I
ARRANQUE DE UN REACTOR ANAEROBIO DE FLUJO ASCENDENTE
PARA EL TRATAMIENTO DE UNA CORRIENTE DE LIXIVIADOS
PROVENIENTE DE UN REACTOR UASB
Nelson de Jesús González Hoyos
Universidad Nacional de Colombia
Facultad de Ingeniería y Arquitectura, Maestría en Ingeniería Ambiental
Manizales, Caldas, Colombia
2017
II
ARRANQUE DE UN REACTOR ANAEROBIO DE FLUJO ASCENDENTE
PARA EL TRATAMIENTO DE UNA CORRIENTE DE LIXIVIADOS
PROVENIENTE DE UN REACTOR UASB
Nelson de Jesús González Hoyos
Trabajo de grado presentado como requisito parcial para optar al título de Magíster en
Ingeniería Ambiental
Director: Especialista Adela Londoño Carvajal
Universidad Nacional de Colombia
Facultad de Ingeniería y Arquitectura, Maestría en Ingeniería Ambiental
Manizales, Caldas, Colombia
2017
III
Dedicatoria
A mis dos nietos Susana y Pedro, postre de la vida.
IV
Agradecimientos
A la Empresa Metropolitana de aseo EMAS S.A. E.S.P., facilitar toda la información
necesaria para el desarrollo de este trabajo, al ingeniero Luis Elmer Orozco A, por su
colaboración constante durante el trabajo de campo y oficina, y a todos aquellos que
de una u otra forma estuvieron relacionados con el trabajo desarrollado
I
Resumen
El Relleno Sanitario La Esmeralda de la ciudad de Manizales cuenta con una
unidad anaerobia complementaria al reactor UASB. Esta unidad consta de dos
reactores ABR (Reactor Anaerobio de Bafles) en paralelo construido para el
cumplimiento de la normativa ambiental vigente de vertimiento en Colombia. Se observó
que esta nueva unidad presentaba bajas remociones de DQO, debido a la falta de
nutrientes en el lixiviado afluente del UASB. Después de tres semanas de adición
continua de P-Total y N-Total, se logró mejorar las remociones de 7% al 42% de DQO.
Para lograr la mejora fue necesario encontrar la dosificación óptima de nutrientes con
el fin de evitar sobresaturaciones o insaturaciones, además de garantizar una
estabilidad en la concentración de nutrientes a lo largo de las unidades del reactor ABR
debido a su diseño. La relación óptima para trabajar el lixiviado del Relleno Sanitario La
Esmeralda es DQO=250: N-Total=5: P-Total=1.
Palabras clave: DQO, N-Total, P-Total, ABR, UASB, lixiviado.
START UP OF AN UP FLOW ANAEROBIC REACTOR FOR LECHEATE STREAM
TREATMENT COMING FROM A UASB REACTOR.
Abstract
Landfill The Emerald City of Manizales has a complementary anaerobic UASB
reactor unit. This unit consists of two reactors ABR (Anaerobic Baffled Reactor) in
parallel constructed to comply with current environmental regulations sewage spill in
Colombia. It was noted that this new unit had low COD removal due to lack of nutrients
in the leachate tributary of the UASB. After three weeks of continuous Addition of P-
Total and N-Total, the removals was improved 7% to 42% of COD. To achieve
improvement was necessary to find the optimal dosage of nutrients in order to avoid
supersaturation or unsaturations, besides guaranteeing stability in nutrient concentration
along the reactor units due to its design ABR. The optimum ratio is to work the leachate
COD=250 : N-Total=5 : P-Total= 1.
Key words: COD, N-Total, P-Total, ABR, UASB, leachate.
II
Tabla de Contenido
Pág.
Resumen ........................................................................................................................ I
Tabla de Contenido ...................................................................................................... II
Lista de Figuras .......................................................................................................... VII
Lista de Tablas............................................................................................................. XI
Lista de Símbolos y Abreviaturas ............................................................................. XIII
Introducción.................................................................................................................. 1
1. Generalidades ......................................................................................................... 4
1.1. Generación de Lixiviados .................................................................................. 4
1.1.1. Características de los lixiviados que afectan su tratamiento. ......................... 7
1.1.1.1. Calidad de los lixiviados. ............................................................................ 7
1.1.1.2. Cantidad de los lixiviados. .......................................................................... 8
1.1.1.3. Problemática para el manejo de los lixiviados. ........................................ 11
1.1.1.4. Tratamientos de lixiviados convencionales. ............................................ 12
1.1.2. Tratamiento de lixiviado actual: estudio de caso........................................... 14
1.1.2.1. Características de los lixiviados del Relleno Sanitario La Esmeralda..... 14
1.1.2.2. Descripción del sistema............................................................................ 14
1.1.2.2.1. Evaluación de lixiviado de las celdas. ..................................................... 15
1.1.2.2.2. Canales de lixiviados. ............................................................................... 17
1.1.2.2.3. Unidades del sistema de tratamiento de lixiviados. ................................ 20
1.1.2.2.4. Manejo de lodos. ....................................................................................... 29
1.1.3. Resultado de tratamiento actual frente a la norma colombiana. ................... 29
1.1.3.1. Caudal de lixiviado vertido por EMAS. ..................................................... 31
1.1.3.2. Resultado de tratamiento frente a la norma colombiana de la Resolución
1594 de 1984.............................................................................................. 32
1.1.3.3. Resultado de tratamiento frente a la norma colombiana de la Resolución
631 de 2015................................................................................................ 33
1.1.4. Reactor anaerobio de etapas múltiples como propuesta de solución . ......... 35
1.1.4.1. Reactores anaerobios de bafles (ABR). ................................................... 35
1.1.4.1.1. Respuesta del ABR a las cargas de choque hidráulicas y orgánicas. .... 36
1.1.4.1.2. Efecto de la temperatura........................................................................... 37
1.1.4.1.3. Comparación entre un ABR y un sistema séptico convencional. ........... 38
III
1.1.4.1.4. Puesta en marcha de un ABR................................................................... 38
1.2. Tratamiento Anaerobio ................................................................................... 40
1.2.1. Fundamentos del tratamiento anaerobio. ...................................................... 41
1.2.1.1. Respiración anaeróbica. ........................................................................... 41
1.2.1.2. Microorganismos presentes en la digestión anaerobia. .......................... 42
1.2.1.2.1. Bacterias de digestión anaerobia. ............................................................ 42
1.2.1.2.2. Microorganismos que afectan la digestión anaerobia. ............................ 54
1.2.1.2.3. Bacterias de riesgo operacional. .............................................................. 60
1.2.2. Fases de la digestión anaerobia. .................................................................... 60
1.2.2.1. Fase de hidrólisis. ..................................................................................... 61
1.2.2.1.1. Hidrólisis de polisacáridos (carbohidratos). ............................................ 62
1.2.2.1.2. Hidrólisis de las proteínas. ....................................................................... 63
1.2.2.1.3. Hidrólisis de los lípidos. ............................................................................ 63
1.2.2.2. Fase acidogénica....................................................................................... 64
1.2.2.2.1. Acidogénesis anaerobia de aminoácidos y azúcares. ............................. 66
1.2.2.2.2. Acidogénesis ácidos grasos superiores y alcoholes............................... 66
1.2.2.3. Fase acetogénica....................................................................................... 67
1.2.2.3.1. Homoacetogénesis hidrogenotrófica. ...................................................... 68
1.2.2.3.2. Acetogénesis acetoclástica. ..................................................................... 69
1.2.2.4. Fase metanogénica....................................................................................... 70
1.2.2.4.1. Metanogénica acetoclástica...................................................................... 70
1.2.2.4.2. Metanogénica hidrogenofílica................................................................... 71
1.3. Elementos que afectan al tratamiento anaerobio............................................ 72
1.3.1. Nutrientes. ....................................................................................................... 72
1.3.2. Macronutrientes. ............................................................................................. 73
1.3.3. Micronutrientes. .............................................................................................. 76
1.3.3.1. Cobalto. ..................................................................................................... 76
1.3.3.2. Níquel......................................................................................................... 77
1.3.3.3. Hierro. ........................................................................................................ 77
1.3.3.4. Sulfuro. ...................................................................................................... 77
1.3.4. Temperatura. ................................................................................................... 77
1.3.4.1. Rangos de temperatura de la digestión anaerobia................................... 78
1.3.4.2. Ecuación de Arrhenius.............................................................................. 79
1.3.5. Sustancias inhibidoras. .................................................................................. 81
1.3.5.1. Ácidos Grasos Volátiles (AGV). ................................................................ 82
IV
1.3.5.2. Hidrógeno molecular (H2). ......................................................................... 83
1.3.5.3. Sulfuro de hidrógeno (H2S). ...................................................................... 83
1.3.5.4. Amoniaco................................................................................................... 83
1.3.5.5. Aceptores alternativos de electrones. ...................................................... 84
1.3.5.6. Oxígeno molecular (O2). ............................................................................ 84
1.3.5.7. Metales....................................................................................................... 84
1.3.5.8. Otros inhibidores....................................................................................... 85
1.3.6. pH, acidez y alcalinidad. ................................................................................. 86
2. Procesos Anaerobios............................................................................................ 88
2.1. Generalidades de los Procesos Anaerobios .................................................. 88
2.1.1. Historia. ........................................................................................................... 88
2.1.2. Clases de procesos anaerobios. .................................................................... 89
2.2. Procesos Anaerobios por Biomasa Suspendida. ........................................... 91
2.2.1. Cinética de la biomasa en suspensión. .......................................................... 91
2.2.1.1. Crecimiento celular y utilización del sustrato. ......................................... 92
2.2.2. Reactor CSRT (biodigestores). ....................................................................... 96
2.2.2.1. Balance para microorganismo.................................................................. 97
2.2.2.2. Balance del sustrato. ................................................................................ 98
2.3. Procesos Anaerobios por Biomasa Adherida o Biopelícula.......................... 99
2.3.1. Modelo cinético de biomasa adherida. ......................................................... 101
2.3.1.1. Fenómeno del sustrato en la biopelícula. .............................................. 102
2.3.1.2. Cinética de primer orden. ....................................................................... 104
2.3.1.3. Concentración de sustrato en el material soporte, conocida (SW). ...... 105
2.3.1.4. Actividad de biomasa dentro de la biopelícula. ..................................... 105
2.3.1.5. Estado estable en la biopelícula. ............................................................ 105
2.3.2. Filtro anaerobio de flujo ascendente (FAFA). .............................................. 106
2.3.2.1. Diseño de un filtro FAFA......................................................................... 109
2.3.3. Reactor de biodiscos (BRC). ........................................................................ 112
2.3.3.1. Diseño de un reactor de biodisco........................................................... 113
2.4. Procesos Anaerobios Híbridos..................................................................... 115
2.4.1. Lagunas anaerobias...................................................................................... 116
2.4.1.1. Diseño de una laguna anaerobia. ........................................................... 118
2.4.2. Tanque séptico.............................................................................................. 120
2.4.2.1. Diseño de un tanque séptico. ................................................................. 121
V
2.4.3. Reactor anaerobio de manto de lodos de flujo ascendente (UASB). .......... 124
2.4.3.1. Diseño de un reactor UASB. ................................................................... 126
3. Análisis del Reactor Anaerobio de Múltiples Etapas (ABR) .............................. 138
3.1. Discusión de la Tecnología Aplicada ........................................................... 138
3.1.1. Flotación por aire disuelto (DAF).................................................................. 138
3.1.2. Reactor de biodisco. ..................................................................................... 139
3.1.3. Reactor anaerobio de bafles (ABR). ............................................................. 140
3.2. Metodología de la Planta Piloto ABR............................................................ 142
3.2.1. Parámetros a monitorear en la planta piloto ABR........................................ 143
3.2.2. Resultados de la planta piloto ABR. ............................................................. 144
3.2.3. Coeficiente de consumo de sustrato hallado en la planta piloto................. 149
3.2.4. Conclusiones de la planta piloto. ................................................................. 150
3.3. Memorias de Cálculo para el Diseño del Reactor ABR del Relleno Sanitario
La Esmeralda................................................................................................. 151
3.3.1. Caudal de diseño de la unidad de tratamiento. ............................................ 151
3.3.2. Diseño del primer compartimiento del ABR. ................................................ 153
3.3.3. Diseño del segundo, tercero y cuarto compartimientos del ABR. .............. 154
3.3.4. Resultados finales del modelo. .................................................................... 156
3.3.5. Remoción de sólidos suspendidos en el ABR. ............................................ 156
3.4. Diseño Estructural del Reactor de ABR ....................................................... 157
3.4.1. Modelo y geometría....................................................................................... 157
3.4.2. Aspectos a considerar. ................................................................................. 158
3.4.3. Condiciones adicionales de diseño.............................................................. 159
3.4.4. Diseño estructural del tanque....................................................................... 160
3.5. Planos de Diseño del Reactor ABR .............................................................. 161
3.6. Registro Fotográfico del Reactor ABR ......................................................... 162
4. Seguimiento al Arranque del Reactor ABR. ....................................................... 164
4.1. Objetivo General ............................................................................................ 164
4.1.1. Objetivo específicos. .................................................................................... 164
4.2. Funcionamiento del reactor ABR sin la Adición de Nutrientes .................... 164
4.2.1. Análisis de los resultados del muestreo de la línea base del 7 de junio de
2015. .............................................................................................................. 166
4.3. Metodología de Seguimiento ........................................................................ 168
4.3.1. Metodología para la adición de nutrientes. .................................................. 168
VI
4.3.1.1. Dosificación de DAP a la entrada del reactor......................................... 168
4.3.2. Metodología de seguimiento realizado en el laboratorio Acuatest S.A.S.... 170
4.4. Limitaciones del seguimiento al reactor ABR ............................................. 170
4.5. Registro de Suministro de Nutrientes y Resultados de Laboratorio ........... 171
4.5.1. Suministro de nitrógeno requerido diario. ................................................... 171
4.5.2. Resultados de muestreos realizados por Acuatest S.A.S. .......................... 175
5. Análisis de Resultados, Conclusiones y Recomendaciones............................. 177
5.1. Análisis de Resultados ................................................................................. 177
5.1.1. Comportamiento del N-Total......................................................................... 177
5.1.2. Comportamiento del P-Total. ........................................................................ 178
5.1.3. Comportamiento de DQO.............................................................................. 179
5.1.4. Relación óptima de fósforo........................................................................... 180
5.1.5. Relación óptima de nitrógeno....................................................................... 182
5.1.6. Relación entre la remoción de DQO y la relación óptima de nitrógeno. .... 185
5.1.7. Remoción de DQO vs el tiempo de estabilización del reactor ABR. ........... 185
5.2. Conclusiones ................................................................................................ 187
5.2.1. Evaluación de la tecnología ABR y estado del sistema sin nutrientes. ...... 187
5.2.2. Seguimiento al arranque de un reactor anaerobio usando macronutrientes.
....................................................................................................................... 188
5.2.3. Relación entre la dosis óptima de nutrientes y la remoción de DQO. ......... 189
5.3. Recomendaciones ........................................................................................ 190
Referencias ............................................................................................................... 192
VII
Lista de Figuras
Pág.
