obtenidos durante el período de estudio

correspondiente, para lograr identificar los valores que no sean representativos del

comportamiento o de la tendencia seguida por los parámetros del afluente y así poder

excluir a estos valores de los análisis; para evitar que se produzca una incorrecta

interpretación de la data recolectada.


47

Así mismo a partir del primer mes de estudio de esta fase, se procede a la determinación

de los valores promedios de los parámetros estudiados, y con ello poder estimar el

comportamiento físico-químico de la carga de materia orgánica presente en el afluente a

ser tratado en el proceso de tratamiento que se llevara a cabo durante la presente

investigación.

3.1.3 CARACTERIZAR EL LODO A INOCULAR EN EL SISTEMA A ESCALA

PILOTO, CON EL PROPÓSITO DE ESTABLECER SU COMPORTAMIENTO HASTA

ALCANZAR CONDICIONES ANAERÓBICAS

3.1.3.1 Definición de los puntos de captación del lodo e identificación de las

variables en la toma de datos.

La muestra del lodo se capta a la salida del reactor a escala piloto, el análisis de las

muestras de lodo se realizo siguiendo la normativa establecida por el standard methods

for the examination of wáter and wastewater, Ed. 17 (APHA-AWWA-WEF,1989),

siguiendo los métodos analíticos que en él se especifican mostrados en la tabla Nº 3.2

se tomaron como parámetros de interés aquellos que permitan conocer las

características fisicoquímicas del lodo a ser evaluado como lo son: sólidos totales,

sólidos fijos y volátiles, pH, alcalinidad total, DQO, ácidos grasos volátiles, actividad

metanogénica.


48


fisicoquímicos analizados en el lodo

Parámetro Método analítico Frecuencia

Sólidos totales 2540 G método estándar 2 veces / semana

Sólidos fijos y volátiles 2540 G método estándar 2 veces / semana

pH potenciométrico 2 veces / semana

DQO 5220 C método estándar 2 veces / semana

Alcalinidad total 2320 B método estándar 2 veces / semana

Actividad metanogénica Método de Field (1994) quincenal

Ácidos grasos volátiles 5560 C método estándar 2 veces / semana

3.1.3.2 Toma de muestras del lodo y aplicación de pruebas fisicoquímicas.

Se realiza la captación de muestras instantáneas de lodo de 1000 mL a la salida del

reactor cada 2 días en recipientes plásticos. Se realiza la aplicación de las pruebas

fisicoquímicas a las muestras instantáneas siguiendo la metodología de los standard

methods for the examination of wáter and wastewater, Ed. 17 (APHA-AWWA-WEF,

1989) descrito en la sección anterior.

3.1.3.3 Evaluación del comportamiento del lodo

Para evaluar el comportamiento del lodo, se debe representar gráficamente el

desempeño de las propiedades fisicoquímicas analizadas a través del período de

evaluación para determinar la variación de las mismas. Para este fin se realizan gráficos

de propiedades fisicoquímicas analizadas vs tiempo de evaluación de acuerdo a ellas se

describe el comportamiento de los parámetros del lodo.


49

3.1.4 OPERACIÓN DEL SISTEMA CON DISTINTAS CARACTERÍSTICAS, A FIN DE

DESCRIBIR EL COMPORTAMIENTO DE LOS PARÁMETROS FÍSICO-QUÍMICOS

ANALIZADOS EN CADA UNA DE LAS FASES DESARROLLADAS.

3.1.4.1 Inoculación del lodo en el sistema a escala.

Una vez caracterizado el reactor, el afluente y el lodo que se utiliza en la investigación,

se procede a inocular el reactor con el siguiente procedimiento:

Se inocula el reactor con 15 m3 de lodo proveniente de los sedimentadores

primarios de la planta experimental de tratamiento de aguas de la Universidad

Central de Venezuela (UCV) y 15 m3 de agua residual de origen doméstico

proveniente del colector marginal izquierdo Río Valle.

Durante una semana se opera el reactor como reactor por carga, a fin de facilitar

su adaptación a este tipo de afluente.

Transcurrida esta semana, los reactores empezaron a operar con flujo continuo.

3.1.4.2 Evaluación de los parámetros fisicoquímicos del afluente, efluente y lodo;

durante la operación del sistema a escala con las condiciones establecidas para

cada una de las fases.

Con el propósito de evaluar y establecer el comportamiento del reactor y todas las

variables involucradas (lodo, afluente, efluente) se opero el sistema a diferentes tiempos

de retención hidráulica (TRH) con su correspondiente carga orgánica asociada


50

Tabla N° 3.3: Condiciones de operación para cada una de las fases

Fase TRH

(h)

Caudal

𝒎𝟑

𝒅

Carga orgánica asociada al caudal

𝑲𝒈𝑫𝑸𝑶

𝑳∗𝒅

Período de

evaluación

(d)

I 24 34 0,11 - 0,89 120

II 16 51 0,16 – 0,67 20

III 6 136 1,02 – 3,63 40

Las fases desarrolladas se definen de acuerdo a tres caudales disponibles teniendo en

cuenta la bomba del sistema siendo la fase I la del menor caudal posible obtenido, la

fase II un caudal intermedio, y la fase III el mayor caudal posible además de obtener

tiempos de residencias acordes para la investigación. La fase I, se evalúa durante un

período mayor de tiempo (aproximadamente 3,5 meses), con el propósito de lograr la

aclimatización del lodo y/o para lograr la formación de la biomasa encargada de la

degradación de la materia orgánica, el establecer este período de tiempo se logra la

adaptación del lodo y a su vez conseguir la sucesión bacterial que permita optimizar la

eficiencia del sistema. Para mantener las condiciones de operación mostradas en la

tabla N° 3.3 se controla y se calibra diariamente el flujo en el reactor, además se realizan

las determinaciones químicas en muestras compuestas de 12 horas tanto del afluente y

efluente del sistema, así como a muestras instantáneas del lodo; estas últimas se captan

a una altura de 5 cm del fondo asegurando con ello obtener la mayor cantidad de lodo

sedimentado a estudiar. Los parámetros químicos que se listan en la tabla Nº 3.4, se

realizan siguiendo la metodología del standard methods for the examination of wáter and

wastewater, Ed. 17 (APHA-AWWA-WEF, 1989).


51

Tabla N° 3.4: Parámetros fisicoquímicos analizados en cada una de las fases

durante la evaluación del reactor

Muestra Parámetro Método analítico Frecuencia

Afluente



pH potenciométrico Diaria

DQO 5220 C método estándar Diaria



Efluente



pH potenciométrico Diaria

DQO 5220 C método estándar Diaria



Ácidos grasos volátiles 5560 C método estándar Esporádico

Lodo

Sólidos totales 2540 G método estándar 2 veces / semana

Sólidos fijos y volátiles 2540 G método estándar 2 veces / semana

pH potenciométrico 2 veces / semana

DQO 5220 C método estándar 2 veces / semana

Alcalinidad total 2320 B método estándar 2 veces / semana

Actividad metanogénica Método de Field (1994) Quincenal

Ácidos grasos volátiles 5560 C método estándar 2 veces / semana

Por otro lado los tiempos de evaluación de cada fase se definen principalmente en

función de la estabilidad en la remoción de DQO, y antes de iniciar una nueva fase se


52

analiza todos los parámetros antes mencionado en el afluente, el efluente así como

también en el lodo.

3.1.4.3 Descripción del comportamiento de los parámetros fisicoquímicos para

cada una de las fases estudiadas.

Para describir el comportamiento de los parámetros fisicoquímicos se debe representar

gráficamente el desempeño de los mismos a través del período en estudio de cada una

de las fases. Para este fin se emplea la data recolectada para realizar los gráficos.

3.1.5 EVALUAR EL COMPORTAMIENTO DE CADA UNA DE LAS FASES, CON EL

FIN DE PROPONER LA ALTERNATIVA QUE PERMITAN OBTENER LOS MAYORES

PORCENTAJES DE REMOCIÓN EN MATERIA ORGÁNICA.

3.1.5.1 Determinación de los valores promedios de los parámetros estudiados en

cada fase y elaboración de graficas.

Con el propósito de evaluar el funcionamiento del reactor empleando el barrelodo

hidráulico se desarrollan las tres fases desarrolladas antes expuestas , a fin de

establecer las condiciones de operación que permitan los mayores porcentajes de

remoción en materia orgánica en el efluente y de acuerdo a la normativa vigente de

descarga de líquidos residuales (Gaceta oficial Nº 5021 de fecha 18/12/1995, normas

para la clasificación y el control de los cuerpos de agua y vertidos o efluentes líquidos.

Decreto Nº 883), así como también conocer el comportamiento del lodo a lo largo de la

evaluación, se debe realizar el análisis global del sistema en función de los valores

promedios de las fases desarrolladas para cada uno de los parámetros obtenido, ya que

el comportamiento especifico en cada una de estas fases se realiza en la sección

anterior, estos valores promedios se almacenan en tablas para su estudio de forma

ordenada.

Los valores promedio de las concentraciones y eficiencias presentadas por el efluente

del sistema barrelodo-reactor en cada fase desarrollada a tomar en cuenta son:


53

pH

Alcalinidad

DQO

% remoción de DQO

DBO

% remoción de DBO

Sólidos totales

Los valores promedios de los parámetros físico-químicos evaluados en el lodo en cada

fase desarrollada son los siguientes:

pH

Alcalinidad

DQO

Ácidos grasos volátiles

Sólidos totales (expresado como % en peso).

Sólidos fijos (expresado como % de sólidos totales).

Sólidos volátiles (expresado como % de sólidos totales).

Actividad metanogénica.

3.1.5.2 Generación de la matriz de selección de los parámetros físico-químicos

más relevantes en remoción en materia orgánica del efluente.

Se construye una matriz de selección de los parámetros más relevantes para elegir una

alternativa de operación y lograr con ella la mayor remoción de materia orgánica;

teniendo en cuenta los siguientes parámetros:

pH

Alcalinidad

Porcentaje de remoción de DQO

Porcentaje de remoción de DBO

Porcentaje de remoción de sólidos totales


54

Se debe tener en cuenta lo siguiente para la selección de la alternativa buscada

mediante una matriz de selección:

La numeración va del 1 al 5, donde 1 representa el peor de los índices,

representando un pH muy cercano a los límites o fuera de los mismos para el

crecimiento de las bacterias metanogénicas, posee una baja alcalinidad o bajos

porcentajes de remoción.

El pH es un parámetro importante para la selección de la alternativa adecuada ya

que este regula la formación de la biomasa necesaria para la remoción de la

materia orgánica este debe oscilar entre 6,5 y 7,5, el porcentaje asignado para

esta característica es de un 10%

La alcalinidad es un factor a tomar en cuenta ya que ella cumple con la función de

amortiguar los cambios de pH que puedan ocurrir a lo largo de la evaluación. De

ahí su importancia si se considera que el agua a tratar posee trazas de residuos

industriales y al variar el pH mayor o menor del rango mencionado anteriormente

ocurre la no formación o destrucción de la biomasa, , el porcentaje asignado para

esta característica es de un 10%

Porcentaje de remoción del DQO nos indica la cantidad de oxígeno requerido

para oxidar la materia orgánica en la muestra de agua residual a su vez nos

refleja la cantidad de carga contaminante contenida en la misma, el porcentaje

asignado es de un 30%.

Porcentaje de remoción del DBO es un parámetro de gran importancia ya que da

una idea de la concentración de materia biodegradable contenido en el liquido

residual, este representa la cantidad de oxígeno consumido por organismos

aeróbicos por unidad de volumen de un residuo el porcentaje de remoción nos

indica la eficiencia que existe en la concentración de dicho parámetro, el

porcentaje asignado para esta característica es de un 30%


55

Porcentaje de sólidos totales este parámetro nos indica así como los dos

anteriores el grado de contaminación del líquido residual (efluente), el porcentaje

asignado para este parámetro es de un 20%

Para lograr determinar las ponderaciones de la matriz de selección se analizan las

variables antes mencionadas, y se escoge aquella(s) que influya(n) o brinde(n) mayor

información acerca del proceso de remoción de materia orgánica, es por tanto que en

orden de relevancia tenemos los porcentajes de remoción del DBO, DQO ya que ellos

nos brindan información propiamente de lo que ocurre con la remoción de materia

orgánica en el sistema, la formación de sólidos totales nos indica la cantidad de lodo

formado durante la digestión anaeróbica y por último la alcalinidad y pH que nos indican

las condiciones bajo las cuales opera el sistema.

3.1.5.3 Definir condiciones de operación de acuerdo a la evaluación de la matriz de

selección.

Se evalúa la matriz de selección calculando la puntuación correspondiente; multiplicando

el porcentaje del criterio por la ponderación respectiva luego se suma la puntuación de

cada alternativa eligiéndose la de mayor puntuación.

Una vez obtenida la alternativa de mayor puntuación se especifica las condiciones de la

etapa del proceso correspondiente.

UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS

56

CAPÍTULO IV

DISCUSIÓN DE RESULTADOS

En esta sección se presentan los resultados obtenidos al cumplir los objetivos

propuestos y la explicación detallada de todos aquellos aspectos ligados al desarrollo

de la metodología, así como también la discusión de los resultados obtenidos al cumplir

cada uno de los objetivos.

4.1 CARACTERIZACIÓN DEL REACTOR A ESCALA PILOTO, CON EL PROPÓSITO

DE DEFINIR LAS DIMENSIONES DEL SISTEMA BARRELODO-REACTOR A SER

INSTALADO.

Esta etapa incluyó la revisión, caracterización y mantenimiento del reactor, también

implica el dimensionamiento e instalación del barrelodo hidráulico con el propósito de

preparar el equipo antes de ser inoculado, lo que contempló actividades de limpieza y

prueba del mismo.

A fin de conocer la técnica de escalamiento a emplear que permitió dimensionar el

barrelodo se identificaron las dimensiones de ambos sistemas (modelo real y modelo a

escala piloto) para comprobar que la proporción de todas las longitudes

correspondientes en los dos sistemas fue la misma, cumpliéndose la condición que

indicó que había una similitud geométrica, pudiendo aplicarse dicha técnica; en nuestro

caso no fue posible lograr una similitud geométrica exacta ya que la profundidad en

uno de los sistemas es pequeña en relación con el largo y el ancho del mismo como lo

es en el sistema a escala real por tanto se utiliza dos escala de longitudes una para el

largo y ancho y otra para la profundidad del sistema.

El reactor anaeróbico a escala piloto es un tanque recubierto por cemento tiene una

capacidad de 34 metros cúbicos, sus dimensiones son: 10 metros de largo, 3,4 metros

de ancho y 1 metro de profundidad.


57

El reactor de la planta de tratamiento de aguas de HIDROCENTRO ubicada en Los

Guayos tiene unas dimensiones de: 230 metros de largo, 80 metros de ancho y una

profundidad de 4 metros, por otra parte posee un barrelodo hidráulico el cual está

constituido por 16 tuberías con agujeros dispuestas a lo largo del mismo de forma

transversal y a una altura de 40 centímetros del fondo.

Figura Nº 4.1: Vista longitudinal de la disposición del barrelodo en el reactor

anaeróbico ubicado en la planta de tratamiento de aguas de Los Guayos.

Teniendo en cuenta los fundamentos de escalamiento basados en la regla de similitud

geométrica, se realizo el escalamiento resultando:

Tabla N° 4.1: Resultados obtenidos del escalamiento.

Escala piloto Escala real

Ancho (m) 1,00 23,52

Largo (m) 1,00 23,00

Profundidad (m) 0,25 1,00

Como resultado de dicho escalamiento las tuberías del barrelodo fueron instaladas en el

modelo a escala piloto con una separación de 0,59 metros a una altura de 0,1 metros

desde el fondo como se muestra en la tabla Nº 4.1.


58

Tabla Nº 4.2: Características del sistema barrelodo-reactor

del modelo a escala piloto

CARACTERÍSTICAS VALOR

Material de construcción Cemento

Puntos de alimentación 1

Puntos de captación 3

Altura 1 metro

Longitud 10 metros

Ancho 3.4 metros

Volumen 34 m3

Forma Rectangular

BARRELODO

Número de tuberías 16

Diámetro interno de las tuberías ½ Pulgada

Separación entre tuberías 0,59 metros

BOMBA

Capacidad ½ hp

4.2 DETERMINACIÓN DE LAS CARACTERÍSTICAS FÍSICO-QUÍMICAS, DEL

AFLUENTE AL REACTOR ANAERÓBICO.

Para determinar las características físico-químicas del agua, se combinaron muestras

individuales tomadas a intervalos de tiempo predefinidos, a fin de minimizar los efectos

de variabilidad en la muestra individual producidos en su mayoría por el origen, la

temperatura y la contaminación del agua entre otros.

El reactor que se encuentra en la planta experimental de tratamiento de aguas ubicada

en la UCV, se alimentó con líquidos residuales provenientes del colector marginal

izquierdo Río Valle que está ubicado en la urbanización “La Asunción” en la ciudad de

Caracas, el cual recibe aportes municipales e industriales, presentando fluctuaciones


59

características de un afluente mixto como se comprobó a lo largo del tiempo de

evaluación.

De los resultados promedio obtenidos en este período para muestras compuestas de 12

horas y mostrados en la tabla Nº 4.3, se puede establecer que el afluente estuvo

constituido principalmente por materia orgánica no biodegradable lo que se refleja en

las altas concentraciones en DQO en relación a las obtenidas en DBO.

Sin embargo, los valores promedio obtenidos durante el período de evaluación

corresponden a valores típicos de aguas residuales de origen domésticos (DQO,

322mg/L; DQO, 126mg/L), lo que evidencia que el aporte de los efluentes industriales al

colector mixto se produce de forma continua y mediante descargas puntuales con altas

concentraciones en DQO que generan concentraciones pico de hasta 910mg/L en el

afluente, modificando temporalmente la carga orgánica asociada al caudal que se

suministro al reactor.

El aporte de sólidos totales fue alto, ya que el afluente llego a presentar

concentraciones de hasta 1.370 mg/L, constituidos principalmente por sólidos

inorgánicos (sólidos fijos) en aproximadamente un 65% (valor promedio, 705 mg/L) por

lo que el aporte en sólidos volátiles se redujo a un 35% con un valor promedio de 245

mg/L.

La variación del pH fue amplia, con valores extremos de 6,7 y 8,1 asociados a las

descargas de efluentes industriales. De igual forma, la alcalinidad total también fluctuó

en función del fenómeno antes descrito, con valores entre 167 y 380 mg CaCO3/L con

un valor promedio de 263 mg/L.


60

Tabla Nº 4.3: Características físico-químicas del afluente, durante el período de

evaluación del reactor a escala piloto

Parámetro Rango Promedio Límites

máximos (1)

pH 6,7 - 8,1 7,6 6-9

Alcalinidad (mg CaCO3/L) 167 - 380 263 -

DQO (mg/L) 113 – 910 322 700

DBO (mg/L) 53 – 251 126 350

Sólidos totales (mg/L) 402 – 1370 705 1600

Sólidos fijos (mg/L) 180 – 902 460 -

Sólidos volátiles (mg/L) 100 – 538 245 -

(1) Gaceta oficial N° 5305 de fecha 01/02/99, normas para la clasificación y el control

de la calidad de las aguas de la cuenca del lago de Valencia. Decreto N° 3219. Sección

VII: Art. 38. De la descarga a redes cloacales.

4.3 CARACTERIZACIÓN DEL LODO A INOCULAR EN EL SISTEMA A ESCALA

PILOTO, CON EL PROPÓSITO DE ESTABLECER SU COMPORTAMIENTO HASTA

ALCANZAR CONDICIONES ANAERÓBICAS.

Como se explicó en la sección correspondiente a la metodología, el lodo fue evaluado

por un período de dos meses para establecer su comportamiento hasta la aparición de

actividad metanogénica lo cual indicó estar en presencia de condiciones anaeróbicas.

Los resultados obtenidos demuestran que durante la evaluación, los diferentes

parámetros químicos analizados a excepción del pH, presentaron amplios rangos de

fluctuación, los cuales tendieron a minimizarse durante las dos semanas previas a su

inoculación en el reactor (ver tabla Nº 4.4).


61

Tabla Nº 4.4: Resumen del comportamiento de los parámetros analizados en el

lodo primario municipal, durante dos meses de evaluación.

Parámetro Rango PromediopH 7,0 – 7, 3

Alcalinidad (mg CaCO3/L) 9500 – 500

8133 (1)

3725 (2)

590 (3)Ácidos grasos volátiles (mg/L) 1700 – 18000 marcadas fluctuaciones

Sólidos totales (mg/L) 239370 – 355210

fluctuaciones (1)

331963 (2)

332918 (3)

Sólidos fijos (mg/L) 234000 – 266970

247488 (1)

248487 (2)

252016 (3)

Sólidos volátiles (mg/L) 19900 – 88900

74712 (1)

83476 (2)

81502 (3)

DQO (mg/L) 17400 – 65520

50141 (1)

38280 (2)

38682 (3)

Actividad metanogénica

(g DQO/ g SV*d) 0,00077 – 0,00090 0,00083 (2) y (3)

(1)= Primer período de evaluación.

(2)= Segundo período de evaluación.

(3)= Tercer período de evaluación.


62

El primer período de evaluación consta de 30 días, el segundo período de evaluación

consta de 15 días y el tercer período de evaluación consta de 15 días.

En la figura N° 4.2 el pH varió de 7,0 a 7,3 presentando por períodos de tiempo valores

constantes, esto debido a la capacidad acidoneutrolizante que brinda la alcalinidad,

para mantener el pH del lodo estable frente a la formación de los ácidos en la etapa de

acidogénesis, cabe destacar que ninguno de los valores de pH excedieron los valores

recomendados (6,5 – 7,5) para el crecimiento de las bacterias metanogénicas.

Figura Nº 4.2: Variación de pH del lodo a inocular en el período de evaluación

antes de inocular

En la figura N° 4.3 la alcalinidad total presentó un amplio rango de variación (9500-

500mg CaCO3/L), con valores promedios de 8000 mg CaCO3/L; esta variación se le

atribuye a su continua interacción con los ácidos formados en las diferentes etapas de

la digestión anaeróbica como son: hidróliticos, acidogénicos, acetogénicos y

metanogénicos.

7

7,1

7,2

7,3

7,4

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65

Tiempo (dia)

pH


63

Figura Nº 4.3: Variación de la alcalinidad presentada por el lodo en el tiempo de

evaluación antes de inocular.

En la figura N° 4.4 los ácidos grasos volátiles también presentaron marcadas

fluctuaciones durante todo el período de evaluación (1700 – 18000 mg/L),

observándose una tendencia gradual y cíclica en el incremento y disminución de su

concentración; comportamiento que en el presente trabajo corresponde, no

necesariamente a la repetición de valores constantes. Además es importante destacar,

que cuando se produjeron las mayores fluctuaciones puntuales, el lodo tendió a diluirse,

recuperando su contextura en períodos cortos de 24 horas.

0

2000

4000

6000

8000

10000

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65

Tiempo (dia)

Alc

alin

idad

(m

g/L

)


64

Figura Nº 4.4: Ácidos grasos volátiles del lodo a inocular durante el tiempo de

evaluación antes de inocular

Al observar el comportamiento de las figuras Nº 4.2 y Nº 4.4 y tratar de establecer una

relación directa entra las variaciones de pH y de ácidos grasos volátiles (AGV),

pareciera que no existe ninguna ; sin embargo esto obedece a la capacidad

amortiguadora que presentó el lodo, con valores de alcalinidad total altos ( promedio de

8133 mg CaCO3/L) en los períodos donde las fluctuaciones de AGV fueron mayores y

continuas en el tiempo (primer mes de evaluación); esto permitió que las variaciones de

pH fueran mínimas, favoreciendo la permanencia de especies microbianas que no

toleran cambios bruscos de pH.

El contenido de sólidos totales, fijos y volátiles encontrados durante el período de

evaluación, se muestran en la figura Nº 4.5, pudiendo observarse que:

0

2000

4000

6000

8000

10000

12000

14000

16000

18000

20000

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65

Tiempo (dia)

Aci

do

s G

ravo

s V

ola

tile

s (m

g/L

)


65

a)

b)

c)

Figura Nº 4.5: Sólidos totales(a), fijos (b) y volátiles (c) del lodo a inocular

durante el período de evaluación.

200

250

300

350

400

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65

Tiempo (dia)

So

lid

os

To

tale

s *1

0^3

(mg

/L)

200

220

240

260

280

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65

Tiempo (dia)

So

lid

os

Fij

os

*10^

3 (m

g/L

)

0

20

40

60

80

100

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65

Tiempo (dia)

So

lid

os

Vo

lati

les

*10^

3 (m

g/L

)


66

- Las mayores fluctuaciones se presentaron durante las primeras dos semanas de

evaluación, con rangos de 239370 – 355210 mg/L de sólidos totales (figura Nº 4.5a),

234000 – 266970 mg/L de sólidos fijos (figura Nº 4.5b) y de 19900 – 88900 mg/L de

sólidos volátiles (figura Nº 4.5c).

- El contenido de sólidos volátiles aumentó de 19900 a un promedio de 81502mg/L

al finalizar el período de evaluación, lo que denota que se produjo un sustancial

incremento en la cantidad de biomasa existente en el lodo como se puede observar

en la figura N° 4.5c.

- En los períodos donde el lodo presentó aspecto líquido, es importante señalar que

se observó disminución en la concentración de sólidos, sin embargo las variaciones

en porcentajes fueron mínimas.

La figura Nº 4.6 muestra las variaciones de DQO presentadas en el tiempo

reportándose valores en el rango de 17400 a 65520 mg/L con valores promedio de

50141, 38280 y 38682 mg/L para el primer mes, tercera y cuarta quincena

respectivamente. Como puede observarse los valores de DQO al final del período

tendieron a estabilizarse, variando en relación directa con el contenido de sólidos

totales y sufriendo una ligera disminución cuando el lodo presentó características

liquidas.


67

Figura Nº 4.6: Variación de la concentración del DQO en el lodo durante la

evaluación del mismo antes de inocular

Los resultados de la actividad metanogénica del lodo, obtenidos durante el último mes

de evaluación reflejan un minino incremento en dicha actividad, presentando un valor

promedio bajo de 0,00083 (g DQO/ g SV*d): lo cual es explicable si se considera que el

lodo no recibió durante el período de almacenamiento ningún tipo de sustrato. Sin

embargo, a pesar de la baja actividad metanogénica presentada por el lodo, este fue

capaz de amortiguar los cambios de pH aun a altas concentraciones de ácidos grasos

volátiles, de igual forma que incremento el contenido de sólidos volátiles a valores

aceptables para ser inoculados en el reactor, la aparición de bacterias metanogénicas

por pequeña que fuera su actividad indicaron que el lodo había alcanzado condiciones

anóxicas para el desarrollo de dichas bacterias ya que estas solo pueden desarrollarse

en este tipo de medio.

0

10

20

30

40

50

60

70

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65

Tiempo (dia)

DQ

O *

10^

3 (m

g/L

)


68

4.4 OPERACIÓN EL SISTEMA CON DISTINTAS CARACTERÍSTICAS DE

OPERACIÓN A FIN DE DESCRIBIR LA TENDENCIA DE LOS PARÁMETROS

FISICOQUÍMICOS ANALIZADOS EN CADA UNA DE LAS FASES

DESARROLLADAS.

El reactor fue inoculado con lodo proveniente de los sedimentadores primaríos de la

planta experimental de tratamiento de aguas, este lodo estuvo en almacenamiento

previo durante 4 meses en recipientes plásticos los que de forma interdiaria fueron

agitados con la finalidad de evitar la estratificación del lodo.

A partir de los dos últimos meses después de su recolección se empezó a controlar su

comportamiento mediante el análisis de los siguientes parámetros: pH, alcalinidad,

DQO, AGV, ST, SF, SV y actividad metanogénica. Una vez alcanzadas las condiciones

anaeróbicas se procedió a inocular el lodo en el reactor, para lo cual se siguió el

siguiente procedimiento:

Se agregaron 15 metros cúbicos de lodo al reactor.

Se agregaron 15 metros cúbicos de agua residual provenientes del colector

izquierdo Río Valle.

Durante una semana se opero el reactor por carga a fin de facilitar la adaptación

a este tipo de afluente y también para lograr la sucesión bacterial que permitiera

optimizar la eficiencia del sistema, al finalizar esta semana el reactor se comenzó

a operar con flujo continuo y se procedió al inicio del funcionamiento del

barrelodo operando este con flujo continuo de agua por todas las tuberías.