Figura 1. Estructura de un relleno sanitario. ........................................................................... 5
Figura 2. Zonas de trabajo y clausuradas del Relleno Sanitario La Esmeralda – 2016. ........... 9
Figura 3. Área de filtración permitida para el Relleno Sanitario La Esmeralda – 2016............ 10
Figura 4. Sistema de drenajes del Relleno Sanitario La Esmeralda – 2016. .......................... 11
Figura 5. Laguna de aireación del Relleno Sanitario Antanas de la ciudad de Pasto. ............ 13
Figura 6. Reactor UASB, Relleno Sanitario La Esmeralda. ................................................... 13
Figura 7. Diagrama de flujo del sistema de tratamiento de lixiviados del Relleno Sanitario La
Esmeralda – 2016. .............................................................................................................. 15
Figura 8. Construcción de filtros, Relleno Sanitario La Esmeralda. ....................................... 17
Figura 9. Canal de lixiviado viejo del Relleno Sanitario La Esmeralda. .................................. 18
Figura 10. Canal de lixiviado de alta carga contaminante del Relleno Sanitario La Esmeralda.
........................................................................................................................................... 19
Figura 11. Canal de lixiviado de carga media del Relleno Sanitario La Esmeralda. ............... 19
Figura 12. Canal de descole de lixiviados del Relleno Sanitario La Esmeralda...................... 20
Figura 13. Homogeneizador N°1 del Relleno Sanitario La Esmeralda. .................................. 22
Figura 14. Homogeneizador N°2 del Relleno Sanitario La Esmeralda. .................................. 23
Figura 15. Tanque de regulación de caudal del Relleno Sanitario La Esmeralda. .................. 24
Figura 16. Reactor UASB del Relleno Sanitario La Esmeralda.............................................. 25
Figura 17. Reactor Anaerobio de Bafles –ABR–, Relleno Sanitario La Esmeralda, 2016. ...... 26
Figura 18. Planta fisicoquímica del Relleno Sanitario La Esmeralda. .................................... 27
Figura 19. Filtro lento del Relleno Sanitario La Esmeralda. ................................................... 28
Figura 20. Lecho de secado de lodos del Relleno Sanitario La Esmeralda. ........................... 29
Figura 21. Esquema de un reactor anaerobio de bafles. ....................................................... 35
Figura 22. Separación espacial de los subprocesos de digestión anaerobia en un reactor ABR.
........................................................................................................................................... 36
Figura 23. Efecto de la temperatura sobre la producción de biogás en un sistema anaerobio.38
Figura 24. Efecto de la mezcla del biogas del ABR en el Relleno Sanitario La Esmeralda. .... 39
Figura 25. Comparación entre sistemas aerobios y anaerobios. ........................................... 40
Figura 26. Bacteroides cellulosolvens. ................................................................................. 43
Figura 27. Lactobacillus sp. ................................................................................................. 43
Figura 28. Propionibacterium sp. ......................................................................................... 44
Figura 29. Sphingomonas sp. .............................................................................................. 44
Figura 30. Sporobacterium olearium. ................................................................................... 45
Figura 31. Megasphaera eldenni.......................................................................................... 45
Figura 32. Bifidobacterium adolescentes. ............................................................................. 46
Figura 33. Clostridium termitidis. .......................................................................................... 46
Figura 34. Paenibacillus macerans. ..................................................................................... 47
Figura 35. Ruminococcus albus. .......................................................................................... 47
Figura 36. Cytophaga hutchinsonii. ...................................................................................... 48
VIII
Figura 37. Flavobacterium psychrophilum. ........................................................................... 48
Figura 38. Relación entre la energía libre de Gibbs y la presión parcial de hidrógeno en la
digestión anaerobia. ............................................................................................................ 49
Figura 39. Estructura de Syntrophomonas wolfei.................................................................. 49
Figura 40. Estructura de Syntrophomonas wolini. ................................................................. 50
Figura 41. Estructura de Syntrophus buswellii. ..................................................................... 50
Figura 42. Estructura de Acetobacterium woodii. .................................................................. 51
Figura 43. Methanobacterium. ............................................................................................. 52
Figura 44. Methanospirillum. ................................................................................................ 52
Figura 45. Methanosarcina. ................................................................................................. 53
Figura 46. Methanococcus................................................................................................... 53
Figura 47. Methylosinus trichosporium. ................................................................................ 54
Figura 48. Beggiatoa. .......................................................................................................... 55
Figura 49. Desulfobacter...................................................................................................... 55
Figura 50. Ciclo anaerobio del azufre. .................................................................................. 56
Figura 51. Vibrio cholerae. ................................................................................................... 57
Figura 52. Paracoccus denitrificans. .................................................................................... 58
Figura 53. Ciclo anaerobio del nitrógeno. ............................................................................. 58
Figura 54. Streptomyces grisesus. ....................................................................................... 59
Figura 55. Ciclo anaerobio del fósforo. ................................................................................. 59
Figura 56. Staphylococcus epidermidis. ............................................................................... 60
Figura 57. Esquema de reacciones de la digestión anaeróbica. ............................................ 61
Figura 58. Vía metabólica de la degradación anaerobia de polisacáridos.............................. 62
Figura 59. Degradación anaerobia de la proteína y metabolismo del nitrógeno. .................... 63
Figura 60. Hidrólisis de lípidos a ácidos grasos. ................................................................... 64
Figura 61. Caída del pH en el reactor como resultado de la sobrecarga metanogénica y la
acumulación de AGV. .......................................................................................................... 65
Figura 62. Fermentación propiónica, género Propionibacterium............................................ 66
Figura 63. Fermentación de grasas...................................................................................... 67
Figura 64. Síntesis del acetato a partir del CO2 en las bacterias homoacetogénicas. ............ 68
Figura 65. Vía metabólica de AGV en la acetogénesis acetoclástica..................................... 69
Figura 66. Utilización de las reacciones de la vía acetil-CoA durante el crecimiento con
acetato. ............................................................................................................................... 70
Figura 67. Metanogénesis hidrogenofílica a partir de la reducción del CO2. .......................... 71
Figura 68. Crecimiento metanogénico a diferentes rangos de temperatura. .......................... 79
Figura 69. Inhibición de sistemas biológicos por concentraciones altas................................. 81
Figura 70. Dependencia del pH en la actividad metanogénica. ............................................. 87
Figura 71. Procesos de crecimiento microbiano. .................................................................. 90
Figura 72. Diagrama de flujo para un reactor de biomasa en suspensión.............................. 93
Figura 73. Reactor anaerobio de contacto............................................................................ 97
Figura 74. Diagrama de flujo de un reactor anaerobio de contacto........................................ 97
Figura 75. Perfil de concentración de sustrato en un proceso de película adherida. ............ 102
Figura 76. Adaptación de un filtro anaerobio de flujo ascendente........................................ 108
Figura 77. Reactor de biodisco. ......................................................................................... 113
IX
Figura 78. Diseño de lagunas anaerobias. ......................................................................... 116
Figura 79. Formas de los diferentes tipos de lagunas anaerobias. ...................................... 117
Figura 80. Tanque séptico. ................................................................................................ 121
Figura 81. Lodo granular de un reactor UASB de 1 a 3 mm de diámetro. ............................ 124
Figura 82. Esquema del funcionamiento de un reactor UASB. ............................................ 125
Figura 83. Diseño de una campana para un reactor UASB. ................................................ 133
Figura 84. Ecuación de sólidos SST vs TRH. ..................................................................... 136
Figura 85. Sistema de flotación por aire disuelto (DAF). ..................................................... 138
Figura 86. Reactor de biodisco. ......................................................................................... 140
Figura 87. Reactor anaerobio de bafles con filtros. ............................................................. 141
Figura 88. Diagrama propuesto de filtros FAFA para la planta piloto ABR. .......................... 143
Figura 89. Planta piloto ABR. ............................................................................................. 143
Figura 90. Remoción de sólidos suspendidos planta piloto ABR del Relleno Sanitario La
Esmeralda......................................................................................................................... 147
Figura 91. Remoción de DQO planta piloto ABR del Relleno Sanitario La Esmeralda. ........ 147
Figura 92. Remoción de DBO5 planta piloto ABR del Relleno Sanitario La Esmeralda. ....... 147
Figura 93. Proyección de remoción máxima de DBO5 alcanzable en la planta piloto ABR. . 148
Figura 94. Proyección de remoción máxima de SST alcanzable en la planta piloto ABR. .... 148
Figura 95. Proyección de remoción máxima de SST alcanzable en la planta piloto ABR. .... 149
Figura 96. Muestras de entrada y salida del lixiviado de la planta piloto ABR. ..................... 151
Figura 97. Proyección de generación de lixiviado modelo HEPL para el año 2016. ............. 152
Figura 98. Vista en planta del reactor ABR. ........................................................................ 158
Figura 99. Diagrama de distribución de fuerzas en el reactor ABR...................................... 159
Figura 100. Diagrama de distribución de momentos en el reactor ABR. .............................. 160
Figura 101. Planos del reactor ABR, secciones A, B, C y D. ............................................... 161
Figura 102. Detalle del refuerzo estructural del reactor ABR. .............................................. 162
Figura 103. Fase de construcción del reactor ABR. ............................................................ 162
Figura 104. Reactor ABR en fase de arranque y sin adición de nutrientes. ......................... 163
Figura 105. Diagrama de flujo del ABR construido.............................................................. 165
Figura 106. Comparación entre las remociones actuales y las estimadas por diseño. ......... 167
Figura 107. Macronutriente usado en el arranque del reactor ABR del Relleno Sanitario La
Esmeralda......................................................................................................................... 168
Figura 108. Sistema de dosificación de macronutrientes para el arranque del reactor ABR del
Relleno Sanitario La Esmeralda. ........................................................................................ 169
Figura 109. Diagrama de flujo de suministro de nutrientes ABR.......................................... 169
Figura 110. Comportamiento del N-Total en las unidades del reactor ABR, seccion A durante
la fase de arranque............................................................................................................ 177
Figura 111. Comportamiento del N-Total en las unidades del reactor ABR, sección B, durante
la fase de arranque............................................................................................................ 178
Figura 112. Comportamiento del P-Total en las unidades del reactor ABR, secciones A,
durante la fase de arranque. .............................................................................................. 178
Figura 113. Comportamiento del P-Total en las unidades del reactor ABR, secciones B,
durante la fase de arranque. .............................................................................................. 179
X
Figura 114. Comportamiento del DQO en las unidades del reactor ABR, secciones A, durante
la fase de arranque............................................................................................................ 179
Figura 115. Comportamiento del DQO en las unidades del reactor ABR, secciones B, durante
la fase de arranque............................................................................................................ 180
Figura 116. Desviación de la relación P-Total/DQO ideal en las unidades del reactor ABR,
secciones A, durante la fase de arranque. ......................................................................... 182
Figura 117. Desviación de la relación P-Total/DQO ideal en las unidades del reactor ABR,
secciones B, durante la fase de arranque. ......................................................................... 182
Figura 118. Desviación de la relación N-Total/DQO ideal en las unidades del reactor ABR,
secciones A, durante la fase de arranque. ......................................................................... 184
Figura 119. Desviación de la relación N-Total/DQO ideal en las unidades del reactor ABR,
secciones B, durante la fase de arranque. ......................................................................... 184
Figura 120. Relación entre la remoción y la cantidad óptima de nitrógeno a la salida del
reactor ABR del Relleno Sanitario La Esmeralda................................................................ 185
Figura 121. % de remoción de DQO en el reactor ABR, secciones A y B. ........................... 186
XI
Lista de Tablas
Pág.
Tabla 1. Características fisicoquímicas típicas de un lixiviado a nivel mundial ......................... 6
Tabla 2. Especificaciones lona filtrante ................................................................................ 28
Tabla 3. Material filtrante ..................................................................................................... 28
Tabla 4. Caudal de lixiviado vertido, 2011-2014 ................................................................... 31
Tabla 5. Remociones de los lixiviados del Relleno Sanitario La Esmeralda, 2011-2014 ........ 33
Tabla 6. Vertimientos de EMAS con respecto a la Resolución 631 de 2015 .......................... 34
Tabla 7. Macro, micro y cationes usados como nutrientes en sistemas biológicos ................ 73
Tabla 8. Composición típica de nutrientes de fertilizantes comunes ...................................... 75
Tabla 9. Rangos de temperatura de la digestión anaerobia .................................................. 78
Tabla 10. Inhibición por amoniaco en sistemas anaerobios .................................................. 84
Tabla 11. Inhibición por metales en sistemas anaerobios ..................................................... 85
Tabla 12. Inhibición por otras sustancias en sistemas .......................................................... 86
Tabla 13. Comparación de los procesos de crecimiento microbiano ..................................... 90
Tabla 14. Material filtrante para el sostenimiento de la biopelícula ...................................... 101
Tabla 15. Adaptación del coeficiente de digestión anaerobia (m) a 15°C, filtro FAFA de
Restrepo-Young ................................................................................................................ 109
Tabla 16. Coeficientes de corrección para el consumo sustrato en un filtro FAFA de Restrepo-
Young ............................................................................................................................... 110
Tabla 17. Correlaciones entre la COV y la temperatura para lagunas anaerobias del trópico
......................................................................................................................................... 118
Tabla 18. Correlaciones entre remoción DBO5 y la temperatura para lagunas anaerobias del
trópico ............................................................................................................................... 119
Tabla 19. Adaptación del coeficiente de digestión anaerobia (m) a 15°C para tanques sépticos
de Restrepo-Young ........................................................................................................... 122
Tabla 20. Coeficientes de corrección para el consumo en un tanque séptico de Restrepo-
Young ............................................................................................................................... 122
Tabla 21. Tiempos de retención en función de la temperatura en reactores UASB.............. 127
Tabla 22. Área de influencia de un tubo de distribución en un reactor UASB ...................... 134
Tabla 23. Materiales usados en la planta piloto ABR .......................................................... 142
Tabla 24. Parámetros de seguimiento en laboratorio de la planta piloto ABR ...................... 144
Tabla 25. Resultados de laboratorio Acuatest S.A.S., 1-3 semanas .................................... 144
Tabla 26. Resultados de laboratorio Acuatest S.A.S., 4-6 semanas .................................... 145
Tabla 27. Resultados de laboratorio Acuatest S.A.S., 7-9 semanas .................................... 146
Tabla 28. Parámetros para el diseño del ABR .................................................................... 153
Tabla 29. Resultados del modelo para la primera sección del ABR..................................... 153
Tabla 30. Resultados del modelo del balance global de los FAFA ...................................... 155
Tabla 31. Resultados de DQO del modelo ABR del Relleno Sanitario La Esmeralda .......... 156
XII
Tabla 32. Resultados de sólidos suspendidos para el modelo ABR del Relleno Sanitario La
Esmeralda......................................................................................................................... 156
Tabla 33. Resultados de muestreo de la línea base, realizado por Acuatest S.A.S. al reactor
ABR del Relleno Sanitario La Esmeralda ........................................................................... 166
Tabla 34. Tabla de relaciones para una correcta operación del ABR .................................. 167
Tabla 35. Parámetros de seguimiento en laboratorio durante el arranque del reactor ABR del
Relleno Sanitario La Esmeralda ......................................................................................... 170
Tabla 36. Suministro de nutrientes al reactor ABR del Relleno Sanitario La Esmeralda....... 172
Tabla 37. Resultados de los muestreos realizados al reactor ABR del Relleno Sanitario La
Esmeralda durante el periodo de arranque......................................................................... 175
Tabla 38. Concentración promedio de lixiviado efluente del reactor UASB del Relleno Sanitario
La Esmeralda .................................................................................................................... 176
Tabla 39. Desviación de la relación óptima de fósforo para el reactor ABR del Relleno
Sanitario La Esmeralda ..................................................................................................... 181
Tabla 40. Desviación de la relación óptima de nitrógeno para el reactor ABR del Relleno
Sanitario La Esmeralda ..................................................................................................... 183
XIII
Lista de Símbolos y Abreviaturas
Sistema de Unidades
min = minuto.
s = segundo.
cm2 = centímetro cuadrado.
cm3 = centímetro cúbico.
d = día.
g = gramo.
mg = miligramo.
h = hora.
kg = kilogramo.
l = litro.
ml = mililitro.
m = metro.
m2 = metro cuadrado.
m3 = metro cúbico.
mg = miligramo.
mm = milímetro.