Para lograr mantener las condiciones de operación de cada una de las fases, se revisó

y se controló diariamente el flujo en el reactor además se realizaron determinaciones

químicas en muestras compuestas de 12 horas para efluente y afluente; En el caso del

lodo se aplicaron pruebas a muestras instantáneas en diferentes puntos de captación.

Por otro lado los tiempos de evaluación de cada fase se definieron en función de la

estabilidad en la remoción de DQO. La evaluación del reactor se realizo en función a


69

tres fases teniendo cada una de estas distintas cargas hidráulicas y con ello diferentes

tiempos de retención hidráulica tal como se describe a continuación:

5.4.1 Fase I:

Tiempo de retención hidráulica (TRH): 24 HORAS

Caudal: 34 d

m3

Tabla N° 4.5 Condiciones del lodo inoculado al finalizar el proceso por carga

Parámetro Valores

pH 7,6

Alcalinidad 320 mg/L como CaCO3

AGV 5500 mg/L

Sólidos totales 282290 mg/L

Sólidos volátiles 70530 mg/L

Actividad metanogénica 0,0009 (g DQO/gSV*d)

Durante este período de evaluación se observó una gran variación en la carga orgánica

asociada al caudal tratado (figura Nº 4.7) lo cual se debe a que el agua residual

corresponde a un afluente mixto, este recibe aportes industriales que elevan los picos

sobre todo en la demanda química de oxígeno (DQO). En este sentido, el afluente

reporto valores de DQO los cuales no se ajustan a una distribución normal ya que

presentan un rango de variación (113-864 mg/L) afectando esto de forma directa la

carga orgánica a la que fue sometido el reactor, la cual presentó valores en el rango

de (0,11-0,89) kgDQO/m3 *d, repitiéndose de forma continua valores en el rango de

(0,11 a 0,60) kgDQO/m3 *d, tal como se puede observar en la figura Nº 4.7.


70

Figura Nº 4.7: Carga orgánica aplicada al reactor anaeróbico durante la evaluación

de la Fase I (comprendida de los días 1 al 121)

Los valores extremos son correspondientes a concentraciones en la demanda química

de oxígeno del afluente mayores a 600 mg/L y distribuidos a lo largo del período de

evaluación; no obstante al ser aportes industriales puntuales con una concentración

mayor a la promedio (322 mg/L) provocaron perturbaciones temporales en el sistema.

Los resultados obtenidos durante cuatro meses de evaluación, permiten establecer las

siguientes observaciones sobre el comportamiento del sistema:

Como se puede observar en la figura N° 4.8a durante los primeros días de operación, el

sistema presentó valores de DQO mayores a los reportados en el afluente como

producto del lavado del lodo con el agua de recirculación utilizada por el barrelodo ya

que al operar, el mismo inyecta agua de recirculación o lo que es lo mismo agua ya

tratada en el reactor (efluente); también pudo observarse en las experiencias realizadas

durante los primeros 20 días de operación y provocado por la exposición de la biomasa

bacterial a nuevas condiciones ambientales, que partículas finamente dispersas se

observaran en el efluente del reactor.

0

0,2

0,4

0,6

0,8

1

0 11 22 33 44 55 66 77 88 99 110 121

Tiempo (dia)

Car

ga

org

anic

a (K

g D

QO

/m^

3*d

)


71

Nuevamente durante los días 37, 56, 88, 99 y 103 los valores de DQO fueron mayores

o iguales a los del afluente (figura Nº 4.8a), como resultado del lavado del lodo lo cual

fue evidente en la coloración oscura que presentó el efluente. Este comportamiento

aparentemente se debió a la acumulación de material sólido liviano el cual tiende a salir

del sistema ya que no cuenta con las características apropiadas de sedimentación que

le permitan permanecer en el reactor manifestándose aun a tiempos de retención

hidráulicos grandes.

Como se puede observar en la figura N° 4.8b las perturbaciones ocasionadas de forma

posterior a la entrada brusca de altas concentraciones de DQO, se reflejaron en la

disminución de la eficiencia del sistema, presentado porcentajes de remoción de DQO

menores a los que el mismo había alcanzado. Cabe destacar que este fenómeno fue

superado en un período no mayor de 72 horas.

A partir del día 105 las variaciones en la concentración de DQO del afluente fueron

mínimas (figura Nº4.8a), obteniéndose los mayores porcentajes de remoción (entre 60 y

90 %) aun a cargas orgánicas mayores de 0,30 kgDQO/m3*d. La eficiencia promedio

presentada por el sistema fue del 55% con un valor promedio de 112 mg/L en la

demanda química de oxígeno.


72

a)

b)

Figura N° 4.8: Variación (a) y eficiencia (b) del DQO en el reactor

durante la evaluación de la fase I (comprendida de los días 1 al 121)

Los valores en la demanda bioquímica de oxígeno (DBO) del efluente como se puede

ver en la figura Nº4.9a fluctuaron de 28-190 mg/L, obteniéndose las mayores

concentraciones al inicio del período de evaluación y reportándose a partir del día 55,

concentraciones menores a las que establece la normativa venezolana referente al

vertido de efluentes líquidos a cuerpos de agua receptores. La eficiencia del sistema se

0

200

400

600

800

1000

0 11 22 33 44 55 66 77 88 99 110 121

Tiempo (dia)

DQ

O (

mg

/L)

Afluente

Efluente

0,0

20,0

40,0

60,0

80,0

100,0

0 11 22 33 44 55 66 77 88 99 110 121

Tiempo (dia)

% R

emo

cio

n (

DQ

O)


73

incremento en el tiempo hasta lograr remociones en el orden del 70% al 80% (figura Nº

4.9b).

a)

b)

Figura N° 4.9: Variación (a) y eficiencia (b) del DBO en el reactor durante la

evaluación de la fase I (comprendida de los días 1 al 121)

El pH fluctuó de 6,9 a 8,0 (figura Nº 4.10b), manteniéndose de forma similar a la

variación presentada por el afluente (6,8 – 8,0).

0

50

100

150

200

250

0 11 22 33 44 55 66 77 88 99 110 121

Tiempo (dia)

DB

O (

mg

/L)

Afluente

Efluente

0,0

20,0

40,0

60,0

80,0

100,0

0 11 22 33 44 55 66 77 88 99 110 121

Tiempo (dia)

% R

emoci

on (D

BO

)


74

La alcalinidad del efluente durante las primeras tres semanas de operación del sistema,

presentó valores mayores a los reportados para el afluente (figura Nº 4.10a),

reduciendo gradualmente su concentración inicial de 1040 a 200 (mg CaCO3/L) en un

período de 28 días. Es importante destacar que en este período el pH también

disminuyo de 7,9 a 7,5 respectivamente y aunque no se determino la concentración de

ácidos grasos volátiles en el efluente, la disminución de la alcalinidad pudo deberse a la

acumulación de estos en el sistema, lo cual refleja en las altas concentraciones de

ácidos encontradas en el lodo.

Mediante la ecuación 4.1 (reacción de formación de ácidos orgánicos) se puede

describir el comportamiento que ocurre, al acumularse los ácidos grasos volátiles:

223 COOHVAHVAHCO

(4.1)

Donde:

3HCO : Bicarbonato

HVA : Ácidos volátiles

VA : Ácidos volátiles.

OH 2 : Agua

2CO : Dióxido de carbono.

Donde la alcalinidad bicarbonática es consumida, la producción del dióxido de carbono

aumenta y el pH disminuye. Sin embargo, al producirse cambios o perturbaciones en la

biomasa del sistema, los ácidos volátiles empiezan a elevarse antes que la alcalinidad

sea consumida, por lo que la reducción del pH ocurre cuando la alcalinidad disminuye.

Del día 28 al día 91, la alcalinidad del lodo se mantuvo en el rango de 200 a 360 mg/L,

presentando valores muy cercanos a los del afluente, aunque ligeramente más altos.

Además durante este período la alcalinidad presentó una tendencia cíclica de

incremento y disminución con valores picos a pH mayores de 7,5. A partir del día 91, la


75

alcalinidad disminuyo a valores menores que los presentados por el afluente, como se

puede observar en la figura N° 4.10a.

a)

b)

Figura Nº 4.10: Alcalinidad (a) y variación del pH (b) en el reactor anaeróbico

durante la evaluación de la Fase I (comprendida de los días 1 al 121)

Los sólidos totales, fijos y volátiles evaluados en el efluente del sistema, presentaron

valores relacionados al encendido del barrelodo, reportando un aumento en las

concentraciones durante los días siguientes del encendido (figura N° 4.11), como

0

200

400

600

800

1000

1200

0 11 22 33 44 55 66 77 88 99 110 121

Tiempo (dia)

Alc

alin

idad

(m

g/L

CaC

O3)

Afluente

Efluente

6,5

7,0

7,5

8,0

8,5

0 11 22 33 44 55 66 77 88 99 110 121

Tiempo (dia)

pH

Efluente


76

producto del lavado del lodo a que estuvo sometido el sistema, en respuesta también a

que fue operado por primera vez bajo condiciones de flujo continuo y la acción del

barrelodo a desplazar la carga hidráulica y con ello las bacterias asociadas hacia la

superficie del líquido aumentando así la superficie de contacto entre las mismas y la

materia orgánica dispuesta a lo largo del reactor produciendo con esto mayor

producción de biomasa bacterial.

Se reportaron además concentraciones pico en el contenido de sólidos totales y fijos,

los días 38 y 47, a concentraciones mayores (608 mg/L y 430 mg/L respectivamente) a

las reportadas por el afluente, cabe destacar que este comportamiento en los sólidos

se repitió en los días siguientes al encendido del barrelodo (figura Nº 4.11)

Figura Nº 4.11: Variación de los sólidos totales en el reactor anaeróbico durante la

evaluación de la Fase I (comprendida de los días 1 al 121)

Es de hacer notar que los sólidos fijos variaron en concentraciones de 170 a 542 mg/L

(valor promedio: 322 mg/L) siguiendo un comportamiento similar al de los sólidos totales

en cuanto a concentración se refiere e indicando que el efluente principalmente estuvo

constituido por sólidos inorgánicos (figura Nº 12), los que durante el primer mes de

operación se fueron acumulando en el sistema en mayor proporción también por la

200

400

600

800

1000

0 11 22 33 44 55 66 77 88 99 110 121

Tiempo (dia)

So

lid

os

To

tale

s (

mg

/L)

Afluente

Efluente


77

acción del barrelodo debido al desplazamiento de la carga hidráulica y la turbulencia

generada a lo largo de cada tubería y por ende en el reactor.

Figura Nº 4.12: Variación de la concentración de sólidos del efluente en el

reactor anaeróbico durante la evaluación de la Fase I.

De igual puede observarse que el afluente también presentó sólidos totales constituidos

en más del 50% por sólidos fijos, los que a partir del día 38 hasta el día 117,

presentaron altas concentraciones en relación a los sólidos volátiles, período en el cual

también se obtuvieron reducciones en los porcentajes de remoción de todos los sólidos

evaluados (figura Nº 4.13). Los sólidos volátiles del efluente variaron de 38 a 292 mg/L

(valor promedio 139 mg/L), disminuyendo en el tiempo y presentando un

comportamiento cíclico y estable a partir del día 84, lo que favoreció su acumulación en

el sistema al final del período de evaluación (figura Nº 4.12). A la vez ellos reportaron

los mayores porcentajes de remoción (mayores del 30%), aun cuando se presentaron

dos ocasiones de remoción nula (los días 38 y 47). Por otro lado, la remoción de sólidos

fijos fue mínima sin llegar a igualar los porcentajes de remoción de sólidos volátiles

(figura Nº 4.13).


78

Como se muestra en la figura Nº 4.13 el sistema de forma repetitiva presentó

disminuciones en los porcentajes de remoción como producto del lavado de lodo, que

favoreció el incremento en la concentración de sólidos del efluente, y modificando este

su calidad al incrementar la concentración de la DQO. Los continuos lavados del lodo

fueron producto de: Severas perturbaciones ocasionadas en el manto de lodo durante

paradas que sufrió el sistema por problemas en la bomba de alimentación; el lodo fue

operado por primera vez bajo condiciones de flujo continuo, exposición de la biomasa a

condiciones ambientales diferentes.

Figura Nº 4.13: Variación de la eficiencia de remoción de sólidos en el efluente

durante la evaluación de la Fase I

El comportamiento presentado por el lodo fue el típico de un lodo en proceso de

aclimatación y de formación de la biomasa capaz de degradar la materia orgánica que

le es suministrada como sustrato, En este sentido, las fluctuaciones obtenidas en los

diferentes parámetros analizados fueron amplias y en muchos casos se presentaron de

forma cíclica, tal como se observa en los resultados obtenidos y que se describen a

continuación:

El pH durante el período de evaluación varió de 6,9 a 7,5 (figura 4.14a); encontrándose

dentro del rango requerido por las bacterias metanogénicas para su desarrollo optimo, a

excepción del primer día de operación donde este valor se incremento de 7,0 (valor que

0,0

20,0

40,0

60,0

80,0

100,0

0 11 22 33 44 55 66 77 88 99 110 121

Tiempo (dia)

% R

em

oció

n (m

g/L

)

Solidos fijos

Solidos volatiles


79

mantuvo antes de su inoculación) a 7,7 como resultado de la modificación en el

equilibrio carbonato debido al aporte de un nuevo sustrato. Además es importante

resaltar que a pH entre 6,7 y 6,9 se reportaron altas concentraciones de ácidos grasos

volátiles, las que favorecen su disminución; mientras que a pH 7,0, los ácidos volátiles

se mantuvieron a concentraciones de 9000 mg/L, donde los ácidos orgánicos son

ionizados presentándose en la forma de acetato y propionato. De lo antes expuesto, se

puede deducir que existe un estrecha relación entre el pH y los ácidos grasos volátiles

(figura Nº 4.14b), los cuales además pueden exhibir alcalinidad modificando la

concentración de la alcalinidad total ya que esta no diferencia la alcalinidad por ácidos

volátiles, situación que explica el comportamiento de la alcalinidad presentada por el

lodo, la cual alcanzo valores de hasta 8180 mg/L de CaCO3.

En esta primera fase de evaluación también pudo observarse altas concentraciones en

la DQO (figura Nº 4.15b), las cuales aumentaron en el tiempo debido a la acumulación

de materia orgánica, lo cual se refleja de igual forma en los ácidos grasos volátiles, los

que en el primer mes de operación del sistema se mantuvieron en altas

concentraciones como producto de la baja capacidad degradativa presentada y

reflejada en los bajos valores de actividad metanogénica reportada por el lodo (0,001 -

0,005 gDQO/gSV*d) en el lapso antes mencionado. Sin embargo, al final de la fase I las

concentraciones de la DQO disminuyeron, los ácidos grasos se mantuvieron en el rango

de 11000 – 12000 mg/L e incremento la actividad metanogénica.


80

c)

b)

a)

Figura Nº 4.14: Variación del pH (a), ácidos grasos volátiles (b) y alcalinidad (c)

del lodo durante la fase I

0

2

4

6

8

10

0 11 22 33 44 55 66 77 88 99 110 121

Tiempo (dia)

Alc

alin

idad

*10

^3 (

mg

CaC

O/L

)

5

10

15

20

25

0 11 22 33 44 55 66 77 88 99 110 121

Tiempo (dia)

Aci

do

s g

raso

s vo

lati

les

*10^

3 (m

g/L

)

6,6

6,8

7,0

7,2

7,4

7,6

7,8

0 11 22 33 44 55 66 77 88 99 110 121

Tiempo (dia)

pH


81

Las concentraciones de sólidos totales se presentaron siguiendo un patrón cíclico

(figura Nº 4.15a), en el cual durante el primer mes de evaluación tendieron a disminuir

debido a un proceso de lavado gradual del lodo, posiblemente como un mecanismo

selectivo a través del cual se logra la eliminación del lodo más liviano . Posteriormente

del día 38 al 95 se incrementaron dichas concentraciones, promoviéndose su

acumulación en el reactor para decrecer nuevamente del día 97 al 106 y volver a

incrementarse al final del período.

Los sólidos totales estuvieron constituidos principalmente por sólidos fijos, como puede

observarse en la figura Nº 4.15a, en términos porcentuales se mantuvo el contenido de

sólidos fijos y volátiles durante todo el período de evaluación, lo que sugiere que el

constante lavado del lodo a que estuvo sometido el sistema, era necesario para lograr

la selectividad del lodo y con ello alcanzar las condiciones requeridas para garantizar un

tratamiento eficiente y sobre todo estable.

A pesar de este comportamiento fluctuante en el medio donde se desarrollo la biomasa,

la actividad metanogénica se incremento gradualmente en el tiempo (0,001 a 0,115 g

DQO/gSV*d) aun al disminuir de forma inicial al valor en relación al valor que

presentaba antes de ser inoculado en el reactor. Este incremento gradual obedece al

proceso de aclimatización y formación de la biomasa la cual se ve afectada en gran

proporción por el mayor contacto que existe entre la materia orgánica y las bacterias al

entrar en juego el barrelodo hidráulico


82

a)

b)

Figura Nº 4.15 Variación en la concentración de sólidos (a) y DQO (b) en el

lodo durante la evaluación de la fase I

0

200

400

600

800

0 11 22 33 44 55 66 77 88 99 110 121Co

nce

ntr

ació

n d

e so

lid

os

(m

g/L

)

Tiempo (dia)

Sólidostotales

Sólidosfijos

Sólidosvolátiles

0

200

400

600

800

1000

0 11 22 33 44 55 66 77 88 99 110 121

Tiempo (dia)

DQ

O *

10^3

(m

g /L

)


83

El análisis global de los resultados obtenidos, referentes al comportamiento del sistema

durante esta primera fase de evaluación, denota que a pesar de la baja actividad

metanogénica presentada por el lodo, los porcentajes de remoción al final del período

fueron aceptables como resultados no solo de la aclimatización del lodo a las

condiciones de operación impuestas, sino también a la sedimentación de material

orgánico provocado por el largo tiempo de retención hidráulico a que estuvo sometido el

sistema. Además en esta primera fase se observa un alto crecimiento de biomasa

debido a la acción del barrelodo a desplazar la materia orgánica a la superficie del

líquido produciendo cierta turbulencia obteniendo mayor superficie de contacto entre el

lodo y la materia que entra al sistema.

5.4.2 Fase II:

Tiempo de retención hidráulica (TRH): 16 horas

Caudal: 51 d

m3

Las condiciones de operación de la fase II se mantuvieron por un período de 20 días.

Durante el período antes mencionado, el rango en la fluctuación de la carga orgánica

asociada al caudal tratado, fue menor que el obtenido en la fase I, con un rango entre

0,19 y 0,67 kg DQO/m3*d y con valores que se repiten en el rango de 0,25 a 0,55 kg

DQO/m3*d (figura N° 4.16). Los valores extremos corresponden a concentraciones de

DQO del afluente en el orden de los 400 mg/L y distribuidos entre los primeros 11 días

de operación bajo estas nuevas condiciones de operación hidráulica. Al final del período

la carga orgánica se mantuvo en el rango de 0,25 a 0,55 kg DQO/m3*d con una

concentración promedio de la DQO del afluente de 239 mg/L.

Las fluctuaciones de la carga orgánica en términos de la DBO fueron menores,

encontrándose en el rango de 0,12 a 0,20 kg DBO/m3*d, lo cual refleja el aporte en el

contenido de materia orgánica biodegradable que entra en el sistema.


84

Figura N° 4.16: Carga orgánica aplicada al reactor durante

la evaluación de la fase II

Durante esta fase, el sistema presentó mejores condiciones que las presentadas en la

fase anterior, pudiéndose observar los siguientes aspectos:

La DQO del efluente varió en concentraciones de 48 a 180 mg/L, con un valor promedio

98 mg/L y sin exceder las concentraciones presentadas por el afluente, lo que

claramente evidencia que durante esta fase el sistema removió gran parte del DQO

suministrado. A partir del día 137 se obtuvieron valores más o menos constantes en el

orden de 48 a 99 mg/L (figura N° 4.17a), lográndose porcentajes de remoción en el

orden del 70%.

En las figuras N° 4.17a y N° 4.17b se puede observar que las mayores fluctuaciones en

la DQO del afluente y por ende en los porcentajes de remoción (40,2%-80,1%) se

presentaron durante los primeros 8 días de operación, donde la carga orgánica aplicada

también sufrió las mayores variaciones, pudiendo observarse como consecuencia,

reducciones en los porcentajes de remoción de forma posterior a la entrada de una


85

carga orgánica mayor a la mantenida en el sistema. Esta situación se presentó el día

124, un día después que el sistema recibió una carga orgánica de 0,45 kg DQO/m3*d,

en donde el sistema redujo su porcentaje de remoción a 41,4%.

Lo antes expuesto indica que el sistema fue inhibido de forma temporal, logrando

expulsar los compuestos químicos inorgánicos y presentando recuperaciones rápidas

sin producirse el fenómeno de lavado de lodo, el que únicamente se presentó el primer

día de operación como resultado del inicio del funcionamiento del barrelodo y el

incremento en la carga hidráulica aplicada al sistema.

- La concentración de DBO en el efluente se mantuvo en el rango de 23 a 40 mg/L

(valor promedio 31 mg/L) como se puede observar en la figura nº 4.18a, obteniéndose

porcentajes de remoción mayores del 60% (entre 62,6 y 71,3%) con un valor promedio

durante todo el período del 66,2% y con fluctuaciones menores a las reportadas en la

evaluación de la fase anterior, lo que se puede notar en la figura Nº 4.18b. La figura Nº

4.18a muestra que la disminución en la concentración de la DBO del efluente fue

proporcional y paralela a la disminución en la concentración de la DBO del afluente,

logrando alcanzar valores inferiores al valor límite que establece la normativa

venezolana de descarga de efluentes líquidos (60 mg/L).


86

a)

b)

Figura Nº 4.17: Variación de la DQO (a) y eficiencia en DQO (b) obtenida en el reactor

durante la fase II

0

100

200

300

400

500

122 127 132 137 142

DQ

O (

mg

/L)

Tiempo (días)

afluente

efluente

0

20

40

60

80

100

122 127 132 137 142

% r

em

oci

ón

(D

QO

)

Tiempo (días)


87

a)

b)

Figura Nº 4.18: Variación de la DBO (a) y eficiencia en DBO (b) obtenida en el reactor

durante la fase II

0

20

40

60

80

100

120

140

122 127 132 137 142

DB

O (

mg

/L)

Tiempo (días)

afluente

efluente

50

55

60

65

70

75

122 127 132 137 142

% r

emo

ció

n (

DB

O)

Tiempo (días)


88

El pH en el efluente varió entre 7,0 y 7,8 (figura N° 4.19), presentando al igual que los

demás parámetros marcadas fluctuaciones durante los primeros 10 días de operación

donde se presentaron los valores más altos de pH (7,6 – 7,8), los que al final del

período se mantuvieron menores que los del afluente y siguiendo un patrón de

comportamiento muy similar al de este último, con incrementos y disminuciones cíclicas.

Figura Nº 4.19: Variación del pH obtenida en el reactor durante la evaluación

de la fase II

En este lapso de 10 días, la alcalinidad en el reactor también se incrementó

gradualmente de 256 a 340 mg CaCO3/L, disminuyendo posterior a este período de

forma gradual y cíclica hasta alcanzar valores menores a los presentados por el

afluente, el que mantuvo valores más o menos constantes durante el período de

evaluación (figura N° 4.20). Este comportamiento de la alcalinidad y del pH en el

efluente, es producto de la acumulación de ácidos grasos volátiles, los que en el lodo se

mantuvieron a concentraciones altas.

6,5

6,7

6,9

7,1

7,3

7,5

7,7

7,9

122 124 126 128 130 132 134 136 138 140 142

pH

Tiempo (días)


89

Figura Nº 4.20: Variación de la alcalinidad obtenida en el reactor durante la

evaluación de la fase II

La concentración de sólidos totales en el efluente se mantuvo en el rango de 438 a 556

mg/L (figura N° 4.21), a excepción del primer día de análisis donde presentó una

concentración de 820 mg/L mayor a la reportada por el afluente (598 mg/L), lo que fue

el resultado combinado del incremento en el caudal de operación y de la acción del

barrelodo; ya que el mismo había iniciado su ciclo de funcionamiento el día anterior del

incremento en el caudal de operación, lo que ocasionó el lavado del lodo liviano que se

había acumulado en la fase anterior. Con respecto a los sólidos totales también pudo

observarse que las concentraciones en el efluente, aunque fueron menores que las

obtenidas para el afluente; en términos generales no corresponden a diferencias

significativas, reflejándose en los bajos porcentajes de remoción obtenidos durante el

período.

150

200

250

300

350

120 125 130 135 140

Alc

alin

ida

d (

mg

/L C

aCO₃)

Tiempo (días)

afluente

efluente


90

Figura Nº 4.21: Variación del comportamiento de los sólidos totales obtenida en el

reactor durante la evaluación de la fase II

La composición de sólidos totales en el efluente estuvo constituida principalmente por

sólidos fijos en concentraciones de 158 a 446 mg/L (figura N° 4.22a), obteniéndose una

concentración de 700 mg/L al inicio de la fase. Es de hacer notar que los sólidos fijos

siguieron un comportamiento similar al de los sólidos totales, con pequeñas reducciones

en la concentración de salida los días 130 y 137, promoviéndose su acumulación en el

reactor. Los sólidos volátiles por el contrarío, aumentaron en este período

manteniéndose en concentraciones de 120 a 208 mg/L.

Durante los primeros 8 días de operación los sólidos volátiles se acumularon en el

reactor, presentado porcentajes de remoción mayores a los obtenidos por los sólidos

fijos en el orden del 50 al 80% y disminuyendo al final del período a porcentajes

menores del 50%. Como se observa en la figura N° 4.22b, la remoción de sólidos fijos

también fue mayor en este lapso sin llegar a igualarse a la remoción de los sólidos

volátiles, los que disminuyeron al final del período posiblemente por el efecto producido

por el barrelodo, lo cual fue un mecanismo para reducir el material que se ha

acumulado en el sistema después de la entrada de una concentración alta de sólidos

totales como ocurrió el día 131 (570 mg/L).

300

500

700

900

1100

1300

1500

121 126 131 136 141

Só

lido

s t

ota

les

(m

g/L

)

Tiempo (días)

afluente

efluente


91

a)

b)

Figura Nº 4.22: Variación en la concentración (a) y eficiencia (b) de remoción de sólidos

en el reactor durante la evaluación de la fase II

0

200

400

600

800

1000

121 126 131 136 141

Co

nce

ntr

ació

n d

e só

lido

s (

mg

/L)

Tiempo (días)

sólidos totales

sólidos fijos

sólidosvolátiles

0

20

40

60

80

100

121 126 131 136 141

% D

e r

emo

ció

n

Tiempo (días)

sólidos fijos

sólidos volátiles


92

De los resultados obtenidos se establece que el comportamiento del lodo en el reactor

durante la fase II de evaluación, obedece a la acumulación de ácidos grasos volátiles

provocado por una brusca reducción en la actividad metanogénica, pudiendo

observarse que aun bajo esas condiciones, el lodo es capaz de mantener la capacidad

amortiguadora lo cual permite que el pH no disminuya a valores críticos para el

desarrollo de las bacterias metanogénicas e indicando que los altos porcentajes de

remoción obtenidos en el sistema, también son producto de la sedimentación de

material orgánico que se produjo en el mismo durante el período en el cual el barrelodo

no se encontraba en funcionamiento. El comportamiento presentado por el lodo se

describe a continuación:

El pH en el lodo se mantuvo en el rango de 6,9 a 7,3 con valores que fluctuaron entre

7,0 y 7,1 al final del período, observándose que con cada incremento en las

concentraciones de ácidos grasos volátiles, el pH disminuye a valores entre 6,9 y 7,0

(figura N° 4.23).

Figura Nº 4.23: Variación del comportamiento del pH en el lodo durante la


6,5

6,7

6,9

7,1

7,3

7,5

123 125 127 129 131 133 135 137 139 141

pH

Tiempo (días)


93

La alcalinidad total en el lodo se incrementó de forma brusca después de 7 días de

operación llegando a alcanzar valores de hasta 17000 mg/L (figura N° 4.24), los que no

se consideran representativos del sistema, ya que las altas concentraciones de ácidos

grasos volátiles presentadas enmascaran el verdadero valor de la alcalinidad

bicarbonática.

Figura Nº 4.24: Variación en la concentración de la alcalinidad total en el lodo

durante la evaluación de la fase II

De acuerdo a los resultados obtenidos, a pesar de que la alcalinidad disminuyó cuando

se presentaron las mayores concentraciones de ácidos grasos volátiles (figura N° 4.25)

y que el contenido de materia orgánica presente en el lodo se incrementó en

concentraciones de DQO entre 63000 y 90000 mg/L (figura Nº 4.26) con fluctuaciones

menores a las reportadas en la fase analizada anteriormente; la alcalinidad no llegó a

consumirse totalmente ya que los valores de pH se mantuvieron cercanos a la

neutralidad.