ºC = grado Celsius.
atm = atmósfera.
s = segundo.
ton = tonelada.
nm = nanómetro.
Variables Principales
TRH = tiempo de detención hidráulico.
Kmod = tasa de utilización de sustrato modificada.
mmod = tasa de crecimiento celular modificada.
k = tasa de utilización de sustrato hallada experimentalmente.
XIV
m = tasa de crecimiento celular hallada experimentalmente.
Vr = volumen del reactor.
COV = Carga orgánica volumétrica.
v = velocidad ascensional.
CO = arga orgánica.
T = temperatura.
A = área del reactor.
As = área superficial.
e = espacio vacío.
H = altura del reactor.
E = eficiencia de remoción.
So = concentración de sustrato a la entrada.
S = concentración de sustrato a la salida.
b1,b2,b3…b6 = factores de corrección.
R = radio del disco.
r = radio del disco sumergido.
Qca = caudal.
q = carga hidráulica.
Abreviaciones Principales
DQO = demanda química de oxígeno.
P-Total = fósforo Total.
N-Total = nitrógeno Total.
DBO5 = demanda bioquímica de oxígeno 5 días.
AGV = ácidos grasos volátiles.
SSV = sólidos suspendidos volátiles.
SST = sólidos suspendidos totales.
pH = potencial de hidrogeniones.
UASB = reactor anaerobio de manto de lodos de flujo ascendente.
ABR = reactor anaerobio de bafles.
FAFA = filtro anaerobio de flujo ascendente.
CSRT = reactor de mezcla completa.
XV
BRC = reactor de biodiscos.
DAF = sistema de aireación por aire disuelto.
EMAS = Empresa Metropolitana de Aseo S.A. E.S.P.
STL = sistema de lixiviados de lixiviados.
DAP = fosfato diamónico.
MOFBD = materia orgánica fácilmente biodegradable.
ATP = adenosina trifosfato.
1
Introducción
Durante los últimos 30 años se ha desarrollado en Colombia una nueva cultura
con respecto al manejo y disposición final de residuos sólidos urbanos, pasando de
utilizar las fuentes superficiales como receptoras únicas de los residuos a la disposición
controlada y técnica de los residuos ordinarios utilizando la tecnología de relleno
sanitario.
Un relleno sanitario debe ser considerado como una estructura civil dinámica con
comportamientos propios, debido a la complejidad de los procesos que se generan
dentro de ella y a las acciones naturales y antrópicas a la que se encuentra expuesta
durante las diferentes etapas de su consolidación.
Los sólidos ordinarios dispuestos en un relleno sanitario se componen de una
fracción inorgánica (plásticos, vidrios, metales) que no es susceptible de ser objeto de
transformación en un lapso corto, y de una fracción orgánica que puede tener
degradación en corto y mediano plazo dependiendo de los compuestos que estén en
ella (residuos de alimentos, césped, cortezas de árboles, papel). Esta degradación de
la fracción orgánica se desarrolla en condiciones anaerobias, generando como
resultado compuestos orgánicos menos complejos hasta alcanzar el más simple de
ellos: gas metano. La producción de agua en esta etapa teóricamente no es de gran
importancia.
El hecho de tener el relleno expuesto a las condiciones naturales de lluvia permite
que el agua lluvia precipitada sobre las áreas descubiertas del relleno se infiltre y
alcance a combinarse con las fracciones que durante su degradación son solubles y
aún no alcanzan a ser convertidas en gas metano. Fenómeno que es conocido como
lixiviación. Un relleno sanitario bien diseñado debe considerar las estructuras
2
hidráulicas para la extracción por gravedad o mecánica de esta mezcla agua fracciones
solubles, conocida como lixiviado.
El lixiviado generado es una corriente altamente contaminada con valores de
DBO superiores a los 10000 mg/L, y en algunas oportunidades con importante cantidad
de sólidos suspendidos. También, generalmente, contiene contaminantes tales como
amonio, nitritos, fenoles, grasas y metales pesados, y en algunos casos pueden existir
trazas de pesticidas y herbicidas en los lixiviados.
Por la naturaleza y composición de la corriente de lixiviado la normativa
colombiana establece, a través de la Resolución 631 de 2015, regulatorio del Decreto
3930 de 2010, los valores absolutos de concentración de los diferentes contaminantes
que teóricamente puede contener una corriente de lixiviados para poder ser descargada
en un cuerpo de agua superficial. Esta nueva exigencia se establece en remplazo del
anterior decreto regulatorio, el Decreto 1594 de 1984, a través del cual se exigía
remociones del 80% de la carga contaminante afluente al sistema de tratamiento. Este
hecho se convierte en un reto para todas las empresas operadoras de rellenos
sanitarios.
El Relleno Sanitario La Esmeralda de la ciudad de Manizales operado por la
empresa EMAS S.A. E.S.P., caso del presente estudio, que en la actualidad cumple con
las exigencias del Decreto1594 de 1984, debe complementar su tren de tratamiento con
un sistema que permita realizar una remoción adicional hasta alcanzar los nuevos
lineamientos normativos.
El lixiviado generado en el Relleno Sanitario La Esmeralda se trata para remoción
de carga contaminante con un sistema combinado de unidades anaerobias (reactor
UASB + sistema de homogenización de largo tiempo de retención) y unidades de
tratamiento fisicoquímico (coagulación + floculación + sedimentación). Las remociones
alcanzadas cumplen con la norma establecida por el Decreto 1594 de 1984, el cual
establece 80% de remoción en carga, pero no son suficientes. Tales remociones deben
3
dar cumplimiento a la nueva normativa establecida por el Decreto 3930 de 2010,
regulado por la Resolución 631 de 2015, la cual establece valores absolutos para los
parámetros que son considerados como contaminantes en un vertimiento.
Con el fin de alcanzar los valores de la nueva norma colombiana, en materia de
vertimientos líquidos a cuerpos de agua superficiales, la empresa EMAS S.A. E.S.P. ha
adicionado a su sistema de tratamiento una nueva unidad de tratamiento anaerobio,
que consiste en un reactor de tipo filtro anaerobio con deflectores, conformando tres
cámaras de reacción anaerobia, denominado ABR (por sus siglas en inglés, Anaerobic
Baffled Reactor), desarrollado con base en los resultados de los ensayos a nivel de
planta piloto realizados durante un convenio realizado entre la Universidad Nacional de
Colombia sede Manizales y la empresa EMAS S.A. E.S.P.
Para el arranque de esta unidad se realizó un análisis del diseño del reactor, y
para su operación se tomaron en cuenta parámetros fundamentales como la
concentración de la carga orgánica influente y las concentraciones de nutrientes,
nitrógeno y fósforo, de tal manera que se pudieron conocer las relaciones DQO:N:P,
comparándolas con la literatura y realizando la adición de los nutrientes necesarios para
el balance apropiado, para ello se utilizan compuestos genéricos como urea y difosfato
de amonio DAP.
Este documento esta compuesto por cinco capítulos, en el primero de ellos se
reportan la generalidades tanto de la generación de lixivia dos, asi como la referencia
de la normativa colombiana y los diferentes equipos conque la empresa del caso
analizado, logra cumplir con la norma vigente hasta el año 2016,el segundo y tercer
capítulos contemplan todo lo referente al proceso anaerobio, mostrando teoría
biológicas y su articulación con la ingeniería ambiental y sanitaria, a través de diferentes
modelos de reactores que pueden ser utilizados como parte de la solución del problema
de contaminación con carga orgánica, los capítulos cuatro y cinco contienen todo lo
relacionado con el desarrollo de las pruebas propuestas para el arranque de un reactor
anaerobio de flujo ascendentes, tipo ABR , los resultados, conclusiones y
recomendaciones para este caso especifico.
4
1. Generalidades
1.1. Generación de Lixiviados
Hoy en día la disposición definitiva de los residuos sólidos es uno de los
problemas ambientales que más afecta a las sociedades en el mundo. El acelerado
crecimiento demográfico, y el alto nivel de consumo de productos, conllevan a la
generación de cantidades elevadas de residuos sólidos y a la demanda de servicios de
limpieza, y para la disposición final de ellos se utiliza comúnmente un relleno sanitario
donde se depositan todos los residuos generados (Morillo & Fajardo, 2005).
La operación de un relleno sanitario considera el manejo de las fracciones
líquidas y gaseosas generadas por la degradación de la materia orgánica presente en
los residuos sólidos, en especial la fracción líquida con una alta carga orgánica y otras
más complejas dependiendo de los residuos depositados en él. En la Figura 1 se
presenta el diseño convencional de un relleno sanitario.
5
Fuente: Orozco (2012).
Figura 1. Estructura de un relleno sanitario.
Los lixiviados se originan por la circulación de agua en la basura, la cual a su
paso va incorporando en ella las fracciones solubles de los residuos depositados.
Debido a ello, son líquidos oscuros que se producen por la descomposición de la
materia orgánica y toda el agua incorporada en el proceso por humedad de residuos,
precipitación y descomposición de la fracción orgánica. La composición de los lixiviados
varía de acuerdo al tipo de residuos y a las condiciones del lugar.
Los lixiviados son líquidos altamente corrosivos en la fase temprana de
establecimiento del relleno e incrustantes en la fase tardía de operación del relleno. Su
carga orgánica representada en términos de DQO varía de 3000 a 60000 mg/L, valor
que depende del tipo de basura depositada y de la capacidad del relleno, por esta razón
los lixiviados representan el agente contaminante más fuerte en un relleno sanitario.
Estos líquidos no se quedan confinados en el relleno sanitario, por condiciones de
diseño del relleno deben migrar fuera del mismo, y si no son tratados de una manera
adecuada pueden contaminar el suelo y las aguas superficiales y/o subterráneas que
se encuentran a su paso (Morillo & Fajardo, 2005).
Existe una primera fase en la generación de lixiviados, que se produce por el
contacto con el aire en los primeros periodos de disposición final, tales como el
descargue, el desplazamiento y la compactación. Este lixiviado, producto de “fase
aerobia”, puede tener cantidades importantes de sales disueltas, partículas, y fracciones
orgánicas sin degradar, porque es generado por el escurrimiento de la humedad propia
6
de los residuos y el contacto directo de ellos con la precipitación en caso de presentarse
lluvias.
Una vez ha trascurrido un tiempo de los residuos en el depósito, sin la presencia
de oxígeno, comienza la degradación anaerobia, la cual sigue todos los lineamientos
establecidos para la digestión anaerobia con fases tales como la hidrólisis, la
fermentación ácida, la acetogénesis y la metanogénesis. La característica de este
lixiviado es: un lixiviado con un pH alcalino. El lixiviado que se obtiene en una operación
normal deberá ser entonces la mezcla de estos dos tipos de lixiviados, predominando
la anaerobiosis.
En la medida en que se desarrolla el proyecto de consolidación de un relleno
sanitario se han encontrado variaciones importantes en las composiciones de los
lixiviados, tal como se aprecia en la Tabla 1.
Tabla 1. Características fisicoquímicas típicas de un lixiviado a nivel mundial
Parámetros Unidades
Lixiviado nuevo
Lixiviado intermedio
Lixiviado viejo
< 5 años 5-10 años > 10 años
Máx. Mín. Máx. Mín. Máx. Mín.
pH Unidades 8,26 7,77 8,5 7,6 9,58 8,18
CE mS/cm 36,7 27,1 23,5 16,2 20,6 11,6
AGV meq/L 295 70 100 50 62,5 45
AT mg CaCO3/L 36300 12400 10746 7344 8694 1689
DT mg CaCO3/L 4324 1251 1863 866 2700 400
DBO5 mg O2/L 13391 1171 1594 496 165 78
DQO mg O2/L 25455 9181 6638 3673 2197 1105
COT mg COT/L 7840 3531 3025 1240 999 415
ST mg/L 33796 17673 17950 10596 9345 5472
SDT mg/L 33703 17041 17775 10473 8877 5382
NTK mg N-NTK/L 2492 2184 2072 1204 1095 9,2
NH3 Libre mg NH3 1090 187 787 237 257 4,1
N Amoniacal mg N-NH3/L 2184 1050 1848 1008 956 9,2
Cl- mg Cl/L 4200 2121 3099 1398 2420 800
Fuente: Torres, Barba, Ojeda, Martínez & Castaño (2014).
7
Las características y caudales de los lixiviados varían significativamente de un
relleno sanitario a otro, debido principalmente a los regímenes de lluvia en cada sitio, a
la operación del relleno y especialmente al área descubierta en él, a los cambios en la
composición de los residuos y a las edades de los rellenos. Otros factores que influyen
ocurren a nivel microscópico y son asociados a procesos biológicos y químicos (Álvarez
& Suárez, 2006).
Igualmente, la composición química del lixiviado está ligada a la descomposición
biológica del material orgánico biodegradable, a las reacciones químicas y a la
disolución de metales y material inorgánico presentes en los residuos dispuestos en el
relleno, de tal manera que se pueden presentar lixiviados con alta carga no
biodegradable en función de la presencia de industrias en el área de influencia, que no
desarrollan una gestión adecuada de sus residuos sólidos (Morillo & Fajardo, 2005).
1.1.1. Características de los lixiviados que afectan su tratamiento.
Los lixiviados usualmente presentan unos altos contenidos de materia orgánica,
sólidos suspendidos, patógenos, metales y sustancias tóxicas altamente solubles en
agua, que dificultan su descontaminación. Es por esto que en Colombia existen
diferentes tipos de tratamientos para lixiviados que van desde recirculación, tratamiento
primario, tratamiento secundario, hasta tratamientos terciarios avanzados.
A continuación, se revisan las características de los lixiviados, desde la
perspectiva del sistema de tratamiento, que pueden ser utilizadas.
1.1.1.1. Calidad de los lixiviados.
Las características de los lixiviados de los países desarrollados frente a los que
se encuentran en vía de desarrollo varían significativamente. Colombia posee
concentraciones de DBO5, amoniaco y metales mucho más elevadas que los países de
la comunidad europea, esto debido en parte a las dificultades para la realización de
8
actividades de separación y aprovechamiento de residuos. Por lo cual, se debe tener
cuidado cuando se adoptan sistemas de tratamiento que no han sido adaptados al
contexto nacional (Giraldo, 2001).
Como los rellenos sanitarios son construidos para operar por varias décadas, se
ha determinado la existencia de por los menos 3 tipos de lixiviados, de acuerdo a la
edad de los sitios de depósito donde son generados (Torres et al., 2014):
Lixiviados nuevos:
Poseen altos contenidos de carga orgánica fácilmente biodegradable. Se
generan en los sitios o celdas a disposición. Con edades menores a 5 años.
Lixiviados intermedios:
Son generados por las áreas de relleno donde los residuos llevan entre 5 y 10
años de disposición. Su carga posee menor cantidad de DBO5, indicando menor
materia orgánica fácilmente biodegradable (MOFBD).
Lixiviados viejos:
Son los drenados de las zonas más antiguas del sitio de disposición. Con edades
por encima de los 10 años. Poseen bajas concentraciones de DBO5, aunque
pueden tener presencia de metales pesados y una fracción de DQO alta.
1.1.1.2. Cantidad de los lixiviados.
9
La cantidad de lixiviado generado en un relleno sanitario depende de 3 factores
principales:
Área de residuos dispuestos:
Corresponde a los lixiviados generados por todos los residuos dispuestos en un
relleno sanitario durante los años de operación del mismo. Crece lentamente año
tras año. En la Figura 2 se presentan las zonas de disposición actual y clausura
del Relleno Sanitario La Esmeralda.
Fuente: EMAS, 2016.
Figura 2. Zonas de trabajo y clausuradas del Relleno Sanitario La Esmeralda – 2016.
Infiltración permitida:
Es la lixiviación que se ocasiona por factores externos a los residuos, como son
aguas de escorrentías, precipitación directa en la zona y en algunos casos
infiltración de aguas subterráneas. Un exceso de infiltración ocasiona el
desbordamiento de lixiviado y sobrecostos de tratamiento. En la Figura 3 se
presenta el área de infiltración permitida para el Relleno Sanitario de la ciudad
de Manizales.
10
Fuente: EMAS, 2016.
Figura 3. Área de filtración permitida para el Relleno Sanitario La Esmeralda – 2016.
Drenaje e impermeabilización:
Tiene como fin impedir que los lixiviados contaminen el suelo y aguas
subterráneas, y pretende que todo el lixiviado producido sea recolectado. Una
mala impermeabilización o drenaje ocasiona una disminución del caudal de
entrada a los sistemas de tratamiento, por desvío hacia otras zonas del relleno,
generalmente ocasionando contaminación del suelo o migración hacia aguas
subterráneas. La Figura 4 presenta las obras de canalización de aguas lluvias en
las zonas clausuras del Relleno Sanitario.
11
Fuente: EMAS, 2016.
Figura 4. Sistema de drenajes del Relleno Sanitario La Esmeralda – 2016.
Con lo anterior, se concluye que para los caudales de lixiviados existen dos
dinámicas: una lenta generada por el área de residuos dispuestos en el tiempo, y una
rápida generada por la infiltración y los sistemas de drenaje-impermeabilización. Y
afectan los caudales diarios y medios.
Las variaciones de los caudales de lixiviados afectan de manera diferente a los
sistemas de tratamiento. Mientras algunos pueden soportar cargas choques, sin afectar
el rendimiento, otros necesitan de estructuras de almacenamiento y regulación de
caudal para poder operar correctamente (Giraldo, 2001).
1.1.1.3. Problemática para el manejo de los lixiviados.
Las condiciones de los lixiviados varían de un lugar a otro debido principalmente
a la cantidad y composición de los residuos que se depositan en cada uno de los
rellenos, además de las condiciones climáticas de las zonas donde estos se encuentran.
Los lixiviados son complejos para su tratamiento debido a:
Los lixiviados presentan hasta 200 veces mayor DQO que las aguas
residuales municipales.
12
Hay diferencias considerables entre la composición del mismo durante las
épocas de invierno (lluvias) y verano.
Poseen gran presencia de metales y metaloides. Además de altísimas
unidades formadoras de colonias (UFC), de coliformes totales y fecales.
Su pH se comporta como una solución buffer, lo que dificulta los procesos de
oxidación avanzada o catalítica.
Genera procesos de corrosión en las estructuras superficiales de las plantas
por la generación de H2S e incrustaciones en la estructura interna cuando el
proceso es anaerobio.
Generación de lodos producto del arrastre de material inerte de la celda de
trabajo y del crecimiento microbiano.
Presenta olores ofensivos y generación de vectores.
1.1.1.4. Tratamientos de lixiviados convencionales.
Uno de los factores importantes para el tratamiento convencional de lixiviados es
garantizar que la relación entre la DBO5/DQO sea superior a 0,5, de lo contrario los
sistemas biológicos no serán eficientes y requerirán de sistemas complementarios como
los terciarios de avanzados.
Por lo anterior, los sistemas biológicos (tratamientos secundarios) están
enfocados al tratamiento de lixiviados nuevos con una gran cantidad de MOFBD. Estos
pueden ser:
Los procesos aerobios tienen como principal producto la generación de CO2 y
biomasa (lodo) en cantidades considerables. Su mayor desventaja es el alto
costo operativo. Los sistemas aerobios más utilizados para el tratamiento de
lixiviados en Colombia son las lagunas aireadas o los lodos activados. En la
Figura 5 se presentan los sistemas de tratamientos aerobios del Relleno
Sanitario de la ciudad de Pasto.
13
Fuente: w w w .gruposala.com
Figura 5. Laguna de aireación del Relleno Sanitario Antanas de la ciudad de Pasto.
Los sistemas anaerobios generan gas metano y una proporción de lodos
menor con relación a los sistemas aerobios. Su principal desventaja es la
generación de olores ofensivos. En cuanto al tratamiento anaerobio de
lixiviado, los sistemas de mayor difusión son los reactores UASB y las lagunas
anaerobias (Álvarez & Suárez, 2006). La Figura 6 presenta el reactor
anaerobio para lixiviados de la ciudad de Manizales.
Fuente: Orozco (2012).
Figura 6. Reactor UASB, Relleno Sanitario La Esmeralda.
14
1.1.2. Tratamiento de lixiviado actual: estudio de caso.
1.1.2.1. Características de los lixiviados del Relleno Sanitario La
Esmeralda.
El Relleno Sanitario La Esmeralda, desde su inicio de operaciones en 1991, ha
venido identificando dos tipos de lixiviados: el lixiviado de carga contaminante alta
(lixiviado nuevo) y el lixiviado de carga baja (lixiviado viejo).
El lixiviado viejo presenta unas características muy limpias comparadas con el
lixiviado nuevo, pero por normativa ambiental debe ser tratado por todas las unidades
del sistema de lixiviados.
1.1.2.2. Descripción del sistema.
El sistema de descontaminación de lixiviados del Relleno Sanitario La Esmeralda
consta de un tratamiento primario, biológico y secundario, que se basa en operaciones
de canalización, homogenización, tratamiento biológico anaerobio, sedimentación y
oxigenación del lixiviado, complementado con el bombeo de lodos, secado de los
mismos y su disposición final.
A continuación (Figura 7), se presenta el diagrama de flujo del sistema.
15
Fuente: EMAS, 2016.
Figura 7. Diagrama de flujo del sistema de tratamiento de lixiviados del Relleno Sanitario La
Esmeralda – 2016.
Actualmente, el sistema de tratamiento de lixiviados está conformado de la
siguiente manera:
1.1.2.2.1. Evaluación de lixiviado de las celdas.
A nivel interno del relleno la evacuación de los lixiviados se realiza mediante
filtros principales, secundarios, intermedios y perimetrales, construidos en piedra,
algunos con tubería perforada, arena y geotextil, así:
Filtros principales:
Se construyen sobre la capa de impermeabilización del relleno sanitario. De
sección mínima 0,6 m de ancho x 0,8 m de altura, geotextil en tres caras (se excluye la
16
superior), capa de arena de 10 cm, tubería perforada de 8” y piedra para filtro, pendiente
mínima del 1%. Se construyen en sentido paralelo al flujo deseado y con una separación
horizontal entre filtros de aproximadamente 30 m. Son los filtros que mayor lixiviado han
de conducir por estar ubicados en el fondo del relleno, y además sobre ellos se da inicio
a la construcción de las chimeneas para evacuación de gases, las cuales, a su vez, por
gravedad, pueden transportar lixiviados desde terrazas superiores. Además, a ellos se
conectan en espina de pescado los filtros secundarios.
Filtros secundarios:
Construidos a la par del filtro principal. De sección mínima 0,4 m x 0,4 m, en solo
piedra, pendiente mínima del 1%. Se conectan a los filtros principales con un ángulo de
450 por ambos costados y están separados horizontalmente entre sí cada 15 m
aproximadamente. En estos se recoge primordialmente el lixiviado que se genera en la
primera terraza de disposición final de residuos sólidos y además el lixiviado de terrazas
superiores que haya logrado atravesar las capas de cobertura y residuos.
Filtros intermedios:
Van sobre las capas de cobertura de cada terraza de residuos sólidos. De
sección mínima 0,4 m x 0,4 m, en solo piedra, pendiente mínima del 1%. Se conectan
a las chimeneas en el mismo nivel de la terraza respectiva y a los filtros perimetrales.
En estos se recoge el lixiviado que se genera en la terraza inmediatamente superior de
disposición final de residuos sólidos y además el lixiviado de terrazas más arriba que
haya logrado atravesar las capas de cobertura y residuos. La separación horizontal
aproximada entre ellos es de 15 m.
Filtros perimetrales:
Se construyen en el perímetro de cada terraza de disposición final de residuos
sólidos, en su base. De sección mínima 0,4 m x 0,4 m, en piedra y geotextil en su cara
17
superior para independizarlo de la canal de aguas lluvias, que debe ubicarse encima
del filtro perimetral. Pendiente mínima del 1%. Para independizar las aguas lluvias de
los lixiviados, que corren por el filtro perimetral, se construye sobre el geotextil una capa
de barro cemento que impermeabiliza e impide la infiltración de las aguas lluvias. En la
Figura 8 se registra la construcción de filtros en espina de pescado en la base del relleno
sanitario.
Fuente: Orozco (2012).
Figura 8. Construcción de filtros, Relleno Sanitario La Esmeralda .
1.1.2.2.2. Canales de lixiviados.
Dependiendo de las características del lixiviados, y de las zonas de trabajo del
relleno sanitario, se construyen canales en diferentes materiales que van de desde
suelo-cemento a concreto, con el fin de conducir todo el lixiviado hasta el sistema de
tratamiento.
Canal de lixiviado (viejo) de zonas clausuradas:
Este canal recoge el lixiviado de las terrazas más antiguas, posee baja carga
contaminante, incoloro, y un caudal promedio de 0,15 L/s y su fin es llevar estas aguas
18
residuales hasta el Homogeneizador N°1 para su tratamiento. La Figura 9 representa el
canal de conducción de lixiviados de las zonas clausuradas de más de 10 años.
Fuente: Orozco (2012).
Figura 9. Canal de lixiviado viejo del Relleno Sanitario La Esmeralda.
Canal de lixiviado (nuevo) celda de trabajo actual:
Este canal de concreto recoge el lixiviado de las terrazas de la zona alta del
relleno y de las áreas de disposición actual, el cual posee alta carga contaminante, color
grisáceo, olor fuerte y un caudal de aproximadamente 1 L/s. Tiene como fin llevar el
lixiviado hasta la primera unidad de tratamiento Homogeneizador N°2, donde se mezcla
con las otras aguas residuales como se presentó en el diagrama de flujo de la Figura 7.
A continuación (Figura 10), se presenta el canal de lixiviado joven o con alta carga
contaminante del Relleno Sanitario de la ciudad de Manizales.
19
Fuente: Orozco (2012).
Figura 10. Canal de lixiviado de alta carga contaminante del Relleno Sanitario La Esmeralda.
Canal de lixiviado (edad media) de carga intermedia:
Este canal, con tramos en suelo-cemento y concreto, conduce el lixiviado con
edades de 5 a 10 años a la unidad de tratamiento Homogeneizador N°1 para,
posteriormente, ser bombeado al Homogeneizador N°2. Su caudal promedio es de 0,5
L/s. Posee un color marrón y un olor bajo. La Figura 11 representa las conducciones de
lixiviados de carga contaminante media correspondiente a lixiviados entre 2 y 6 años
del Relleno Sanitario La Esmeralda.
Fuente: Orozco (2012).
Figura 11. Canal de lixiviado de carga media del Relleno Sanitario La Esmeralda.
20
Canal de descole:
Este canal de 400 m, en concreto y con resaltos hidráulicos (permiten la
oxigenación), recibe el lixiviado tratado por las diferentes unidades de sistema y lo
conduce hasta el punto denominado como descole. Es un lixiviado de color marrón
traslucido, con poco olor y un caudal promedio de 1,8 a 2 L/s. En la Figura 12 se
presenta el canal de resaltos hidráulicos (oxigenación) antes del punto de vertimiento
del Relleno Sanitario La Esmeralda.
Fuente: Orozco (2012).
Figura 12. Canal de descole de lixiviados del Relleno Sanitario La Esmeralda.
1.1.2.2.3. Unidades del sistema de tratamiento de lixiviados.
El lixiviado que se genera en las diferentes franjas o terrazas con disposición de
residuos es conducido a los tanques homogeneizadores N°1 y N°2, donde ocurre una
sedimentación y una remoción de carga contaminante del 7-10%. De allí, es conducido
hacia el reactor UASB, el cual es el corazón del sistema de tratamiento ya que permite
remover el 70% de la carga contaminante del lixiviado. Posteriormente, son conducidos
a un reactor ABR de 460 m3, donde su diseño garantiza remociones teóricas del 60%.
El objeto de este estudio es alcanzar dichos valores de remoción. Posteriormente,
ingresa a la planta fisicoquímica donde ocurren los procesos de coagulación, floculación
y sedimentación que permiten remover un 50% de la carga, de allí pasa a un sistema
de filtración lenta donde se remueve un 15%. Por último, pasa a un canal de 400 m de
21
oxigenación donde se remueve un 5% de la DQO por medio de resaltos hidráulicos que
capturan oxígeno del aire (Orozco, 2012).
Homogenización:
Debido a los cambios, que pueden presentarse por los eventos de lluvias sobre
los lixiviados y las características de estos debido a las diferentes edades que se
presentan en todas las áreas del relleno sanitario, es necesario realizar una mezcla de
las corrientes generas con el fin obtener una carga o concentración constante, que
permita la regulación dentro del sistema de tratamiento anaerobio.
Homogeneizador N°1:
Tiene una capacidad de 60 m3 y un tiempo de retención hidráulico de 8,3 h para
un caudal de 2 L/s. Tiene como fin tratar los lixiviados de carga intermedia. En
esta unidad ocurre una sedimentación e hidrólisis parcial de la materia orgánica
gracias a la acumulación de microrganismos presentes en el lixiviado, que
facilitan los procesos de acetogénesis y metanogénesis. Su último
compartimiento es el foso de bombeo, que por medio de 2 electrobombas de 15
HP llevan este lixiviado hasta el Homogeneizador N°2, que se encuentra a una
altura superior de 40 m y a una distancia de 500 m de este sitio (Orozco, 2012).
En la Figura 13 se presentan: el sector del homogeneizador N°1 de lixiviados y
la estación de bombeo principal del Relleno Sanitario La Esmeralda.
22
Fuente: Orozco (2012).
Figura 13. Homogeneizador N°1 del Relleno Sanitario La Esmeralda.