0

5

10

15

20

123 128 133 138

Alc

alin

idad

*10

³ (m

g C

aCO₃/L)

Tiempo (días)


94

Figura Nº 4.25: Variación en la concentración de los ácidos grasos volátiles en el

lodo durante la evaluación de la fase II

Figura Nº 4.26: Variación en la concentración de DQO en el lodo durante la


10

15

20

25

30

35

123 128 133 138

Áci

do

s g

ras

os

volá

tile

s *

10³

(mg

/L)

Tiempo (días)

60

65

70

75

80

85

90

95

123 128 133 138

DQ

O *

10³

(mg/L

)

Tiempo (días)


95

Los sólidos totales presentaron concentraciones entre 270910 y 355670 mg/L que

corresponden a porcentajes entre 23,5 y 30,2%, estando constituido principalmente por

sólidos fijos que continuaron representando las tres cuartas partes de los mismos, con

concentraciones entre 198110 y 275880 mg/L que a su vez corresponden al 73,1 y

76,3% de los sólidos totales (figura N° 4.27).

Los sólidos volátiles por su parte se presentaron en concentraciones entre 70280 y

85830 mg/L que representan entre el 23,7 y 26,9% de los sólidos totales, los que están

constituidos en casi un 98% por sólidos suspendidos tal como se comprobó a partir del

día 122.

Figura Nº 4.27: Variación en la concentración de la alcalinidad en el lodo durante

la evaluación de la fase II

La actividad metanogénica disminuyó bruscamente desde 0,113 gDQO/gSV*d, valor

con que inició el período, hasta 0,036 gDQO/gSSV*d, sin poder verificar si ésta

incrementó al final del período ya que el valor obtenido en el último análisis no fue

0

100

200

300

400

500

123 128 133 138

Só

lido

s *1

0³

(mg

/L)

Tiempo (días)

sólidostotales

sólidosfijos

sólidosvolátiles


96

representativo por posible intoxicación del lodo con la solución de nutrientes utilizada en

el ensayo.

5.4.3 Fase III:

Tiempo de retención hidráulica (TRH): 6 horas

Caudal: 136 d

m3

Esta fase fue evaluada durante un período de 40 días que corresponden del día 143 al

183 del período global de evaluación. Durante esta fase el sistema estuvo sometido a

un significativo incremento en la carga hidráulica al incrementarse el caudal de

operación de 51 a 136 m3/d, con el consiguiente incremento sobre la carga orgánica

asociada e ese caudal.

En este sentido, la carga orgánica fluctuó en el período de evaluación de 1,02 a 3,63

kgDQO/m3*d (figura N° 4.28), lográndose una carga orgánica promedio de 1,6

kgDQO/m3*d, si se desprecian las correspondientes a 3,63 kgDQO/m3*d, las que se

presentaron únicamente los días 159 y 160 posiblemente como resultado de una

descarga puntual de líquidos residuales industriales los que incrementaron la DQO del

afluente en una concentración de 910 mg/L.

Como se observa en la figura N° 4.28, se obtuvieron cargas orgánicas de 2,00 a 2,15

kgDQO/m3*d distribuidas al inicio y final del período, correspondientes a

concentraciones de DQO entre 512 y 540 mg/L, mientras que las cargas orgánicas 1,02

y 1,91 kgDQO/m3*d se presentaron durante todo el período y corresponde a

concentraciones de DQO en el rango de 256 a 480 mg/L.

La carga orgánica en términos de la DBO también se incrementó gradualmente a

valores entre 0,27 y 0,76 kgDBO/m3*d con valores de DBO en el rango de 67 a 192

mg/L. Estos valores son menores en comparación a los de la DQO y corresponden al

contenido de materia orgánica biodegradable aportado por el afluente, al sistema.


97

Figura N° 4.28: Carga orgánica aplicada al reactor durante la evaluación de

la fase III

El reactor presentó un comportamiento más estable que el obtenido en las fases

evaluadas anteriormente, lo que se refleja en las siguientes observaciones:

La DQO en el efluente predominante presentó valores en el rango de 64 a 145 mg/L

(figura N° 4.29) con una concentración de promedio de 98 mg/L, a excepción de los

días 151, 164 y 174 donde se obtuvieron concentraciones de 180, 160 y 304 mg/L

respectivamente, como resultado en el incremento en las cargas orgánicas mantenidas

previo a la entrada de concentraciones de DQO altas aportadas por el afluente y cuyos

efectos se manifestaron de forma posterior, modificando temporalmente la calidad del

efluente.

El sistema soportó y amortiguó la sobrecarga orgánica aportada por el afluente los días

159 y 160 (DQO de 910 mg/L y carga orgánica de 3,63 kgDQO/m3*d), presentando


98

después de este período ligeros incrementos en el contenido de materia orgánica del

efluente, los que en períodos cortos de tiempo (24 y 48 horas) volvieron a disminuir de

forma gradual.

Figura Nº 4.29: Variación en la concentración de la DQO en el reactor durante la

evaluación de la fase III

Los porcentajes de remoción obtenidos fueron relativamente altos, mayores del 60%, si

se ignoran las reducciones en remoción obtenidas los días 150, 164 y 174 (figura N°

4.30) como efecto secundarío provocado por el incremento en la carga orgánica. No

obstante, aun considerando estos porcentajes (33,3%, 54,5% y 26,9%) se alcanzó en el

período una eficiencia promedio del 72,5% con concentraciones y por lo tanto

porcentajes de remoción más o menos estables, al final del mismo.

0

200

400

600

800

1000

144 154 164 174

DQ

O (

mg

/L)

Tiempo (días)

afluente

efluente


99

Figura Nº 4.30: Variación en la eficiencia de remoción de DQO en el reactor

obtenida durante la evaluación de la fase III

La concentración de la DBO en el efluente siguió un comportamiento decreciente en el

tiempo con valores en el rango de 44 mg/L a 19 mg/L (figura N° 4.31a) y con

porcentajes de remoción que se incrementaron de 34,3% a 84,2% con una eficiencia

promedio de 71,1% (figura N° 4.31b).

20

40

60

80

100

144 149 154 159 164 169 174 179

% D

e r

emo

ció

n (

DQ

O)

Tiempo (días)


100

a)

b)

Figura Nº 4.31: Variación en la concentración de la DBO (a) y eficiencias (b) obtenidas

en el reactor durante la evaluación de la fase III

0

50

100

150

200

144 149 154 159 164 169 174 179

DB

O (

mg

/L)

Tiempo (días)

afluente

efluente

20

40

60

80

100

143 148 153 158 163 168 173 178 183

% D

e r

emo

ció

n (

DB

O)

Tiempo (días)


101

El pH en el efluente fluctuó entre 7,0 y 7,9 presentándose las mayores variaciones con

pH mayores de 7,5; el último mes de evaluación (figura N° 4.32).

Figura Nº 4.32: Variación del comportamiento del pH en el reactor durante la


La alcalinidad del reactor presentó un comportamiento de incremento y disminución de

tendencia cíclica tal como se muestra en la figura N° 4.33, con concentraciones en el

rango de 212 a 308 mg CaCO3/L y una concentración promedio de 263 mg/L. El

comportamiento tanto de la alcalinidad como del pH, se presentan al igual que en las

fases anteriores en función de la concentración de ácidos grasos volátiles.

7

7,2

7,4

7,6

7,8

8

144 149 154 159 164 169 174 179

pH

Tiempo (días)


102

Figura Nº 4.33: Variación de la alcalinidad en el reactor durante la evaluación de la

fase III

Los sólidos totales del efluente variaron de 406 a 488 mg/L (figura N° 4.34),

presentando el día 159 una concentración de 624 mg/L debido a la entrada de 738 mg/L

de sólidos totales en el afluente y que corresponden al día donde se incrementó la

carga orgánica en el sistema a 3,63 kgDQO/m3*d.

Los sólidos totales del efluente se incrementaron los primeros quince días de operación,

como producto del movimiento de la materia orgánica producido por el funcionamiento

del barrelodo que favoreció la salida de material sólido fino y por el incremento en la

carga orgánica; posteriormente, disminuyendo de forma gradual por aclimatación a las

condiciones de operación hidráulica aplicadas. Durante todo el período de evaluación

estuvieron constituidos por sólidos fijos, con porcentajes de remoción que se

incrementaron de 12,2 a 33,7% al finalizar el mismo.

200

220

240

260

280

300

320

340

143 153 163 173 183

Alc

alin

ida

d (

mg

/L C

aCO₃)

Tiempo (días)

afluente

efluente


103

Figura Nº 4.34: Variación de la concentración de los sólidos totales en el reactor

durante la evaluación de la fase III

Los sólidos fijos del efluente al igual que los del afluente, presentaron un

comportamiento similar al de los sólidos totales, con concentraciones en el rango de

278 a 446 mg/L (figura Nº 4.35a) y con porcentajes de remoción no mayores del 23,1%

(figura N° 4.35b). Obteniéndose del día 155 al 162 concentraciones mayores a las del

afluente, lo que posiblemente se debió a la acumulación de los mismos durante los

períodos que corresponden al incremento en las cargas orgánicas aplicadas.

Los sólidos volátiles por el contrarío se mantuvieron en concentraciones por debajo de

los sólidos fijos, el rango de 82 a 178 mg/L (figura Nº 4.35a) con un valor promedio de

136 mg/L y con porcentajes de remoción que se incrementaron en el tiempo de 16,8 a

55,6% (figura N° 4.35b) a partir de los primeros diez días en que el sistema fue operado

bajo las condiciones de la fase III.

300

400

500

600

700

800

143 153 163 173 183

Só

lido

s to

tale

s (m

g/L

)

Tiempo (días)

afluente

efluente


104

a)

b)

Figura Nº 4.35: Variación en la concentración de los sólidos (a) y eficiencias en

remoción de sólidos (b) obtenidas en el reactor durante la evaluación de la fase III

0

100

200

300

400

500

600

700

800

143 148 153 158 163 168 173 178 183

Co

nce

ntr

aci

ón

de

só

lido

s (

mg

/L)

Tiempo (días)

sólidostotales

sólidosfijos

sólidosvolátiles

0

10

20

30

40

50

60

70

143 148 153 158 163 168 173 178 183

% D

e r

emo

ció

n

Tiempo (días)

sólidosfijos

sólidosvolátiles


105

El lodo inoculado en el reactor durante esta fase de evaluación, presentó valores de pH

que fluctuaron entre 7,0 y 7,1 (figura N° 4.36a)con altas concentraciones en la

alcalinidad total, la cual varió de 7500 a 14500 mg CaCO3/L (figura N° 4.36b)

influenciada por el aporte suministrado por las altas concentraciones de ácidos grasos

volátiles reportadas en el mismo con un rango de valores de 14000 a 52200 mg/L como

se puede observar en la figura N° 4.36c, situación que se evidencia en la siguiente

relación:

A pH 7,0; como se observa en la figura N° 4.36a, N° 4.36b y N° 4.36c se

presentaron las mayores concentraciones de ácidos grasos volátiles (29000 a

52200 mg/L) y a la vez, las mayores concentraciones de alcalinidad total

(9750 a 14500 mg/L).

A pH 7,1; las concentraciones de ácidos grasos volátiles fueron menores de

28000 mg/L y la alcalinidad total se mantuvo a valores menores o iguales a

9000 mg/L (figura N° 4.36a, N° 4.36b y N° 4.36c).


106

a)

b)

c)

Figura N° 4.36: Variación de pH (a), alcalinidad (b) y ácidos grasos volátiles (c)

en el lodo durante la evaluación de la fase III

6,5

6,7

6,9

7,1

7,3

7,5

149 154 159 164 169 174 179

pH

Tiempo (días)

6

8

10

12

14

16

149 154 159 164 169 174 179

Alc

alin

idad

*10

³ (m

g C

aCO₃/

L)

Tiempo (días)

10

20

30

40

50

60

149 154 159 164 169 174 179

Áci

do

s g

ras

os

volá

tile

s *

10³

(mg

/L)

Tiempo (días)


107

El contenido de materia orgánica en el lodo fluctuó en concentraciones de DQO en el

rango de 48000 a 91036 mg/L (figura N° 4.37), presentándose las mayores

concentraciones cuando las concentraciones de ácidos grasos volátiles también fueron

mayores, como resultado de una degradación incompleta de la materia orgánica;

fenómeno que se presentó principalmente durante los primeros veinte días de

operación del sistema, a consecuencia de la disminución en la actividad metanogénica

en el lodo, de 0,005 a 0,001 gDQO/gSSV*d. Observándose que con el mínimo

incremento presentado por la actividad metanogénica (0,003 gDQO/gSSV*d) al final del

período, la concentración de ácidos grasos volátiles y DQO disminuyeron (figura Nº

4.37).

Figura Nº 4.37: Variación de la concentración de DQO en el lodo durante la


40

50

60

70

80

90

100

149 154 159 164 169 174 179

DQ

O *

10³

(mg/L

)

Tiempo (días)


108

La concentración de sólidos totales se redujo en el período de 306050 a 217580 mg/L

(figura N° 4.38)que en términos porcentuales corresponde a una reducción del 26,8 al

22,1%, constituidos principalmente por sólidos fijos, los que disminuyeron su

concentración a un valor promedio 72,4%, mientras que los sólidos volátiles

incrementaron del 25,5% en la fase anterior al 27,6%, con el consiguiente incremento

en los sólidos suspendidos volátiles, los que continuaron representando una fracción del

98%.

Figura Nº 4.38: Variación de la concentración de los sólidos en el lodo durante la


0

50

100

150

200

250

300

350

149 154 159 164 169 174 179

Só

lido

s *1

0³

(mg

/L)

Tiempo (días)

sólidostotales

sólidosfijos

sólidosvolátiles


109

5.5 EVALUAR EL COMPORTAMIENTO DE CADA UNA DE LAS FASES, CON EL FIN

DE PROPONER LAS ALTERNATIVAS QUE PERMITEN OBTENER LOS MAYORES

PORCENTAJES DE REMOCIÓN EN MATERIA ORGÁNICA.

Con el propósito de evaluar el funcionamiento del sistema barrelodo-reactor anaeróbico

para el tratamiento de aguas residuales de origen domestico en climas tropicales y

mediante la aclimatación y adaptación del inóculo utilizado en la presente investigación,

se desarrollaron las tres fases expuestas anteriormente que comprenden diferentes

condiciones operativas, a fin de establecer bajo qué condiciones el sistema se

comportan de forma estable logrando la obtención de los mayores porcentajes de

remoción de materia orgánica y de acuerdo a la normativa vigente de descarga de

líquidos residuales.

El análisis global del comportamiento del sistema como se indico al inicio de este

objetivo, se realizo en función a los valores promedios obtenidos en cada fase, ya que

el comportamiento específico de cada una de ellas se realizo en el objetivo anterior.

5.5.1 Condiciones de operación

Las condiciones de operación que se mantuvieron en el reactor, requirieron de la

regulación diaria y manual del caudal de alimentación ya que no se contó con un

dispositivo automático que facilitara esta actividad.

La tabla Nº 4.6 resume las condiciones de operación según cada fase evaluada,

pudiendo observarse incrementos básicamente desde la fase I hasta la fase III en la

carga hidráulica.

La carga orgánica asociada al caudal tratado presentó durante la fase I un rango de

variación mayor (0,11 a 0,89 kg DQO/m3.d) al presentado en la fase II (0,16 a 0,67 kg

DQO/m3.d), debido a que, además de recibir el aporte de efluentes industriales se


110

desarrolló durante el periodo lluvioso, lo que favoreció el incremento en DQO en el

afluente por el arrastre de materia orgánica hacia el colector.

La carga orgánica en términos de DBO, presentó fluctuaciones menores con pequeños

incrementos al aumentar la carga hidráulica aplicada al reactor, lo que evidencia el bajo

aporte de materia orgánica biodegradable suministrada por el afluente.

Tabla Nº 4.6: Condiciones de operación del sistema barrelodo-reactor, en cada

fase de evaluación desarrollada

Fase

TRH (horas)

Carga

Hidráulica

(m3/m2*d)

Caudal

(m3/d)

Carga orgánica

(kg DQO/m3*d)

Carga orgánica

(kg DBO/m3*d)

I 24 1,69 34 0,11 - 0,89 0,09-0,21

II 16 2,54 51 0,16 - 0,67 0,12-0,20

III 6 6,77 136 1,02-3,63 0,27-0,76

5.3.2 Comportamiento del sistema barrelodo-reactor.

Los resultados obtenidos a lo largo del período de evaluación en el reactor demuestran

que a pesar de haber sido inoculado con lodo primario y llevado únicamente a

condiciones anaeróbicas, este presentó desde la fase I porcentajes de remoción tanto

en DQO como la DBO mayores del 50 %, los cuales se incrementaron de forma gradual

al disminuirse el tiempo de retención hidráulico e incrementarse la carga hidráulica en el

reactor, hasta alcanzar porcentajes promedio del 72,5 % en DQO y del 71,1 % en DBO

durante la fase III (tabla Nº 4.7).

Es importante resaltar que las concentraciones promedio en DQO y DBO obtenidas en

el efluente (98 mg/L y 33 mg/L, respectivamente) durante la fase III, cumplen con la

normativa venezolana de descarga de líquidos residuales que establece valores de 700

mg/L para DQO y de 350 mg/L para DBO. Sin embargo, en el caso de los sólidos


111

totales en el efluente presentó valores cercanos a los valores límite que establece esta

normativa, pudiendo observarse porcentajes de remoción menores del 50% en todas

las fases evaluadas, obteniéndose las mayores eficiencias durante las fases I y II

posiblemente por efectos de sedimentación del material sólido hacia el lodo provocado

por los prolongados tiempos de retención hidráulico (24 y 16 horas) a que estuvo

sometido el sistema.

El pH del efluente se mantuvo en un valor promedio de 7,4 con alcalinidades que

disminuyeron gradualmente de 372 a 263 mg CaCO3/L posiblemente por la

acumulación de ácidos grasos volátiles, los que en el lodo presentaron promedios que

se incrementaron en cada fase desarrollada, indicando que aunque la actividad

metanogénica se mantuvo en el rango de 0,030 g DQO/ g SSV.d y que durante la fase

III los sólidos volátiles presentaron en el lodo un ligero incremento, no se habían

alcanzado las condiciones requeridas para lograr la degradación completa de los ácidos

volátiles producidos por las bacterias acidogénicas.

Sin embargo, aun con todas estas fluctuaciones el sistema presentó una excelente

capacidad amortiguadora, logrando que las disminuciones en el pH fueran mínimas sin

llegar a alcanzar los valores límites recomendados en la literatura revisada para el

desarrollo de las bacterias metanogénicas (6,5-7,5).

En base a los resultados favorables obtenidos en la evaluación de las fases

desarrolladas y a fin de alcanzar mayor eficiencia y estabilidad del sistema, es

necesario que los sólidos totales continúen disminuyendo y se invierta la relación entre

sólidos fijos y volátiles presentadas por el lodo, lo cual puede lograrse reduciendo el

tiempo de retención hidráulica con el incremento del caudal de operación para permitir

la salida del material sólido con poca capacidad de sedimentación que impide la

agrupación de las bacterias metanogénicas, retrasando el proceso de digestión

anaeróbica.


112

Tabla Nº 4.7: Valores promedio de las concentraciones y eficiencias presentadas

por el efluente del sistema barrelodo-reactor en cada fase desarrollada.

PARÁMETRO Fase I Fase II Fase III

pH 7,5 7,4 7,4

Alcalinidad (mg CaCO3/L) 372 272 263

DQO (mg/L) 112 98 98

% Remoción de DQO 55,0 62,2 72,5

DBO (mg/L) 54 31 33

% Remoción de DBO 62,9 66,2 71,1

Sólidos totales (mg/L) 459 487 475

% Remoción de sólidos totales 26,8 28,6 19,8

Sólidos volátiles (mg/L) 139 136 136

% Remoción de sólidos volátiles 46,6 47,9 38,6

Los resultados obtenidos durante la evaluación de la fase I (ver tabla N°4.7) reflejan que

el sistema al mes de operación presentaba porcentaje de remoción aceptable como

efecto no solo de la degradación sino también de sedimentación. Este ultimo efecto

ocasionó la acumulación de sólidos con el incremento gradual en la carga hidráulica

presentadas en las fases siguientes, es decir estos no podían ser evacuados totalmente

del reactor.

El incremento en la carga hidráulica con que fue operado el sistema durante las 3 fases

evaluadas no fue influyente en el comportamiento de la concentración de sólidos

totales, debido a que los sólidos finamente divididos y con poca capacidad de

sedimentación fueron arrastrados por el efluente, lo que se evidencia en la reducción de

sólidos totales que presentó el lodo (de 25,6% en la fase I a 24,3% en la fase III) de

forma marcada en la evaluación de estas dos fases (ver tabla N°4.8).

La fase III con una carga hidráulica mayor, presentó en el efluente concentraciones de

sólidos volátiles mayores a los que presentaron las fases I y II con porcentajes de

remoción de 38,6 %, lo que indica que la biomasa en el reactor se ha adaptado a estas


113

nuevas condiciones hidráulicas y lo que a su vez se refleja en el incremento de los

sólidos volátiles en el lodo de 24,7% en la fase I a 27,6% en la fase III (ver tabla N°4.8).

Tabla Nº 4.8: Valores promedios de los parámetros físico – químicos evaluados en

el lodo en cada fase desarrollada.

Parámetro Fase I Fase II Fase IIIpH 7,2 7,1 7,0Alcalinidad (mg CaCO3/L) 2052 8579 10525 DQO (mg/L) 156728 78782 78797

Ácidos grasos volátiles (mg/L) 12034 21262 34695

Sólidos totales (mg/L) Expresado como % en peso

292661 (25,6)

292717 (26,0)

257474 (24,3)

Sólidos fijos (mg/L) Expresado como % de sólidos totales.

220467 (75,3)

218860 (74,7)

186328 (72,4)

Sólidos volátiles (mg/L) Expresado como % de sólidos totales

72194 (24,7)

73857 (25,3)

71146 (27,6)

Actividad metanogénica (g DQO/g SSV.d) 0,032 0,034 0,030


114

Tabla Nº 4.9: Matriz de selección para identificar la alternativa que permita

obtener los mayores porcentajes de remoción en materia orgánica.

Parámetros % Ponderación

Fase I Fase II Fase III

pH 10 2 0,2 4 0,4 4 0,4

Alcalinidad (mg CaCO3/L) 10 5 0,5 3 0,3 2 0,2

% Remoción de DQO 30 2 0,6 3 0,9 5 1,5

% Remoción de DBO 30 3 0,9 3 0,9 5 1,5

%Remoción de sólidos

totales

20

4 0,8 4 0,8 3 0,6

Σ 100 - 3,0 - 3,3 - 4,2

En base a lo antes expuesto y después de analizar los resultados presentados en las

tablas Nº 4.9, se concluye que la fase en la cual el comportamiento del sistema

presentó las mejores condiciones fue la fase III que a pesar de sufrir incrementos en el

efluente en las concentraciones de sólidos totales se obtuvieron los mayores

porcentajes de remoción de materia orgánica.

De los resultados obtenidos por el lodo, puede observarse que las mejores condiciones

se obtuvieron en la fase III, lo que comprueba que estos sistemas de tratamiento operan

de forma eficiente con altas cargas hidráulicas y tiempos de retención hidráulicos bajos,

ya que al incrementarse el caudal de operación en el reactor se garantiza la constante

selección de una biomasa con adecuada capacidad de sedimentación siendo entonces

las condiciones de operación de esta fase la alternativa seleccionada.

UNIVERSIDAD DE CARABOBO CONCLUSIONES

115

CONCLUSIONES

No es posible lograr una similitud geométrica exacta, particularmente en

modelos, en los cuales la profundidad es pequeña en relación con el ancho y el

largo del modelo.

Las descargas puntuales con altas concentraciones en DQO en el afluente,

generan grandes fluctuaciones en la carga orgánica asociada.

El pH del lodo presentó variaciones mínimas, favoreciendo la permanencia de

especies microbianas que no toleran cambios bruscos de pH.

La eficiencia del sistema aumenta, al incrementarse la sucesión bacterial y el

tiempo de adaptación del lodo.

Durante los primeros días de operación en la fase I, el sistema presento valores

de DQO mayores a los reportados en el afluente como producto del lavado del

lodo.

Al incrementar el caudal de operación y a su vez la reducción del tiempo de

retención hidráulico (24 a 6 horas) se logra la mezcla dentro del sistema que

favorece el lavado del lodo con poca capacidad de sedimentación

La eficiencia del sistema en remoción de materia orgánica se incrementó de

forma gradual al disminuirse el tiempo de retención hidráulica e incrementarse la

velocidad de ascenso del liquido en el reactor, lo que se evidenció en los

porcentajes de remoción de DQO y DBO obtenidos en cada fase desarrollada.

La velocidad de ascenso del líquido producto del funcionamiento del barrelodo es

un mecanismo selectivo para el cultivo de biomasa con adecuada capacidad de

sedimentación.

UNIVERSIDAD DE CARABOBO CONCLUSIONES

116

La entrada brusca de altas concentraciones de DQO en el afluente produjo la

reducción temporal de los porcentajes de remoción de materia orgánica a lo largo

de la evaluación de cada fase desarrollada. No obstante el sistema asimilo estas

perturbaciones en periodos de tiempo relativamente cortos (entre 24 horas y 48

horas).

Las altas eficiencias presentadas por el sistema durante la fase I, es el resultado

de la degradación de la materia orgánica y de la alta tasa de sedimentación.

Las altas concentraciones de ácidos grasos volátiles en el primer mes de

operación se mantuvieron en el sistema como producto de la baja capacidad

degradativa de la materia orgánica presentada y reflejada en los bajos valores de

actividad metanogénica reportada por el lodo durante ese primer mes de

operación.

La fase III presento las mejores condiciones de operación, obteniéndose los

mayores porcentajes de remoción promedio (72,5% en DQO y 71,1% en DBO).

UNIVERSIDAD DE CARABOBO RECOMENDACIONES

117

RECOMENDACIONES

- Reducir el tiempo de retención hidráulico en el sistema a escala piloto a 4 horas,

para facilitar el aumento en el porcentaje de remoción de materia orgánica, para

ello se debe instalar un mecanismo de regulación de caudal que permita

emplear caudales superiores además de una bomba de alimentación de mayor

potencia que la que actualmente se encuentra en uso.

- Para facilitar el control y operación del reactor se recomienda la instalación de

medidores de caudal.

- Durante el arranque, cuando la actividad metanogénica permanece baja y se

incrementa el contenido de materia orgánica biodegradable, se recomienda

interrumpir la alimentación para evitar el “estrés” de la biomasa.

- Instalar dispositivos a lo largo del reactor para la toma de muestras de lodo y así

poder obtener una mayor población de lodo a caracterizar a lo largo del sistema.

UNIVERSIDAD DE CARABOBO REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS

118

REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS

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purgas de equipos de sedimentación utilizados en el tratamiento aguas


UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE A CÁLCULOS TÍPICOS

121

APÉNDICE A

CÁLCULOS TÍPICOS

A continuación, se presentan los cálculos realizados para la obtención de los resultados

a los objetivos planteados. Se realizará una corrida de uno de ellos, y de esa misma

manera, se mostrará la ruta de cálculo seguida en la investigación.

A.1 DETERMINACIÓN DE LAS DIMENSIONES DEL SISTEMA BARRELODO –

REACTOR.

La determinación de las dimensiones del sistema se calculan haciendo uso de la

ecuación 3.1 y 3.2

Donde:


XP: Largo del modelo a escala piloto (m).

YM: Ancho del modelo a escala real (m).

YP: Ancho del modelo a escala piloto (m).


234,3

80

10

230

m

m

m

m (adim)

𝑋𝑋

𝑌𝑌

𝐿

(Ragatz,1988)


122

Donde:

ZM: Profundidad del modelo a escala real (m).

ZP: Profundidad del modelo a escala piloto (m).

Zr: Escala de las profundidades (m).

41

4

m

m(adim)

A.2 DETERMINACIÓN DE LA SEPARACIÓN DE CADA TUBERÍA DEL

BARRELODO.