Homogeneizador N°2:
Tiene una capacidad de 50 m3 y un tiempo de retención hidráulico de 6,94 h para
un caudal de 2 L/s. Reúne todos los lixiviados a tratar del Relleno Sanitario La
Esmeralda como se muestra en la Figura 7 de diagrama de flujo. Su función es
tener una homogeneidad en la carga contaminante de lixiviados, sedimentación
de las partículas más grandes y la hidrólisis del lixiviado nuevo. De allí, el lixiviado
es conducido a un tanque de regulación de caudal, con el fin de mejorar la
operación del reactor UASB (Orozco, 2012). El la Figura 14 se presenta el
segundo homogeneizador ubicado en el sector del reactor UASB del Relleno
Sanitario La Esmeralda.
23
Fuente: Orozco (2012).
Figura 14. Homogeneizador N°2 del Relleno Sanitario La Esmeralda.
Tanque de regulación de caudal:
Tiene capacidad de 13 m3. Recibe los lixiviados de los homogeneizadores, y su
principal función es regular el caudal de lixiviado que ingresa al reactor UASB, con el
fin de evitar resuspensión de lodos dentro del mismo cuando hay épocas de lluvia
(aumento de caudal). La salida del tanque se realiza por el fondo por medio de varios
orificios, bajo el criterio de tener una cabeza constante, lo que entregará un caudal
constante dependiendo del área de los orificios que esté operando (Orozco, 2012). En
la Figura 15 se muestra la unidad de regulación de caudal ubicada en el sector del
reactor UASB del Relleno Sanitario de la ciudad de Manizales.
24
Fuente: Orozco (2012).
Figura 15. Tanque de regulación de caudal del Relleno Sanitario La Esmeralda.
Sistemas de tratamiento anaerobio:
El Relleno Sanitario La Esmeralda posee dos sistemas de tratamiento anaerobio
en series, con el fin de aumentar las eficiencias en la remoción de la carga contaminante
y soportar la generación de lixiviado a largo plazo. Su principal función es convertir la
carga contaminante en metano, mediante los procesos microbianos de acetogénesis y
metanogénesis.
Reactor UASB:
Consta de 2 unidades, cada una de 90 m3 de capacidad y 24 h de tiempo de
retención hidráulico, para un caudal total de lixiviado de 2 L/s. El flujo se distribuye
en cada unidad por una canaleta superior dotada de vertederos triangulares que
alimentan los 13 tubos laterales de 2”, estos tubos conducen hasta el fondo del
reactor el lixiviado para a tratar para que tenga contacto con la biomasa allí
retenida. Cada unidad tiene una salida de fondo a 50 cm, y están dotados de
válvulas que descargan su contenido a la cámara de salida. Los reactores (cada
uno) tienen tubería horizontal de 2”, en grupos de 4, formando 3 hileras, y cada
25
tubo tiene una válvula. Este sistema asegura la purga parcial de lodos y la
extracción de muestras. El efluente se recoge por canaleta lateral y descarga en
conjunto por tubería de 6” hasta la cámara, donde se puede realizar medición
volumétrica de la salida general. Los gases generados se conducen desde el
interior de cada reactor hacia la superficie, utilizando láminas de acero y tubería,
en las campanas se recolecta el biogás generado y por diferencia de
concentraciones este es conducido hacia una chimenea, donde se quema en
forma permanente con el fin de lograr la destrucción del metano generado
(Orozco, 2012). En la Figura 16 se representa al sistema biológico del sistema
de lixiviados (reactor UASB) del Relleno Sanitario La Esmeralda.
Fuente: Orozco (2012).
Figura 16. Reactor UASB del Relleno Sanitario La Esmeralda.
Reactor ABR:
Los lixiviados tratados en el reactor UASB son llevados por gravedad a más de
600 m hasta el nuevo reactor anaerobio de bafles, que tiene una capacidad de
460 m3 y un tiempo de retención de 63 h para un caudal de 2 L/s. Este lixiviado
ingresa al reactor por medio de 4 tuberías de 6”. El reactor consta de dos módulos
y 4 etapas:
26
I) En la primera etapa, que tiene capacidad para 94,3 m3, se separan las
grasas y aceites, y se complementan los procesos de acidogénesis.
II) En la segunda etapa, con capacidad de 89,7 m3, la fase acetogénica es
más vigorosa.
III) En las etapas 3 y 4, con capacidad de 89,7 m3 cada una, se encuentra
definida la fase metanogénica.
IV) Cada etapa tiene una división de 5 m de profundidad, lo que facilita la
generación de mezcla completa en el reactor al aumentar la altura de la
fase con ausencia de oxígeno (Orozco, 2013).
En la Figura 17 se presenta la nueva unidad de tratamiento biológico ubicada en
el sector de los lechos de secado del Relleno Sanitario La Esmeralda.
Fuente: EMAS, 2016.
Figura 17. Reactor Anaerobio de Bafles –ABR–, Relleno Sanitario La Esmeralda, 2016.
Planta fisicoquímica:
El lixiviado proveniente del reactor ABR entra a un canal inclinado, donde se le
adiciona sulfato de aluminio tipo B líquido, como coagulante, por medio de un
dosificador manual a una dosificación de 1200 ppm. De allí, pasa a un floculador
mecánico con capacidad de 2,8 m3, donde se mezcla completamente el sulfato. El
27
floculador tiene 3 compartimientos en series donde las aspas giran a 90 rpm, 60 rpm y
30 rpm respectivamente. Luego, fluye a través de un canal de aquietamiento de donde
se adicionan diariamente 5 pastillas de cloro inmovilizado al 99% con el fin de disminuir
la actividad biológica y facilitar la sedimentación, de aquí pasa a un sedimentador de
placas y posteriormente al sedimentador convencional. La capacidad de estos es de
aproximadamente 47 m3 y 6,52 h de tiempo de retención, para un caudal de 2 L/s
(Orozco, 2012). La Figura 18 presenta las diferentes unidades de la planta fisicoquímica
para el tratamiento de lixiviados del Relleno Sanitario La Esmeralda.
.
Fuente: Orozco (2012).
Figura 18. Planta fisicoquímica del Relleno Sanitario La Esmeralda.
Filtro lento:
El lixiviado efluente del sedimentador convencional entra a un canal donde el
caudal se divide homogéneamente en 3 filtros lentos de1,3 x 4,2 x 1,4. Con el fin de
utilizar toda el área del filtro, el lixiviado es distribuido en cada compartimiento a través
de dos tuberías de 2” con orificios de 1/16”, para posteriormente pasar a través de una
lona de filtración industrial que tiene como fin retener las partículas más gruesas y evitar
la colmatación del filtro ante cambios en la carga contaminante o caudal del lixiviado. El
lixiviado que traspasa la lona de filtración pasa por un lecho filtrante conformado por
material pétreo y gravilla (Orozco, 2012).
En las tablas 2 y 3 se describen las características del material filtrante utilizado
para el tratamiento de lixiviado de la ciudad de Manizales, y en la Figura 19 se presentan
28
las unidades de filtros lentos ubicados en el sector de la planta fisicoquímica del Relleno
Sanitario La Esmeralda.
Tabla 2. Especificaciones lona filtrante
Tipo de lona
Tipo de forma Dimensiones por unidad Número
de unidades
Altura (m) Ancho (m) Largo (m)
Poliacrílico 26” Tejido
Rectangular con fondo en el mismo material y agarradera en
el área perimetral superior 0,5 1,3 4 3
Fuente: Orozco (2012).
Tabla 3. Material filtrante
Capa de lecho filtrante
Diámetro del material (”)
Diámetro del material (cm)
Altura de la capa (m)
Cantidad de material por filtro (m3)
Piedra 2 5,08 0,15 0,8
Piedra 1 2,54 0,15 0,8
Grava ¼ 0,64 0,15 0,8
Grava 1/8 0,32 0,4 2,2
Fuente: Orozco (2012).
Fuente: Orozco (2012).
Figura 19. Filtro lento del Relleno Sanitario La Esmeralda.
29
1.1.2.2.4. Manejo de lodos.
Los lodos son generados en los homogeneizadores N°1 y N°2, el tanque de
dosificación de caudal, el reactor UASB, el reactor ABR, el sedimentador convencional
y de placas, y las lonas de filtración. Los lodos son conducidos hasta los lechos de
secado por bombeo o manualmente de los diferentes sitios del sistema de tratamiento.
Existen 6 celdas numeradas, como se muestra en la Figura 20, cada una con área de
9 m2 y 1 m de profundidad. El sistema de drenaje está conformado por tubería
perforada, arena y grava. La radiación solar y el filtro del fondo del lecho permiten el
secado de los lodos en un tiempo de aproximadamente mes y medio. El lixiviado
presente en el lodo, que pasa a través del filtro del lecho de secado, es conducido a la
planta fisicoquímica. Los lodos secos son evacuados y usados como material de
cobertura en la zona de disposición final actual (Orozco, 2012).
Fuente: Orozco (2012).
Figura 20. Lecho de secado de lodos del Relleno Sanitario La Esmeralda.
1.1.3. Resultado de tratamiento actual frente a la norma colombiana.
Desde su creación, el Relleno Sanitario La Esmeralda, ha ido adicionando
sistemas de tratamiento con el fin de mejorar la calidad del agua de sus vertimientos.
Al principio de la década de los 90 el lixiviado era recirculado al interior del relleno
sanitario, posteriormente a finales de esa misma década se construye la planta
fisicoquímica con el fin de disminuir el riesgo que tiene la recirculación de lixiviados en
30
rellenos de alta o media pluviosidad, generando así la necesidad de un permiso de
vertimientos.
Posteriormente, se construye el Homogeneizador N°1, como pretratamiento al
sistema de lixiviados. En 2002, EMAS y la Universidad Nacional de Colombia sede
Manizales firman un convenio marco con el fin de calcular la generación futura de
lixiviados y escoger la tecnología necesaria para la remoción de carga contaminante
vertida. De estos estudios sale como resultado el diseño de un reactor UASB, el cual
inicia su operación en 2007, y permitió que el sistema alcanzara remociones superiores
al 80% de carga contaminante de acuerdo con la Resolución 1594 de 1984.
Posteriormente, en 2011, se construyeron las unidades complementarias de filtro lento
y el Homogeneizador N°2, que permitieron subir las remociones por encima del 87%.
Con el cambio normativo de vertimientos del Decreto 3930 de 2010, EMAS
empezó en 2012 una serie de ensayos a escala laboratorio y piloto, sobre las mejores
alternativas biológicas y fisicoquímicas para mejorar la calidad del vertimiento de
lixiviado, mediante pruebas como:
I) Aireación por flotación (DAP).
II) Reactor de biodiscos (BRC).
III) Reactor anaerobio de bafles (ABR).
Siendo este último el que más se aproximaba a la relación costos-beneficio y a
los parámetros exigidos en los borradores de la Resolución 631 de 2015. El reactor ABR
entra en operación en enero de 2015 para un caudal de diseño de 3 L/s.
Para 2017 EMAS espera tener en operación las unidades complementarias que
le permitan el permanente cumplimiento de sus límites permisibles, mediante la
construcción de una planta fisicoquímica de alta tasa, una unidad de oxidación catalítica
y un humedal de flujo libre en canal que permitan la protección de las quebradas Aguas
Frías y Olivares.
31
1.1.3.1. Caudal de lixiviado vertido por EMAS.
El caudal máximo de diseño de las unidades de lixiviados del Relleno Sanitario
La Esmeralda es de 2 L/s, pero la nueva unidad ABR es capaz de soportar un caudal
máximo de 4 L/s, con lo cual se garantiza que a largo plazo se cumpla con los límites
máximos permisibles exigidos en la Resolución 631 de 2015. A continuación (Tabla 4),
se presenta el vertimiento generado por EMAS de 2011 a 2014.
Tabla 4. Caudal de lixiviado vertido, 2011-2014
Periodo Caudal STL
Promedio mensual
mar-11 2,1
abr-11 2,2
may-11 1,8
jun-11 1,7
jul-11 1,8
ago-11 1,7
sep-11 1,8
oct-11 2,1
nov-11 2
dic-11 2,1
ene-12 1,7
feb-12 1,6
mar-12 1,7
abr-12 1,6
may-12 1,5
jun-12 1,5
jul-12 1,3
ago-12 1,4
sep-12 1,4
oct-12 1,5
nov-12 1,4
dic-12 1,3
ene-13 1,8
feb-13 1,5
mar-13 1,6
abr-13 1,7
32
may-13 1,8
jun-13 1,9
jul-13 1,5
ago-13 1,4
sep-13 1,6
oct-13 1,8
nov-13 1,8
dic-13 1,6
ene-14 1,5
feb-14 1,5
mar-14 1,4
abr-14 1,4
may-14 1,5
jun-14 1,69
jul-14 1,7
ago-14 1,3
sep-14 1,2
oct-14 1,2
nov-14 1,5
dic-14 1,8
promedio m3/día 140,6629565
Fuente: EMAS, 2015.
1.1.3.2. Resultado de tratamiento frente a la norma colombiana de la
Resolución 1594 de 1984.
En los últimos años el sistema de tratamiento de lixiviados del Relleno Sanitario
La Esmeralda ha presentado cumplimiento de las remociones exigidas por la
Resolución 1594 de 1984 que tuvo vigencia hasta el 31 de diciembre de 2015,
observando una mejora en la calidad del vertimiento final, tal como se muestra en la
Tabla 5, correspondiente al periodo 2011-2014.
33
Tabla 5. Remociones de los lixiviados del Relleno Sanitario La Esmeralda, 2011-2014
Muestreos realizados en cumplimiento del PMA del Relleno Sanitario La Esmeralda a Corpocaldas - 2011-2014
Peri
od
o
SS
T (
mg
/L)
Terr
aza
SS
T (
mg
/L)
Desco
le
Rem
oció
n
Gra
sas y
aceit
es
(mg
/L)
Terr
aza
Gra
sas y
aceit
es
(mg
/L)
Desco
le
Rem
oció
n
DQ
O (
mg
/L)
Terr
aza
DQ
O (
mg
/L)
Desco
le
Rem
oció
n
DB
O5 (
mg
/L)
Terr
aza
DB
O5 (
mg
/L)
Desco
le
Rem
oció
n
mar-11 2140 360 83,18 37 23 38 14645 5685 61,18 9540 1125 88
jul-11 1864 162 91,31 620 72 88 15753 2852 81,9 10470 1575 85
oct-11 2420 290 88,02 322 64 80 18862 2524 86,62 9960 1287 87
dic-11 4479 198 95,57 91 51 44 15325 1988 87,03 8945 1051 88
mar-12 4010 158 96,06 193 16 92 10722 2241 79,1 9380 1006 89
ago-12 1873 320 82,92 40 8 80 23647 3594 84,8 13305 1333 90
oct-12 19510 150 99,23 29 5 83 5677 1399 75,35 3072 506 84
ene-13 2670 168 93,71 225 35 84 10426 915 91,22 7962,5 541 93
mar-13 4300 120 97,21 13 4 69 10922 966 91,16 4603 478 90
jun-13 1912 368 80,75 259 49 81 8745 1363 84,41 4840 912 81
jul-13 2690 167 93,79 1243 174 86 11940 2585 78,35 8400 1176 86
dic-13 1380 149 89,2 93 3,1 97 15200 1224 91,95 10440 406 96
abr-14 1150 143 87,57 8,07 0,6 93 14750 2545 82,75 8100 948 88
jun-14 7280 61 99,16 3,67 0,14 96 25425 1135 95,54 16500 598 96
oct-14 8190 98,6 98,8 0,6 0,001 100 13600 1070 92,13 5120 521 90
dic-14 7670 143 98,14 37 0,001 100 14300 4615 67,73 2240 240 89
Fuente: EMAS, 2015.