Mediante el uso de la ecuación 3.3 se determina la separación de las tuberías en el

barrelodo hidráulico a instalar:

Donde:



ST: Separación de tuberías (m).

m

m

59,023

)116(

230

𝑍𝑍

𝑍

(Ragatz,1988)

𝑋#𝑡𝑢𝑏𝑒𝑟𝑖𝑎𝑠 1

𝐿𝑆𝑇

(Diseño real,2008)


123

A.3 DETERMINACIÓN DE LA CARGA ORGÁNICA ASOCIADA.

Co

V

QDQO

1000*

* (Ragatz,1988)

Donde:

Co: Carga orgánica (kg DQO/m3*d).

[DQO]: Concentración de DQO (mg/L).

Q: Caudal (m3/d).

V: Volumen (m3).

43,01000*34

51*288

3

3

m

d

m

L

mg

De la misma forma se procedió para el cálculo de la carga orgánica con respecto al

DBO.

A.4 DETERMINACIÓN DEL PORCENTAJE DE REMOCIÓN DE DQO.

1000*

)(Re%

AFLUENTE

EFLUENTEAFLUENTE

DQO

DQODQOmDQO

(Ragatz, 1988)

Donde:

%RemDQO: Porcentaje de remoción de DQO (adim).

[DQO]AFLUENTE: Concentración de DQO del afluente (mg/L).

[DQO]EFLUENTE: Concentración de DQO del efluente (mg/L).


124

1000*288

)96288(7,66

L

mgL

mg

De la misma forma se procedió para calcular el porcentaje de remoción de DBO.

A.5 DETERMINACIÓN DEL PORCENTAJE DE REMOCIÓN DE SÓLIDOS.

1000*

)(Re%

AFLUENTE

EFLUENTEAFLUENTE

ST

STSTmST

(Ragatz, 1988)

Donde:

%RemST: Porcentaje de remoción de sólidos totales (adim).

[ST]AFLUENTE: Concentración de sólidos totales del afluente (mg/L).

[ST]EFLUENTE: Concentración de sólidos totales del efluente (mg/L).

1000*746

)438746(8,9

L

mgL

mg

De la misma forma se procedió para calcular el porcentaje de remoción de sólidos

volátiles y fijos.

UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE B: TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS

125

APÉNDICE B

TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS

Tabla B.1: Parámetros químicos analizados del lodo primario antes de inocular,

durante dos meses de evaluación.

Día pH Alcalinidad

(mg CaCO3/L)

AGV

(mg/L)

ST

(mg/L)

SF

(mg/L)

SV

(mg/L)

DQO

(mg/L)

1 7,2 6800

2 7,1 6200

3 7,1 9500 16000

4 7,0 8800 18000

5 7,3 7600 12900 239370 237380 19900 17400

8 7,2 6100

9 7,2 7000

10 7,2 17100

11 7,2 11057

12 7,2 2500 315800 235100 80700

15 7,2 1900

16 7,2 7500 1700 314000 234000 80000 40000

17 7,1 2500

18 7,1 4000

19 7,1 5200

22 7,1 11100

23 7,2 5100


126


durante dos meses de evaluación. Continuación

Día pH Alcalinidad

(mg CaCO3/L)

AGV

(mg/L)

ST

(mg/L)

SF

(mg/L)

SV

(mg/L)

DQO

(mg/L)

24 7,1 3900 354040 266970 87070 52000

25 7,2 6000

26 7,1 14000

29 7,1 11000 355210 266310 88900 65520

30 7,1 8875

31 7,1 7000

32 7,1 8700 327800 245330 82470 45136

33 7,2 10600 331273 247328 83945 48048

36 7,1 7100

37 7,1 6900

38 7,1 6400

39 7,2 14000 330350 247050 83300 40320

40 7,2 7500

43 7,3 3875 8000 347170 259890 87280 40920

44 7,1 8000

45 7,1 3100 7500 318370 238520 79850 33600

46 7,2 6000

47 7,1 5900

50 7,2 1000 10600 349840 262880 86960 36500

51 7,2 8200

52 7,2 6800


127


durante dos meses de evaluación. Continuación

Día pH Alcalinidad

(mg CaCO3/L)

AGV

(mg/L)

ST

(mg/L)

SF

(mg/L)

SV

(mg/L)

DQO

(mg/L)

53 7,2 438 7500 339930 255450 84480 28032

54 7,3 6500

57 7,3 7500

58 7,3 500 6100 332580 256430 76150 44240

59 7,2 8500

60 7,2 9500

61 7,2 16500

64 7,2 420 10500 328750 250290 78460 42000

65 7,2 15000

66 7,2 6600 313490 235030 81460 42640


128

Tabla B.2: Carga orgánica, DQO, DBO y eficiencia obtenidos en el sistema

barrelodo-reactor, evaluado durante la fase I.

TRH = 24 horas

Caudal = 34 m3/d

Día

AFLUENTE EFLUENTE

DQO

(mg/L)

Carga orgánica 𝑲𝒈𝑫𝑸𝑶

𝑳∗𝒅

DBO

(mg/L)

Carga orgánica 𝑲𝒈𝑫𝑩𝑶

𝑳∗𝒅

DQO

(mg/L)

DQO %remoción

DBO

(mg/L)

DBO %remoción

1 230 23 162 0,16 259 0,0 170 0,0

2 171 17 313 0,0

3 256 26 199 22,3

6 114 11 114 0,0

7 199 20 142 28,6

8 313 32 130 0,13 171 45,4 80 38,5

12 171 17 85 50,3

13 142 14 114 19,7

14 228 23 172 24,6

15 366 37 166 0,17 169 53,8 79 52,4

16 676 68 169 75,0

17 585 59 278 52,5


129


barrelodo-reactor, evaluado durante la fase I. Continuación

Día

AFLUENTE EFLUENTE

DQO

(mg/L)

Carga orgánica 𝑲𝒈𝑫𝑸𝑶

𝑳∗𝒅

DBO

(mg/L)

Carga orgánica 𝑲𝒈𝑫𝑩𝑶

𝑳∗𝒅

DQO

(mg/L)

DQO %remoción

DBO

(mg/L)

DBO %remoción

19 251 25 139 44,6

20 306 31 139 54,6

21 863 87 210 0,21 139 83,9 55 73,8

22 195 20 167 14,4

23 418 42 139 66,7

24 358 36 138 61,5

26 220 22 138 37,3

27 413 42 83 79,9

28 501 51 122 0,12 83 83,4 48 60,7

29 468 47 83 82,3

30 358 36 83 76,8

31 716 72 165 77,0

33 272 27 136 50,0

36 171 17 114 33,3

37 228 23 256 0,0


130



Día

AFLUENTE EFLUENTE

DQO

(mg/L)

Carga

orgánica


𝑳∗𝒅

DBO

(mg/L)

Carga

orgánica

𝑲𝒈𝑫𝑩𝑶

𝑳∗𝒅

DQO

(mg/L)

DQO %remoción

DBO

(mg/L)

DBO %remoción

38 220 23 125 0,13 114 48,2 60 52,0

40 623 63 85 86,4

41 313 32 142 54,6

42 655 66 171 73,9

44 142 14 85 40,1

45 517 52 54 89,6

47 136 14 120 0,12 82 39,7 73 39,2

48 163 16 109 33,1

49 136 14 109 19,9

50 152 15 122 19,7

51 304 31 61 79,9

53 180 18 150 16,7

54 300 30 180 40,0

55 270 27 152 0,15 30 88,9 28 81,6


131



Día

AFLUENTE EFLUENTE

DQO

(mg/L)

Carga

orgánica


𝑳∗𝒅

DBO

(mg/L)

Carga

orgánica


𝑳∗𝒅

DQO

(mg/L)

DQO %remoción

DBO

(mg/L)

DBO %remoción

56 180 18 240 0,0

60 150 15 30 80,0

64 142 14 29 79,6

65 285 29 135 0,14 114 60,0 58 57,0

78 584 59 162 0,16 117 80,0 38 76,5

79 435 44 82 81,1

80 373 38 140 62,5

81 280 28 186 33,6

82 482 49 181 62,4

84 271 27 151 44,3

85 270 27 93 0,09 90 66,7 35 62,4

88 150 15 150 0,0

90 198 20 101 0,10 85 57,1 13 87,1

91 310 31 141 54,5


132



Día

AFLUENTE EFLUENTE

DQO

(mg/L)

Carga

orgánica


𝑳∗𝒅

DBO

(mg/L)

Carga

orgánica


𝑳∗𝒅

DQO

(mg/L)

DQO %remoción

DBO

(mg/L)

DBO %remoción

92 310 31 113 63,5

93 282 28 113 59,9

95 254 26 169 33,5

96 198 20 141 28,8

97 593 60 141 76,2

98 271 27 151 44,3

99 181 18 271 0,0

102 310 31 170 0,17 85 72,6 37 78,2

103 113 11 141 0,0

105 423 43 56 86,8

106 339 34 56 83,5

107 141 14 56 60,3

108 169 17 85 49,7

110 213 21 151 0,15 53 75,1 11 92,7


133



Día

AFLUENTE EFLUENTE

DQO

(mg/L)

Carga

orgánica


𝒍∗𝒅

DBO

(mg/L)

Carga

orgánica


𝑳∗𝒅

DQO

(mg/L)

DQO %remoción

DBO

(mg/L)

DBO %remoción

112 367 37 28 92,4

115 133 13 53 60,2

116 267 27 40 85,0

117 395 40 56 85,8

118 833 8 85 89,8

119 171 17 34 80,1

120 274 28 69 74,8

121 864 87 171 0,17 160 81,5 51 70,2


134

Tabla B.3: Alcalinidad y pH, obtenidos en el sistema barrelodo-reactor evaluado

durante la fase I

TRH = 24 horas

Caudal = 34 m3/d

Día

AFLUENTE EFLUENTE

pH Alcalinidad

(mg/L) pH

Alcalinidad

(mg/L)

1 7,3 340 7,9 1040

2 7,4 380 7,8 1000

3 7,2 7,7

6 7,3 7,9

7 7,5 7,9

8 7,3 350 7,5 600

12 7,6 370 7,6 580

13 6,9 7,4

14 8,0 304 7,1 448

15 7,6 380 7,6 500

16 7,8 7,9

17 7,9 7,8


135


durante la fase I. Continuación

Día

AFLUENTE EFLUENTE

pH Alcalinidad

(mg/L) pH

Alcalinidad (mg/L)

19 7,2 7,5

20 7,4 7,3

21 7,5 100 7,6 400

22 7,0 7,2

23 7,4 7,3

24 7,2 7,8

26 6,8 7,2

27 7,3 7,8

28 7,2 200 7,5 200

29 7,6 7,4

30 6,9 7,6

31 7,1 7,3

33 7,2 7,6

36 7,1 7,4

37 7,5 7,3


136



Día

AFLUENTE EFLUENTE

pH Alcalinidad

(mg/L) pH

Alcalinidad (mg/L)

38 7,3 220 7,2 292

40 7,2 7,3

41 7,4 7,4

42 7,3 7,6

44 7,5 7,8

45 7,4 180 7,4 340

47 7,5 256 8,0 360

48 7,5 7,7

49 7,5 7,7

50 7,9 7,8

51 7,9 228 7,6 290

53 6,9 6,9

54 7,5 7,5

55 7,7 204 7,7 208

56 7,7 7,2


137



Día

AFLUENTE EFLUENTE

pH Alcalinidad

(mg/L) pH

Alcalinidad (mg/L)

60 7,7 7,6

64 7,6 8,0

65 7,4 216 8,0 236

78 7,6 204 7,7 340

79 7,8 7,6

80 7,1 7,4

81 6,9 167 7,1 167

82 7,8 7,1

84 7,3 7,3

85 7,8 260 7,5 272

88 7,5 7,2

90 7,4 252 7,8 276

91 7,6 7,4

92 7,6 7,4

93 7,3 7,5


138



Día

AFLUENTE EFLUENTE

pH Alcalinidad (mg/L)


95 7,1 218 7,2 220

96 7,2 7,0

97 7,5 7,2

98 7,2 7,5

99 7,6 7,2

102 7,7 220 7,4 108

103 7,3 7,0

105 7,6 7,4

106 7,6 256 7,5 212

107 7,8 7,5

108 7,5 7,4

110 7,7 232 7,3

112 7,5 7,4

115 8,0 7,6

116 7,6 7,6


139



Día

AFLUENTE EFLUENTE



117 7,7 220 7,7 220

118 7,3 7,5

119 7,4 7,4

120 7,4 7,7

121 7,5 325 7,8 280


140

Tabla B.4: Sólidos totales (ST), fijos (SF) y volátiles (SV) obtenidos en el sistema

barrelodo-reactor, evaluados durante la fase I.