1.1.3.3. Resultado de tratamiento frente a la norma colombiana de la
Resolución 631 de 2015.
Se realizó un análisis de los vertimientos de los últimos 4 años del Relleno
Sanitario La Esmeralda en los cuales se promediaron los parámetros con el fin de mirar
su estado actual frente a la Resolución 631 en su artículo 14, “rellenos sanitarios”,
encontrado que existe riesgo de incumpliendo a partir de 2016 en los límites permisibles
de DQO, DBO5 y posiblemente fenoles y sólidos sedimentables, como se muestra en
la Tabla 6. Por lo cual, tiene un periodo de transición para alcanzar las metas de dicha
34
Resolución. Estos muestreos no tuvieron en cuenta las remociones del ABR, pues no
se encontraba en operación para ese periodo.
Tabla 6. Vertimientos de EMAS con respecto a la Resolución 631 de 2015
Art. 14 - Res. 631 de 2015
Unidad de medida
Límite máximo permisible en el
descole
Promedio parámetros (mg/L) Descole periodo 2011-2015
Relleno Sanitario La Esmeralda
pH unidades de pH de 6 a 9 8
DQO mg/L 2000 2342
DBO5 mg/L 800 890
SST mg/L 400 198
SSED mg/L 5 3
Grasas y aceites mg/L 50 5
Fenoles mg/L 0,2 0,2
Hidrocarburos totales mg/L 10 No existe dato
Cianuro total mg/L 0,5 0,114
Cloruros mg/L 500 No existe dato
Sulfatos mg/L 600 3,8
Aluminio mg/L 3 No existe dato
Arsénico mg/L 0,1 0,005
Bario mg/L 2 0,162
Cadmio mg/L 0,05 No existe dato
Zinc mg/L 3 No existe dato
Cobre mg/L 1 0,024
Cromo mg/L 0,5 No existe dato
Mercurio mg/L 0,01 0,003
Níquel mg/L 0,5 0,142
Plomo mg/L 0,2 0,005
Selenio mg/L 0,2 No existe dato
Vanadio mg/L 1 No existe dato
Fuente: EMAS, 2015.
35
1.1.4. Reactor anaerobio de etapas múltiples como propuesta de solución.
1.1.4.1. Reactores anaerobios de bafles (ABR).
Los reactores anaerobios de bafles son altamente versátiles. Pueden ser
utilizados en procesos de pretratamiento o codigestión para efluentes de cargas
contaminantes altas. Su aplicación es similar a los reactores UASB, pero a diferencia
de estos los ABR no requieren la formación de lodo granular para su funcionamiento.
Además, pueden diseñarse de forma horizontal o vertical.
La hidrodinámica y las zonas de mezclas que se producen al interior de un ABR
influyen mejorando las áreas de contacto entre los sustratos y las bacterias, permitiendo
controlar la transferencia de masa y mejorar el potencial de reacción. Los
microorganismos se elevan y se depositan suavemente en cada una de las etapas del
reactor debido a las características de flujo y a la producción de biogás, generando que
el ABR se comporte como un reactor de mezcla completa (Foxon et al., 2004).
En la Figura 21 se presenta la estructura de un ABR (las flechas indican la
dirección de flujo del agua en el reactor y las líneas punteadas indican la interfase
líquido-gas).
Fuente: Foxon et al (2004).
Figura 21. Esquema de un reactor anaerobio de bafles.
36
Las principales ventajas del ABR son: su simplicidad de diseño, ausencia de
partes móviles o mecánicas, bajos costos de construcción y operación, la no separación
de gases, baja generación de lodos y tiempos de retención de sólidos altos. Pero su
principal característica es la capacidad de separar las fases de hidrólisis, acidogénesis,
acetogénesis y metanogénesis a lo largo del reactor, como se muestra en la Figura 22,
permitiendo aumentar hasta 4 veces la generación de ácido acético y metano en
comparación con los reactores anaerobios sin etapas. Estas separaciones permiten un
aumento en la protección de los microrganismos ante sustancias nocivas y mayor
resistencia a los cambios en pH, temperatura o carga orgánica, lo cual les permite
desarrollarse en condiciones más favorables, pues se trata de ofrecer a cada
microorganismo especializado un medio apropiado para su desarrollo específico
(separación de fases de digestión anaerobia) (Foxon et al., 2004).
Fuente: Foxon et al. (2004).
Figura 22. Separación espacial de los subprocesos de digestión anaerobia en un reactor ABR.
1.1.4.1.1. Respuesta del ABR a las cargas de choque hidráulicas y orgánicas.
Uno de los problemas más difíciles en el manejo de lixiviados es lo relacionado
a los choques hidráulicos y de carga contaminantes, generados por los periodos de
invierno y verano, que hacen que varíe el caudal de lixiviados y la concentración de los
mismos. Los lixiviados en época de verano tienen un caudal bajo y una concentración
alta, mientras que en época de invierno sucede lo contrario, un caudal alto y una
concentración menor, esto depende del área de infiltración permitida de cada relleno
sanitario.
37
Estudios realizados a sistemas ABR han demostrado la versatilidad de estos para
responder a estas cargas choques:
Un ensayo consistió en un reactor de bafles con un tiempo de retención
hidráulica de 20 h y una carga contaminante de 4,8 kg DQO/m³ (carbón
hidratado/proteína de sacarosa). Se indujo a un choque hidráulico para
disminuir el tiempo de retención en 1 h, durante un período de 3 h. El reactor
volvió a sus condiciones de remoción de DQO > 95% en las siguientes 24 h
después de haber terminado el choque hidráulico. Durante el ensayo menos
del 15% de la biomasa activa se perdió (Grobicki & Stuckey, 1992).
En un experimento similar en tiempos al anterior, donde se aumentó la tasa
de carga contaminante a 20 kg DQO/m³, casi 4,44 veces más de la carga
normal (4,8 kg DQO/m³), se logró en estas condiciones una eficiencia de
remoción de DQO de 72% (Foxon et al., 2006).
1.1.4.1.2. Efecto de la temperatura.
Otra ventaja de los ABR es que sus sistemas de bafles generan mayor protección
a las bacterias antes cambios bruscos de temperatura en comparación con otros
sistemas anaerobios, esto se demostró en un estudio realizado donde se redujo la
temperatura en 15°C con respecto a los 36°C que es la óptima para los reactores
anaerobios, encontrando que esta disminución solo causó una reducción del 20% en la
remoción de DQO para un ABR, mientras que con las otras tecnologías analizadas la
disminución en la eficiencia fue superior al 35% (Nachaiyasit & Stuckey, 1997). En la
Figura 23 se representa el efecto de la temperatura sobre la producción de metano en
un reactor anaerobio.
38
Fuente: Espinosa-Solares et al. (2010).
Figura 23. Efecto de la temperatura sobre la producción de biogás en un sistema
anaerobio.
1.1.4.1.3. Comparación entre un ABR y un sistema séptico convencional.
La principal diferencia es el efecto de filtrado biológico que ocurre cuando se
fuerza al lixiviado a pasar por debajo del deflector donde está la biomasa, generando
que los componentes sólidos se decanten fácilmente y los componentes líquidos se
eliminen por difusión, produciendo un efluente muy superior a los tanques sépticos con
un tiempo de retención hidráulica similar.
Un ensayo comparativo arrojó que para un tanque séptico de tiempo de retención
de 24 h las remociones alcanzadas fueron menores en un 20-25% con respecto a un
ABR (en términos de DQO, DBO y SST) y para sólidos totales de cerca de 30%
(Wanasen, 2003).
1.1.4.1.4. Puesta en marcha de un ABR.
Las principales variables a tener en cuenta en el arranque de un reactor ABR se
basan en el desarrollo de las colonias de bacterias óptimas para cada etapa, para esto
se requiere iniciar el proceso con baja carga contaminante e ir aumentando
gradualmente esta, hacerlo de esta manera evita sobrecargas para los
39
microorganismos de lento crecimiento. La carga de inicio recomendada es 1,2 kg
DQO/m³.d. Además, es necesario realizar un balance de nutrientes básicos sobre el
afluente tales como fósforo y nitrógeno con el fin de favorecer el desarrollo de las
colonias de bacterias (Foxon et al., 2006).
1.1.4.1.5. Estado estable de un ABR.
Una vez se alcanza el estado estable en un reactor anaerobio, este proceso
depende del tamaño del reactor y puede demorarse entre 3 a 6 meses.
El ABR se comportará por su diseño como una serie de reactores de tanques
agitados continuos (CSTR), por la intensidad de mezcla inducida por los gases
generados en cada una de las etapas y por su diseño que presenta niveles de espacios
muertos hidráulicos bajos, aproximadamente 8%, en comparación con otros reactores
anaerobios. Lo anterior, basado en la observación directa de un sistema ABR, pues a
la fecha los estudios de hidrodinámica no han tenido en cuenta los efectos de la mezcla
del biogás, los cambios de viscosidad por generación de biomasa ni el tamaño de las
partículas de estas (Foxon et al., 2006).
En la Figura 24 se presenta el ABR en estudio después de alcanzar el estado
estable, donde se evidencia la intensa mezcla por acción del biogás.
Fuente: EMAS, 2016.
Figura 24. Efecto de la mezcla del biogas del ABR en el Relleno Sanitario La Esmeralda.
40
1.2. Tratamiento Anaerobio
La digestión anaerobia es la degradación de los sustratos orgánicos (residuos
biológicos) por efecto de la actividad de un conjunto de colonias heterogéneas, que
degradan la materia orgánica en ausencia de oxigeno molecular, convirtiendo el
sustrato en biogás (metano, dióxido de carbono, H2S), biomasa microbiana y materia
orgánica residual.
En los sistemas anaerobios los aceptores finales de electrones son sustancias
distintas al oxígeno, que son capaces de recibir los electrones transferidos desde otro
compuesto teniendo la función de agente oxidante. Por otro lado, las sustancias
dadoras de electrones actúan como agentes reductores en las cadenas de respiración
anaeróbicas.
En los sistemas anaerobios más del 90% de la energía disponible para oxidación
directa es transformada en biogás, usando solo un 10% para el crecimiento microbiano.
Caso diferente ocurre en los sistemas aerobios donde casi el 50% de la energía es
consumida en este crecimiento bacterial. En la Figura 25 se presentan las diferencias
entre el metabolismo anaerobio y el aerobio.
Fuente: Corrales, Antolínez, Bohórquez & Corredor (2015).
Figura 25. Comparación entre sistemas aerobios y anaerobios.
41
1.2.1. Fundamentos del tratamiento anaerobio.
Los tratamientos anaerobios son sistemas que tienen como principal ventaja la
reducción en los costos operativos asociados a los tratamientos de aguas residuales,
entre ellos el lixiviado, debido a que no requieren energía eléctrica y su producción de
lodos es baja, con lo que se disminuyen los costos de disposición final de los mismos
en rellenos sanitarios o celdas de seguridad, que pueden representar hasta un 60% de
los costos reales de operación de un sistema de aguas residuales.
Los tratamientos anaerobios han demostrado ser muy eficaces en la degradación
y eliminación de los compuestos orgánicos, dejando subproductos compuestos
mineralizados como NH4+, PO4 -3, S-2 en solución, al usar diseños simples como:
lagunas anaerobias, tanques sépticos, tanques Imhoff y filtros FAFA y otros un poco
más complejos como son los reactores UASB, UAFB, biodiscos, ASBR y ABR. Estos
últimos poseen tiempos de retención de sólidos (SRT) altos y TRH menores que
permiten una carga volumétrica superior y mejora significativa en la digestión. Por lo
cual, el requerimiento de espacios no es un limitante y la cantidad de lodo producido es
muy pequeña y estable (Nguyen, Turgeon & Matte, 2010).
Por lo general, los microorganismos anaerobios son incapaces de alimentarse
de moléculas de gran tamaño como las proteínas, los lípidos o los carbohidratos. Por lo
que generan enzimas extracelulares que permiten descomponer estas macromoléculas
en unas más simples como lo son los azúcares, los aminoácidos y los ácidos grasos.
Estos, a su vez, son descompuestos mediante procesos de fermentación o respiración
anaerobia en moléculas mucho más pequeñas (Varnero, 2011).
1.2.1.1. Respiración anaeróbica.
Es un proceso biológico de oxidorreducción de monosacáridos y otros
compuestos, en el que el aceptor terminal de electrones es una molécula inorgánica
42
(CO2, SO4 y NO3) distinta del oxígeno, y más raramente una molécula orgánica. Cuando
el CO2 acepta los electrones liberados por la materia orgánica se reduce a gas metano
(CH4). La energía liberada en esta reacción es mucho mayor a la que se produce
durante la fermentación anaeróbica. La producción de CH4 mediante esta vía se conoce
como metanogénesis hidrogenotrófica y es responsable del tercio restante de la
producción total de metano (Varnero, 2011).
Otras reacciones incluyen ciertos microorganismos anaeróbicos que reducen el
hidrógeno a ácido acético, llamados homoacetogénicos. Al igual que otras que reducen
el sulfato para la generación de sulfuro de hidrógeno, dando el olor característico a los
sistemas anaerobios. Otro proceso que ocurre de forma simultánea es el de nitrificación
y desnitrificación, en este último los nitratos se reducen a nitrógeno gaseoso.
1.2.1.2. Microorganismos presentes en la digestión anaerobia.
Las especies de microorganismos involucrados en el proceso varían
dependiendo de los materiales que serán degradados, las fases de la digestión
anaerobia y los ciclos del nitrógeno, azufre y fósforo. Mejorando o disminuyendo la
remoción de carga contaminante (Varnero, 2011).
1.2.1.2.1. Bacterias de digestión anaerobia.
Las bacterias presentes en este proceso se dividen en 5 etapas principales:
Bacterias que participan en la hidrólisis:
En la fase de hidrólisis es donde más variedad de microorganismos participan en
la liberación de enzimas extracelulares que permiten la descomposición de los
compuestos orgánicos más complejos, destacándose las siguientes familias (Varnero,
2011):
43
Bacteroides:
Bacteria anaerobia que convierte los carbohidratos en azúcares (Figura 26).
Fuente: Murray, Sow den & Colvin (1984).
Figura 26. Bacteroides cellulosolvens.
Lactobacillus:
Es una bacteria facultativa, que convierte la lactosa o los monosacáridos en ácido
láctico (Figura 27).
Fuente: Krieg et al. (2010).
Figura 27. Lactobacillus sp.
Propioni-bacterium:
Convierte los ácidos grasos a propianato (Figura 28).
44
Fuente: Krieg et al. (2010).
Figura 28. Propionibacterium sp.
Sphingomonas:
Transforman las proteínas y lípidos en aminoácidos (Figura 29).
Fuente: Krieg et al. (2010).
Figura 29. Sphingomonas sp.
Sporobacterium:
Conversión de proteínas a aminoácidos y ácidos grasos (Figura 30).