Día

AFLUENTE EFLUENTE

ST

(mg/L)

SF

(mg/L)

SV

(mg/L)

ST

(mg/L)

SF

(mg/L)

SV

(mg/L)

1 402 200 202 702 410 292

8 744 370 374 575 336 239

15 814 374 440 428 288 140

21 726 318 408 408 272 136

28 500 240 260 418 236 182

38 568 314 254 608 478 130

47 414 276 138 430 290 140

55 424 236 188 274 170 104

65 576 380 190 440 322 118

78 860 436 424 516 316 200

81 642 386 256 488 312 176

85 568 336 232 382 288 94

90 662 562 100 590 542 48


141

Tabla B.4: Sólidos totales (ST), fijos (SF) y volátiles (SV) obtenidos en el sistema

barrelodo-reactor, evaluados durante la fase. Continuación

Día

AFLUENTE EFLUENTE

ST

(mg/L)

SF

(mg/L)

SV

(mg/L)

ST

(mg/L)

SF

(mg/L)

SV

(mg/L)

95 428 240 188 334 226 108

102 810 402 408 356 298 58

106 874 342 332 512 408 104

110 912 788 124 318 280 38

117 514 284 230 450 296 154

121 868 414 454 450 310 140


142

Tabla B.5: Eficiencia en la remoción de sólidos (ST, SF, SV) obtenida durante la

evaluación de la fase I

Día

AFLUENTE EFLUENTE

ST

(mg/L)

SF

(mg/L)

SV

(mg/L)

ST

%Remoción

SF

%Remoción

SV

%Remoción

1 402 200 202 0,0 0,0 0,0

8 744 370 374 22,7 9,2 36,1

15 814 374 440 47,4 23,0 68,2

21 726 318 408 43,8 14,5 66,7

28 500 240 260 16,4 1,7 30,0

38 568 314 254 0,0 0,0 48,8

47 414 276 138 0,0 0,0 0,0

55 424 236 188 35,4 28,0 44,7

65 576 380 190 23,6 15,3 37,9

78 860 436 424 40,0 27,5 52,8

81 642 386 256 24,0 19,2 31,3

85 568 336 232 32,7 14,3 59,5

90 662 562 100 10,9 3,6 52,0


143

Tabla B.5: Eficiencia en la remoción de sólidos (ST, SF, SV) obtenida durante

la evaluación de la fase Continuación

Día

AFLUENTE EFLUENTE

ST

(mg/L)

SF

(mg/L)

SV

(mg/L)

ST

%Remoción

SF

%Remoción

SV

%Remoción

95 428 240 188 22,0 5,8 42,6

102 810 402 408 56,0 25,9 85,8

106 874 342 332 41,4 0,0 68,7

110 912 788 124 65,1 64,5 69,4

117 514 284 230 12,5 0,0 33,0

121 868 414 454 48,2 25,1 69,2

Tabla B.6: Resultados de los parámetros físico-químicos evaluados en el lodo durante la fase I

Día pH Alcalinidad

(mg/L)

DQO

(mg/L)

Sólidos totales Sólidos fijos Sólidos

volátiles AGV

(mg/L)

Actividad

metanogénica

(g DQO/gSV.d)

(mg/L)

%

(mg/L)

%

(mg/L)

%

1 7,7 438 69100 329020 29,35 247280 75,2 81740 24,8 7500

3 7,4 7500

8 7,1 670 74880 309120 27,6 221600 71,7 87520 28,3 11000

12 7,1 11300

15 7,2 822 81664 301070 21,1 223600 74,3 77470 25,7 12500 0,001

19 6,9 18600

21 7,2 338 92928 311450 27,4 235230 75,5 76220 24,5 10000

24 7,4 10500

28 7,1 520 90112 178320 17,2 134990 75,7 43330 24,3 10000 0,005


128

Tabla B.6: Resultados de los parámetros físico-químicos evaluados en el lodo durante la fase I. Continuación

Día pH Alcalinidad

(mg/L)

DQO

(mg/L)


volátiles AGV

(mg/L)

Actividad

metanogénica

(g DQO/gSV.d)

(mg/L)

%

(mg/L)

%

(mg/L)

%

31 7,2 9500

36 7,1 10000

38 6,9 1500 62560 321870 27,8 244100 75,8 77770 24,2 19500

41 7,0 9500

44 7,1 8900

47 7,2 150 48960 341590 29,4 258600 75,7 82990 24,3 8500

55 6,7 27014 371730 32,8 280900 75,6 90830 24,4 18630

65 7,1 59808 332840 28,5 252350 75,8 80490 24,2 11500


129


Día pH Alcalinidad

(mg/L)

DQO

(mg/L)


volátiles AGV

(mg/L)

Actividad

metanogénica

(g DQO/gSV.d)

(mg/L)

%

(mg/L)

%

(mg/L)

%

78 7,1 119786 255530 23,5 190980 74,7 64550 25,3 25000 0,005

81 7,1 750 621440 321270 27 246320 76,7 74950 23,3 10900

85 7,1 3000 855000 328210 28,1 250440 76,3 77770 23,7 15700

90 7,4 3750 282240 324710 28,3 243720 75,1 80990 24,9 9600 0,011

95 7,3 500 254016 313770 27,5 239080 76,2 74690 23,8 14000

99 7,0 150592 9800

102 7,2 8180 84672 178400 16,6 136100 76,3 42300 23,7 8400 0,055

106 7,2 6130 28224 121940 11,8 91000 74,6 30940 25,4


130


Día pH Alcalinidad

(mg/L)

DQO

(mg/L)


volátiles AGV

(mg/L)

Actividad

metanogénica

(g DQO/gSV.d)

(mg/L)

(mg/L)

%

(mg/L)

%

(mg/L)

%

110 7,5 5300 106624 345850 29,2 261980 75,7 83870 24,3 11800

117 7,2 250 56448 281800 26,3 212580 75,4 69220 24,6 12800

120 7,2 61220

121 7,2 533 64000 292070 26 218020 74,6 74050 25,4 12000 0,115


148

Tabla B.7: Carga orgánica aplicada, DQO, DBO y eficiencia obtenidos en el reactor

durante la fase II.

TRH= 16 horas

Caudal= 51 m3/d

Día

AFLUENTE EFLUENTE

DQO

(mg/L)

Carga

orgánica


𝑳∗𝒅

DBO

(mg/L)

Carga

orgánica


𝑳∗𝒅

DQO

(mg/L)

DQO

%remoción

DBO

(mg/L)

DBO

%remoción

122 288 0,43 96 66,7

123 300 0,45 90 70,0

124 210 0,31 90 57,1

125 282 0,42 132 0,20 113 59,9 40 69,7

126 169 0,25 99 41,4

127 282 0,42 56 80,1

128 339 0,5 141 58,4

129 282 0,42 91 0,14 113 59,9 34 62,6

130 452 0,67 169 62,6

131 310 0,46 71 77,1

132 395 0,59 85 78,5

133 423 0,63 85 79,9

134 169 0,25 81 0,12 85 49,7 30 63,0

135 290 0,43 141 51,4

136 240 0,36 80 66,7

137 133 0,2 67 49,6

138 232 0,35 82 0,12 99 57,3 29 64,6

139 232 0,35 83 64,2

140 364 0,54 83 77,2

141 364 0,54 66 81,9

142 256 0,38 80 0,12 64 75,0 23 71,3


149

Tabla B.8: pH y alcalinidad obtenidos en el reactor durante la evaluación de la

fase II.

TRH= 16 horas

Caudal= 51 m3/d

Día

AFLUENTE EFLUENTE

pH

Alcalinidad

(mg/L)

pH

Alcalinidad

(mg/L)

122 7,7 7,4

123 7,8 280 7,8 256

124 7,9 7,6

125 7,7 264 7,8 256

126 7,7 7,2

127 7,8 292 7,7 272

128 6,7 7,3

129 7,5 232 7,5 284

130 7,5 7,1

131 7,8 296 7,5 284

132 7,3 7,4

133 7,9 7,8

134 7,6 260 7,7 340

135 7,8 7,2

136 7,5 288 7,3 272

137 7,4 7,1

138 7,5 276 7,2 300

139 7,6 7,3

140 7,8 312 7,0 200

141 7,5 7,2

142 7,9 284 7,4 252


150

Tabla B.9: Sólidos totales (ST), fijos (SF) y volátiles (SV) obtenidos en el reactor

durante la evaluación de la fase II.

TRH= 16 horas

Caudal= 51 m3/d

Día

AFLUENTE EFLUENTE

ST

(mg/L)

SF

(mg/L)

SV

(mg/L)

ST

(mg/L)

SF

(mg/L)

SV

(mg/L)

123 598 362 236 820 700 120

125 746 366 380 438 310 128

127 530 330 200 478 334 144

129 694 540 154 464 444 20

131 1370 832 538 506 352 154

134 482 180 302 466 308 158

136 706 406 300 556 348 208

138 560 358 202 476 298 178

140 612 424 188 560 446 114

142 1168 902 266 438 298 140


151

Tabla B.10: Eficiencia en la remoción de sólidos totales (ST), fijos (SF) y volátiles

(SV) obtenida en el reactor durante la evaluación de la fase II.

TRH= 16 horas

Caudal= 51 m3/d

Día

AFLUENTE EFLUENTE

ST

(mg/L)

SF

(mg/L)

SV

(mg/L)

ST

%remoción

SF

%remoción

SV

%remoción

123 598 362 236 0,0 0,0 49,1

125 746 366 380 9,8 15,3 66,3

127 530 330 200 0,0 0,0 28,0

129 694 540 154 33,1 17,8 87,0

131 1370 832 538 63,1 57,7 71,4

134 482 180 302 3,3 0,0 47,7

136 706 406 300 21,2 14,3 30,7

138 560 358 202 15,0 16,8 11,9

140 612 424 188 8,5 0,0 39,4

142 1168 902 266 62,5 67,0 47,4

Tabla B.11: Resultados de los parámetros fisicoquímicos obtenidos en lodo en la fase II.

TRH= 16 horas

Caudal= 51 m3/d

Día pH Alcalinidad

(mg/L)

DQO

(mg/L)

Sólidos

totales Sólidos fijos

Sólidos

volátiles AGV

(mg/L)

Actividad

metanogénica

(g DQO/gSV.d) (mg/L) % (mg/L) % (mg/L) %

123 7,2 1750 81000 277160 24,9 206050 74,3 71110 25,7 21500

124 7,3 4000 86400 13600

125 6,9 400 79027 297930 26,1 223860 75,1 74070 24,9 31000

126 7,0 350 79027 31714

127 7,0 625 76205 297660 26,2 223400 75,1 74260 24,9 12500

129 6,9 17525 90035 361710 30,2 275880 76,3 85830 23,7 20000

131 7,1 15800 67738 272200 23,5 201330 74,0 70870 26,0 17500

134 7,0 3750 76205 270910 25,9 198110 73,1 72800 26,9 33000 0,034

136 7,1 13750 63974 291820 25,7 220770 75,7 71050 24,3 23000

138 7,1 13750 89338 305670 26,9 227690 74,5 77980 25,5 13333

140 7,1 16250 86029 278080 24,9 207800 74,7 70280 25,3 16000

142 7,0 15000 70400 274030 25,5 203710 74,3 70320 25,7 22000 0,006


153

Tabla B.12: Carga orgánica aplicada, DQO, DBO y eficiencia obtenidos en el

reactor durante la fase III.

TRH= 6 horas

Caudal= 136 m3/d

Día

Afluente Efluente

DQO

(mg/L)

Carga

orgánica


𝑳∗𝒅

DBO

(mg/L)

Carga

orgánica


𝑳∗𝒅

DQO

(mg/L)

DQO

%remoción

DBO

(mg/L)

DBO

%remoción

144 524 2,09 87 83,4 145 407 1,62 87 78,6 146 407 1,62 101 75,2 147 378 1,51 101 73,3 149 378 1,51 145 61,6 151 270 1,08 67 0,27 180 33,3 44 34,3152 390 1,55 120 69,2 153 540 2,15 135 75,0 154 536 2,14 113 78,9 155 311 1,24 85 72,7 156 452 1,80 113 75,0 158 424 1,69 85 79,9 159 910 3,63 157 0,63 99 89,1 32 79,8160 910 3,63 99 89,1 161 364 1,45 66 81,9 162 256 1,02 64 75,0 163 415 1,66 128 69,2 164 352 1,40 160 54,5 165 480 1,91 128 73,3 166 352 1,40 122 0,49 96 72,7 30 75,4167 256 1,02 96 62,5 169 288 1,15 112 61,1 171 384 1,53 64 83,3 173 512 2,04 96 81,2 174 416 1,66 304 26,9 175 512 2,04 120 0,48 80 84,4 30 75,0176 448 1,78 80 82,1 180 352 1,40 120 0,48 64 81,1 19 84,2183 450 1,79 192 0,76 105 77,8 42 78,1


154

Tabla B.13: pH y alcalinidad obtenidos en el reactor durante la evaluación de la

fase III.

TRH= 6 horas

Caudal= 136 m3/d

Día Afluente Efluente

pH Alcalinidad

(mg/L) pH

Alcalinidad (mg/L)

144 7,3 7,4 145 7,6 7,4 146 7,7 7,4 147 7,8 7,4 149 7,9 7,4 151 8,1 296 7,2 236 152 7,7 7,2 153 7,1 7,2 154 7,0 7,2 155 7,4 228 7,3 308 156 7,5 7,3 158 7,6 7,5 159 7,8 260 7,4 160 7,8 7,3 236 161 7,7 7,9 162 7,9 272 7,8 304 163 7,4 7,4 164 7,8 7,0 165 7,3 7,2 166 7,3 220 7,9 264 167 8,0 7,4 169 8,0 7,1 171 8,0 7,3 173 7,4 220 7,4 240 174 7,2 7,1 175 7,5 216 7,4 300 176 7,6 7,3 180 7,5 240 7,6 212 183 7,7 7,3


155

Tabla B.14: Sólidos totales (ST), fijos (SF) y volátiles (SV) obtenidos en el reactor

durante la evaluación de la fase III.

TRH= 6 horas

Caudal= 136 m3/d

Día

Afluente Efluente

ST

(mg/L)

SF

(mg/L)

SV

(mg/L)

ST

(mg/L)

SF

(mg/L)

SV

(mg/L)

123 490 340 150 430 278 152

125 522 332 190 488 330 158

127 738 346 392 624 446 178

129 590 394 196 478 396 82

131 622 390 232 424 300 124

134 612 342 270 406 286 120


156

Tabla B.15: eficiencia en la remoción de sólidos totales (ST), fijos (SF) y volátiles

(SV) obtenida en el reactor durante la evaluación de la fase III.

TRH= 6 horas

Caudal= 136 m3/d

Día

Afluente Efluente

ST

(mg/L)

SF

(mg/L)

SV

(mg/L)

ST

%remoción

SF

%remoción

SV

%remoción

123 490 340 150 12,2 18,2 0,0

125 522 332 190 6,5 0,6 16,8

127 738 346 392 15,4 0,0 54,6

129 590 394 196 19,0 0,0 58,2

131 622 390 232 31,8 23,1 46,5

134 612 342 270 33,7 16,4 55,6

Tabla B.16: Resultados de los parámetros físico-químicos obtenidos en lodo en la fase III.

TRH= 6 horas

Caudal= 136 m3/d

Día pH Alcalinidad

(mg/L)

DQO

(mg/L)

Sólidos totales

Sólidos fijos Sólidos

volátiles AGV

(mg/L)

Actividad

metanogénica

(g DQO/gSV.d) (mg/L) % (mg/L) % (mg/L) %

149 7,0 10500 89700 46429

151 7,0 14500 89700 306050 26,8 219860 71,8 86190 28,2 52200 0,056

155 7,0 9750 87529 300670 26,8 217470 72,3 83200 27,7 50100

159 7,0 11250 91036 207470 25,7 151020 72,8 56450 27,7 45000 0,014

162 7,0 10000 83200 269380 23,7 195110 72,4 74270 27,6 32222

166 7,1 8500 48000 236280 21,7 172830 73,1 63450 26,9 28000 0,006

173 7,1 9000 67200 264890 23,6 191350 72,2 73540 27,8 20000

175 7,0 11250 86400 217580 22,1 156658 72,0 60922 28,0 30000 0,031

180 7,1 7500 67200 14000

183 7,0 13000 78000 29000

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