45
Fuente: Krieg et al. (2010).
Figura 30. Sporobacterium olearium.
Megasphaera:
Conversión en aminoácidos, ácidos grasos y productos intermedios como
acetato (Figura 31).
Fuente: w w w .msbiotec.com
Figura 31. Megasphaera eldenni.
Bifidobacterium:
Bacteria anaerobia que convierte los carbohidratos en azúcares y posteriormente
estos en ácido láctico (Figura 32).
46
Fuente: Krieg et al. (2010).
Figura 32. Bifidobacterium adolescentes.
Bacterias que participan de la acidogénesis:
Posteriormente, un grupo de bacterias facultativas y anaerobias, que también
participan en la fase de hidrólisis y hasta en un 5% en la fase metanogénica, generan
ácidos orgánicos y alcoholes, de ahí su nombre de acidogénesis, siendo los principales
de esta fase (Varnero, 2011).
Clostridium:
Convierten los aminoácidos en productos intermedios como propianato o buriato
(Figura 33).
Fuente: Vos et al. (2010).
Figura 33. Clostridium termitidis.
47
Paenibacillus:
Capaz de convertir alcoholes y azúcares en ácido acético y productos
intermedios (Figura 34).
Fuente: http://atlas.sund.ku.dk/microatlas/food/bacteria/Paenibacillus_macerans/phasecon.html
Figura 34. Paenibacillus macerans.
Ruminococcus:
Transforma los azúcares para producir compuestos intermedios (Figura 35).
Fuente: Christopherson et al. (2014).
Figura 35. Ruminococcus albus.
Cytophaga:
Convierte las proteínas y carbohidratos complejos en azúcares y posteriormente
estos en ácidos intermedios (Figura 36).
48
Fuente: Xie et al. (2007).
Figura 36. Cytophaga hutchinsonii.
Flavobacterium:
Convierte los azúcares en ácido láctico y los ácidos grasos en ácido acético
(Figura 37).
Fuente: Crump, Clouthier & Kay (2001).
Figura 37. Flavobacterium psychrophilum.
Bacterias que participan en la acetogénesis:
Las bacterias que están presentes en esta fase requieren de una baja presión
parcial del hidrógeno para, termodinámicamente, lograr la conversión de todos los
ácidos orgánicos y alcoholes como se observa en la Figura 38.
49
Fuente: Fernández & Seghezzo (2015).
Figura 38. Relación entre la energía libre de Gibbs y la presión parcial de hidrógeno en la
digestión anaerobia.
Esta disminución del hidrógeno es causada por las bacterias eliminadoras de
este elemento químico. Todos los microorganismos acetogénicos tienen un período de
regeneración de hasta 84 h (Rosenkranz, 2013).
Syntrophomonas wolfei:
Oxida ácidos monocarboxílicos saturados de 4 a 8 carbonos de acetatos e
hidrogeno (Figura 39).
Fuente: Mao, Stenuit, Polasko & Alvarez-Cohen (2015).
Figura 39. Estructura de Syntrophomonas wolfei.
50
Syntrophobacter wolini:
Oxida propionato generalmente en ácido acético, CO2 e H2 (Figura 40).
Fuente: Boonet & Bryant (1980).
Figura 40. Estructura de Syntrophomonas wolini.
Syntrophobacter bryantii:
Oxida ácidos grasos de 4 a 11 carbonos.
Syntrophus buswellii:
Oxida el benzoato (Figura 41).
Fuente: Mountfort, Brulla, Krumholz & Bryant (1984).
Figura 41. Estructura de Syntrophus buswellii.
Acetobacterium woodii:
Reduce CO2 a acetatos (Figura 42).
51
Fuente: https://microbew iki.kenyon.edu
Figura 42. Estructura de Acetobacterium woodii.
Clostridium aceticum:
Convierte los azúcares en acetato y los sintetiza a partir de CO2 y H2.
Bacterias que participan de la metanogénesis:
Última fase de la descomposición anaeróbica que se encuentra dominada por un
grupo especial de microorganismos, las arqueas metanogénicas. Estas se caracterizan
a través del cofactor F420 (coenzima), el cual actúa en presencia de hidrogenasas como
transportador de H2 (donador de electrones en la reducción del CO2). El F420 puede
detectarse por su autofluorescencia azul verdosa en un microscopio óptico cuando se
hace pasar un haz de luz de 420 nm. Las metanogénicas activas aparecen en la
segunda fase de la fermentación. Sin embargo, obviamente el número de arqueas
metanogénicas aumenta en la fase metanogénica. Las principales especies están
representadas por:
Methanobacterium:
52
Utiliza el hidrógeno producido para reducir el CO2 a CH4 (Figura 43).
Fuente: Díaz-Báez, Espitia & Molina (2002).
Figura 43. Methanobacterium.
Methanospirillum hungatii:
Convierte el CO2 en metano (Figura 44).
Fuente: Díaz-Báez et al. (2002).
Figura 44. Methanospirillum.
Methanosarcina y Methanothrix:
Producen metano a partir de ácido acético (Figura 45).
53
Fuente: Díaz-Báez et al. (2002).
Figura 45. Methanosarcina.
Methanococcus:
Produce metano por reducción del hidrógeno (Figura 46).
Fuente: Díaz-Báez et al. (2002).
Figura 46. Methanococcus.
Especies metanotróficas:
Las especies metanotróficas (especies que consumen metano) en su mayoría
son aerobias y no son deseables en los procesos de generación de biogás. Estos
54
microorganismos utilizan el oxígeno para descomponer el metano y obtener su energía,
liberando dióxido de carbono y agua.
Otros microorganismos de esta especie consumen metano, sin necesidad de la
presencia de oxígeno, estos se encuentran en sedimentos y pueden sintetizar sus
lípidos a partir del metano (Varnero, 2011). En la Figura 47 se presenta una de las
especies metanotróficas más comunes.
Fuente: Kulczycki, Fowle, Knapp, Graham & Roberts (2007).
Figura 47. Methylosinus trichosporium.
1.2.1.2.2. Microorganismos que afectan la digestión anaerobia.
Además de las bacterias que trasforman la materia orgánica en ácido acético y
metano, existen en los sistemas anaerobios otras que pueden competir con estas, ya
sea por materia orgánica y/o nutrientes, afectando la eficiencia en la remoción de carga
contaminante.
Bacterias del ciclo del azufre anóxico:
Como su nombre lo dice es un ciclo que posee una oxido-reducción del azufre.
En la primera, las bacterias Beggiota (Figura 48) oxidan el sulfuro de hidrógeno (H2S),
que es un gas volátil, en azufre elemental (S). Posteriormente, otro grupo de bacterias
llamadas Thiobacillios oxidan el azufre para formar finalmente sultatos (SO4).
55
Fuente: Schauder (1997).
Figura 48. Beggiatoa.
Los procesos de reducción del azufre ocurren por 3 grandes líneas:
a) La reducción ocasionada por las bacterias desulfononas, que transforman el
azufre elemental en sulfuro.
b) La generada por las bacterias desulfovidrio o desulfobacter, que reducen
completamente los sulfatos a sulfuros.
c) Por último, las bacterias que asimilan el sulfato y lo convierten en productos
intermedios de –HS y S2-.
Estas bacterias tienen forma ovalada como se observa en la Figura 49.
Fuente: Krieg et al. (2010).
Figura 49. Desulfobacter.
La presencia de sulfuros, sulfatos o compuestos intermedios de azufre
determinan el pH del sistema anaerobio:
pH < 7, mayor presencia de sulfatos.
56
pH = 7, equilibrio o mayor presencia de H2S.
pH > 7, producción elevada de productos intermedios del azufre.
Como complemento, se presenta la gráfica (Figura 50) correspondiente al ciclo
anaerobio del azufre.
Fuente: adaptado de Madigan et al. (2003).
Figura 50. Ciclo anaerobio del azufre.
Bacterias del ciclo del nitrógeno anóxico:
El ciclo del nitrógeno consta de procesos de nitrificación que se dan en presencia
de oxígeno y desnitrificación en sistemas anóxico, en este último los nitratos y nitritos
reemplazan al oxígeno en la cadena de transporte de electrones. La producción de ATP
a partir de estos es menor que la obtenida del O2, pero mayor que la que se obtiene de
la reducción del SO4 (Claros, 2012).
Las principales reacciones del nitrógeno en estado anóxico son:
Amonificación:
Generación de amoniaco como producto principal de la descomposición de la
materia orgánica nitrogenada presente en el agua residual.
57
a) Del nitrato: es asimilado cuando es reducido para utilizarse como nutrientes.
b) Del nitrito: es llevado a cabo por organismos fermentativos.
Desnitrificación:
En este proceso el nitrato y el nitrógeno reemplazan al oxígeno en la cadena de
transporte de electrones.
a) Desasimiladoras de nitrato: proceso por el cual el nitrato se reduce a nitrito,
causado por bacterias anaerobias facultativas, como las Alcaligenes,
Escherichia, Aerominas, Enterobacter, Bacillus, Flavobacterium, Norcadia,
Spririllum, Staphylococcus y las netamente anaerobias como las Vibrio, estas
últimas tienen forma de filamentos como se muestra en la Figura 51.
Fuente: Kirn, Lafferty, Sandoe & Taylor (2000).
Figura 51. Vibrio cholerae.
b) Reducción de nitrilos: consiste en la reducción de los nitrilos en óxido nítrico y
óxido nitroso hasta llevarlo a nitrógeno molecular, estas reacciones son
generadas por las bacterias Paracoccus denitrificans (Figura 52) y las
Thiobacillus denitrificans.
58
Fuente: Evans-Gowing (2007).
Figura 52. Paracoccus denitrificans.
En los sistemas anaerobios el nitrógeno amoniacal es muy estable y de difícil
asimilación por parte de las bacterias. El ciclo de los procesos de amonificación y
desnitrificación se presenta en la Figura 53, para sistemas anaerobios.
Fuente: adaptado de Atlas & Bartha (2002).
Figura 53. Ciclo anaerobio del nitrógeno.
Bacterias del ciclo del fósforo anóxico:
En el ciclo del fósforo no se producen reacciones de oxidorreducción, se trata
más bien de movimientos de los fosfatos, donde los microrganismos como
Streptomyces grisesus (Figura 54), Bacillus licheniformis, B. amyfofiquefaciens, B.
atrophaceus, Paenibacillus macerans, Vibrio proteolyticus, Xanthobacter agilis,
59
Enterobacter aerogenes, E. taylorae, E. asburlae, Kluverya ayocrescens, Pseudomonas
stutzeri, Pseudomonas spp., P. cepacia, P. gladioli, Xanthomonas spp., X. mattophilia,
Enterobacter agglomerans, Chromobacterium sp., X. maftophffia, Chromobacerium sp.
y P. gladioli son los encargados de llevar el fosfato de inorgánico a orgánico y de formas
insolubles a compuestos solubles.
Fuente: w w w .microbiologyglossary.w ikispaces.com
Figura 54. Streptomyces grisesus.
Es por estas movilidades que el fosfato es una parte esencial de la molécula de
ATP para formar ADP, constituyendo la base para las reacciones de transferencia de
energía en sistemas biológicos, además el fosfato es un aceptor final de electrones en
ausencia de sulfato, nitrógeno u oxígeno (Bobadilla & Rincón, 2008). En la Figura 55 se
presentan las reacciones del fósforo en medio acuoso.
Fuente: adaptado de Atlas & Bartha (2002).
Figura 55. Ciclo anaerobio del fósforo.
60
1.2.1.2.3. Bacterias de riesgo operacional.
En los reactores anaerobios existe gran cantidad de microorganismos, agresivos
y con alta resistencia a los antibióticos que participan indirectamente en la degradación
de la materia orgánica y que pueden generar un riesgo biológico moderado o alto, para
las personas encargadas de la operación o mantenimiento de plantas de tratamiento de
aguas residuales. Entre los más agresivos están los Staphylococcus que atacan las
diferentes capas de la piel, por lo tanto, se requiere el uso de elementos de protección
personal y monitoreos biológicos periódicos. Este tipo de bacterias, como se muestra
en la Figura 56, son esféricas.
Fuente: http://staphylococcusepidermidis.org/
Figura 56. Staphylococcus epidermidis.
1.2.2. Fases de la digestión anaerobia.
En los procesos de degradación anaerobia de la materia orgánica intervienen
tanto bacterias facultativas como anaerobias estrictas, como se presentó en el numeral
1.2.1. (Fundamentos del tratamiento anaerobio). Las bacterias realizan en forma
secuencial los productos metabólicos generados por cada fase, lo que permite generar
un flujo de carbones y electrones durante todo el proceso. En la actualidad el proceso
consta de 4 fases: hidrólisis, acidogénesis, acetogénesis y metanogénesis, como se
muestra en la Figura 57.
61
Fuente: adaptado de IDAE (2007).
Figura 57. Esquema de reacciones de la digestión anaeróbica.
1.2.2.1. Fase de hidrólisis.
La hidrólisis es el primer paso necesario para la degradación anaeróbica de
sustratos orgánicos complejos, donde estas moléculas se descomponen por la acción
de enzimas extracelulares producidas por microrganismos hidrolíticos.
La etapa hidrolítica puede ser la limitante de la digestión anaerobia cuando se
tratan aguas residuales con alto contenido de sólidos, por esta razón se recomienda
pretratamientos fisicoquímicos para la reducción del tamaño de las partículas y así
aumentar la tasa de hidrólisis, esta también se puede aumentar trabajando a
temperaturas entre 30-40°C.
Otros factores que afectan la hidrólisis son: los tiempos de retención hidráulica,
el pH, la concentración de amonio, la concentración de compuestos hidrolizados y la
composición bioquímica del sustrato.
62
1.2.2.1.1. Hidrólisis de polisacáridos (carbohidratos).
Las aguas residuales poseen polisacáridos, los cuales son carbohidratos de alto
peso molecular, constituidos por un gran número de unidades monoméricas unidas una
tras otras por enlaces covalentes. La hidrólisis de estos polisacáridos es lenta, y de
acuerdo a su orientación se clasifican en:
Alfa: a este grupo pertenecen la pectina y el almidón, donde el rompimiento se
da por las enzimas amilasas y pectinazas, las cuales son constitutivas en un gran
porcentaje de la mayoría de organismos.
Beta: a estos pertenecen la celulosa y la hemicelulosa. El rompimiento de los
enlaces es causado por enzimas extracelular (celulasas). Que facilitan la
introducción de una molécula de agua. Produciendo glucosa, pentosas, hexosas
y ácidos urónicos.
En la Figura 58 se presenta la vía metabólica de la degradación de los
polisacáridos en productos intermedios, alcoholes y azúcares.
Fuente: Díaz-Báez et al. (2002).
Figura 58. Vía metabólica de la degradación anaerobia de polisacáridos.
63
1.2.2.1.2. Hidrólisis de las proteínas.
Las proteínas constituyen un sustrato muy importante en el proceso de digestión
anaeróbica. Están constituidas por aminoácidos unidos a enlaces peptídicos y solubles
en agua, que en contacto con las enzimas protelíticas, llamadas proteasas, se
descomponen en péptidos y aminoácidos con alto valor nutricional. Como subproductos
se forman ácidos grasos, amonio y dióxido de carbono (Díaz-Báez et al., 2002).
En la Figura 59 se presenta la vía metabólica de las proteínas en ausencia de
oxígeno.
Fuente: Díaz-Báez et al. (2002).
Figura 59. Degradación anaerobia de la proteína y metabolismo del nitrógeno.
1.2.2.1.3. Hidrólisis de los lípidos.
Los lípidos son moléculas de ácidos grasos unidos por un enlace ester a una
molécula de glicerol, donde la hidrólisis generada por la enzima lipasa depende
exclusivamente del pH y la solubilidad del lípido en el agua. Entre más alto el pH mayor
64
será la solubilidad de este. Los esteres del glicerol son hidrolizados generando ácidos
grasos de cadena larga y glicerol. A continuación (Figura 60), se presenta la reacción
de hidrólisis de lípidos a ácidos grasos.
Fuente: adaptado de Díaz-Báez et al. (2002).
Figura 60. Hidrólisis de lípidos a ácidos grasos.
1.2.2.2. Fase acidogénica.
La fermentación o acidogénesis es una fase crucial en la digestión anaerobia,
donde el material orgánico soluble, producto de la hidrólisis (azúcares, aminoácidos y
ácidos grasos), se convierte mediante rutas de fermentación alcohólica, láctica y
acética, en: acetato, ácidos grasos de cadena corta, alcoholes, NH3, H2S, H2 y CO2 y
productos intermedios como ácidos grasos volátiles (propiónico, butírico, valérico, etc.).
Además, en nuevo material celular compuesto por bacterias facultativas y anaerobias
(Almeida et al., 2011).
Esta fase se caracteriza principalmente por la generación de hidrógeno
molecular y ácidos grasos volátiles (AGV), que consumen gran cantidad de la
alcalinidad disponible del sistema, lo cual ocasionan una disminución en el pH y un
aumento en la presión parcial de hidrógeno, desfavoreciendo termodinámicamente la
formación de ácido acético, que se ve reflejado en un aumento de la energía libre de
Gibbs. Es por esto que la acidogénesis requiere de mayor monitoreo y control, para
evitar la acidificación del reactor y la disminución de la actividad metanogénica
65
generadas por sobrecargas o perturbaciones de metales tóxicos tales como Cu > Zn >
Cr > Cd > Pb, siendo el cobre el más tóxico y el plomo el menos tóxico para las bacterias
acetogénicas y metanogénica.
En la Figura 61 se muestran los efectos de la acidificación en un reactor
anaerobio.
Fuente: adaptado de Van Lier, Mahmoud & Zeeman (2008).
Figura 61. Caída del pH en el reactor como resultado de la sobrecarga metanogénica
y la acumulación de AGV.
Las condiciones óptimas en esta fase se logran cuando se tiene una presión
parcial de hidrógeno baja y un pH entre 7,0 y 8,5 que permiten a las bacterias arqueas
metanogénicas hidrogenotróficas, homoacetogénicas y sulforreductoras ser
reguladoras del sistema. Esto se puede medir mediante la correlación de los ácidos
grasas volátiles y la alcalinidad (AGV/alcalinidad). Los valores de esta relación se
interpretan de la siguiente forma:
0,2-0,3: el sistema tiene buena capacidad buffer y puede soportar cargas
choques.
> 0,35: el sistema presenta procesos de acidificación que generan disminución
en la generación de metano.
66
En los procesos de acidogénesis existen dos vías metabólicas principales: la
relacionada con aminoácidos y azúcares, y la relacionada con ácidos grasos y alcoholes
superiores.
1.2.2.2.1. Acidogénesis anaerobia de aminoácidos y azúcares.
Se caracteriza por la transformación de la glucosa en ácido oxopropanoico o más
comúnmente conocido como piruvato, el cual ingresa al ciclo de ácidos tricarboxílicos o
ciclo de Krebs para formar propianato. Durante este ciclo metabólico se generan
algunos subproductos como: lactato, acetato y dióxido de carbono. Tal como se muestra
en la Figura 62.
Fuente: Corrales et al. (2015).
Figura 62. Fermentación propiónica, género Propionibacterium.
1.2.2.2.2. Acidogénesis ácidos grasos superiores y alcoholes.
67
Los ácidos grasos de peso molecular alto son transformados mediante enzimas
en ácidos grasos volátiles, acetatos y ácidos grasos de peso molecular menor. Las
velocidades de reacción de este sistema metabólico son bajas y dependen en gran
medida del pH alcalino, que debe garantizar la solubilidad del ácido graso en el agua.
A continuación (Figura 63), se presenta la vía metabólica de fermentación de grasas.
Fuente: Corrales et al. (2015).
Figura 63. Fermentación de grasas.
1.2.2.3. Fase acetogénica.
A esta altura del proceso las bacterias anaeróbicas han extraído todo el alimento
digerible de la biomasa, generando subproductos que pueden ser metabolizados
directamente a ácido acético e hidrógeno, mientras otros como los ácidos grasos de
bajo peso molecular, alcoholes, AGV y aromáticos deben ser transformados en acetato
(CH3COO-) e hidrógeno (H2), para ser usados como sustrato de las bacterias
metanogénicas.
68
Las reacciones acetogénicas requieren de la adición de energía, lo que implica
la interacción sintrópica (cooperación entre microorganismos para la obtención de
energía o sustratos) entre los microorganismos acetogénicos y los que consumen
hidrógeno.
De acuerdo con lo anterior, la fase acetogénica se clasifica en dos grupos:
1.2.2.3.1. Homoacetogénesis hidrogenotrófica.
Es también conocida como homoacetogénesis. Consiste en la producción de
acetato a partir de la reducción del dióxido de carbono e hidrógeno gaseoso en ausencia
de oxígeno. Se logra mediante la ruta acetil-CoA, la cual es también útil para la fijación
de carbono por las bacterias sulfatorreductoras.
Esta reacción permite mantener bajas las presiones parciales de hidrógeno y,
por lo tanto, facilitar el medio para el crecimiento de las bacterias metanogénicas. En la
Figura 64 se muestran los pasos de conversión de CO2 a acetato.
Fuente: Almeida et al. (2011).
Figura 64. Síntesis del acetato a partir del CO2 en las bacterias homoacetogénicas.
69
1.2.2.3.2. Acetogénesis acetoclástica.
Es la oxidación anaerobia de los AGV (butirato, propianato y acetato) en CO2, H2
y acetato, esto se logra por medio de organismos acetógenos productores obligados de
hidrógeno (OHPA, por sus siglas en inglés), los cuales son inhibidos por presiones
parciales de hidrógeno superiores a 1e-4 atm, y por lo tanto requieren de sintrofía con
las bacterias homoacetogénicas para poder tener un crecimiento microbiano óptimo. A
continuación (Figura 65), se presenta el mecanismo metabólico para cada uno de los
AGV.
Fuente: Corrales et al. (2015).
Figura 65. Vía metabólica de AGV en la acetogénesis acetoclástica .
70
1.2.2.4. Fase metanogénica.
En esta etapa un amplio grupo de bacterias anaeróbicas estrictas, llamadas
metanogénicas, utilizan acetato, formato, metanol, algunas metilaminas, H2 y CO2
formados en la fase acetogénica anterior, para convertirlos en metano y así lograr la
energía necesaria para su crecimiento. En esta fase, el CO2 actúa como aceptor de
electrones y el H2 como dador de electrones.
De acuerdo al sustrato a utilizar por las bacterias metanogénicas se pueden
encontrar dos vías para el desarrollo de las reacciones metanogénicas:
1.2.2.4.1. Metanogénica acetoclástica.
Esta se realiza vía acetil-CoA, a partir de compuestos metílicos y del acetato, los
cuales son catabolizados mediante grupos metílicos. La generación de metano
mediante esta vía representa el 70% de la producción global de metano. En Figura 66
se presenta la ruta de la descarboxilación del ácido acético.
Fuente: Díaz-Báez et al. (2002).
Figura 66. Utilización de las reacciones de la vía acetil-CoA durante el crecimiento con
acetato.
71
1.2.2.4.2. Metanogénica hidrogenofílica.
La mayoría de bacterias metanogénicas realizan esta vía metabólica, aunque
solo representa el 30% de la producción global. Para lograr la conversión del CO2 a CH4
esta reacción requiere de la presencia de formiato, CO y Fe como catalizador. El
mecanismo de reacción se presenta en la Figura 67.
Fuente: Díaz-Báez et al. (2002).
Figura 67. Metanogénesis hidrogenofílica a partir de la reducción del CO2.
72
1.3. Elementos que afectan al tratamiento anaerobio
Un correcto funcionamiento de un sistema de tratamiento anaerobio para aguas
residuales depende de la sinergia entre la parte ingenieril y el componente microbiano.
Cuando esta se logra, la generación de metano por unidad de DQO es alta, lo que
conlleva a un sistema altamente eficiente.
Para lograr estas condiciones es fundamental la selección de un inóculo
apropiado, que aporte la cantidad y variedad de colonias de microorganismos
necesarias para que se adecuen al sustrato y al nuevo medio, en un tiempo estimado
entre 3 y 8 semanas.
En aguas residuales, como los lixiviados, no es necesaria la adición de inóculos
a los reactores anaerobios, ya que las colonias de bacterias requeridas son aportadas
en la corriente a tratar, debido a los procesos anaeróbicos que ocurren dentro del relleno
sanitario durante la descomposición de los residuos sólidos.
Por esta razón, para un correcto arranque y estabilización de los reactores, es
necesario el control en las variaciones de producción de metano. Una disminución de
este, se relaciona con disminución de la tasa de crecimiento microbiano, lo cual puede
ser ocasionada por factores operacionales tales como sobrecargas hidráulicas y/o
aumentos de la carga contaminante a tratar. Otros factores que afectan la actividad
microbiana son: la temperatura, la falta de nutrientes y alteraciones del medio biótico
por sustancias inhibidoras (Fernández & Seghezzo, 2015).
1.3.1. Nutrientes.
Según Tchobanoglous & Crites (2000), la composición de las bacterias (biomasa)
está dada por la siguiente fórmula: C5H7O2N. En la cual, el nitrógeno representa el 12%
y el fósforo cerca del 2% utilizado a través de la molécula ATP para generación de
energía en la actividad metabólica.
73
De acuerdo al consumo de nutrientes, por parte de las bacterias, estos se
clasifican en dos grupos: uno cuando el fósforo y el nitrógeno son consumidos en
grandes cantidades, llamado macronutrientes. Y el otro cuando el cobalto, el níquel, el
hierro y otros metales son consumidos en cantidades muy bajas, llamado
micronutrientes. En la Tabla 7 se presentan los compuestos a adicionar cuando se
requiere un micro o macronutriente en las aguas residuales.
Tabla 7. Macro, micro y cationes usados como nutrientes en sistemas biológicos
Tipo de nutriente Adición
Macronutrientes
N NH3, NH4Cl, NH4HCO3
P NaH2PO4
S MgSO4*7H2O
Micronutrientes
Fe FeCL2*4H2O
Co COCl2*2H2O
Ni NiCl2*6H2O
Zn ZNCl2
Cu CuCl*2H2O
Mn MnCl2*4H2O
Mo NaMoO4*2H2O
B H3BO3
Cationes
Na NaCl, NaHCO3
K KCl
Ca CaCl2*2H2O
Mg MgCl
Fuente: Fernández & Seghezzo (2015).
1.3.2. Macronutrientes.
Los macronutrientes de interés para los sistemas biológicos son el nitrógeno y el
fósforo en sus formas solubles de amoniaco-nitrógeno (NH4-N) y ortofosfato-fósforo
(H4PO-P). En los sistemas anaerobios los requerimientos de macronutrientes pueden
ser hasta de 10 veces menos que en los sistemas aerobios, debido a que los primeros
tienen una extensión menor de las reacciones de síntesis celular (formación de
biomasa) (Gerardi, 2003).
74
Las cantidades macronutrientes necesarias para satisfacer la actividad
bacteriana, y mantener un rendimiento óptimo, se pueden determinar de dos formas:
a) Mediante el cálculo de la concentración de nutrientes presentes en el lodo
(biomasa) del reactor.
b) Por las concentraciones de nitrógeno total y fósforo total solubles en el reactor.
Con el fin de calcular los requerimientos de nutrientes se tiene la siguiente
ecuación:
𝑁𝑅 = 𝑆𝑜 ∗ 𝑌 ∗ 𝑁𝐴𝐵𝐶 ∗𝑆𝑆𝑇
𝑆𝑆𝑉
NR = cantidad de nutriente requerido (g/L).
So = concentración de DQO a la entrada del sistema (g/L).
Y = coeficiente de seguridad (g SSV/g DQO).
NABC = concentración de nutrientes en la célula (g/g SSV).
SST = sólidos suspendidos totales.
SSV = sólidos suspendidos volátiles.
Cuando no se tiene toda la información requerida, para resolver la ecuación, se
pueden tener en cuenta las siguientes consideraciones para sistemas anaerobios:
a) Y = 0,05 para coeficientes de biomasa bajos o Y = 0,15 para coeficientes de
biomasa altos.
b) NABC para el nitrógeno del 0,12 y para el fósforo del 0,02 que son los
porcentajes en peso aproximados de cada uno de los elementos en las
células.
c) La relación óptima de SST/SSV para sistemas anaerobios está entre 1,54-
1,17.
75
De acuerdo con lo anterior, se tienen las siguientes relaciones óptimas de
nutrientes para sistemas anaerobios con baja y alta relación de biomasa:
DQO=1000 : N=5 : P=1
C=350 : N=5 : P=1 (SSV/DQO = 0,05) (Ghasimi et al., 2009).
DQO=350 : N=5 : P=1
C=130 : N=5 : P=1 (SSV/DQO = 0,15) (Ghasimi et al., 2009).
Para sistemas aerobios la relación es mucho mayor: DQO=100 : N=5 : P=1
(Fernández & Seghezzo, 2015).
En caso de que el nitrógeno y/o el fósforo estén en menor relación, se deben
adicionar estos al sistema de tratamiento en forma de cloruro de amonio, amoniaco
acuoso, urea, sales de fosfatos, ácido fosfórico o combinaciones de estos. En la Tabla
8 se relacionan los fertilizantes y compuestos comerciales más comunes.
Tabla 8. Composición típica de nutrientes de fertilizantes comunes
Fertilizantes comerciales
Fuente fertilizante Abreviación Fórmula
molecular % N % P2O5 K2O S
Nitrato de amonio NA NH4(NO3) 34 0 0 0
Urea-nitrato de amonio UAN - 28-32 0 0 0
Fosfato amónico MAP NH4-H2PO4 11-13 48-62 0 1-3
Fosfato diamónico DAP (NH4)2 HPO4 18-21 46-54 0 2
Sulfato de amonio SA (NH4)2 SO4 21 0 0 24
Cloruro de potasio MOP KCl 0 0 60 0
Sulfato de potasio SOP K2SO4 0 0 52 18
Urea UREA CO(NH2)2 46 0 0 0
Superfosfato triple SPT Ca(H2PO4)2 0 44-53 0 1-1,5
Superfosfato simple SPS Ca(H2PO4)2 0 18-21 0 12-15
Fuente: Melgar (2006).
Al aplicar concentraciones más altas de nutrientes a las indicadas, se pueden
presentar problemas de inhibición y disminución de la generación de metano, que
generalmente son asociados a un aumento de la presión parcial de hidrógeno,
favoreciendo las reacciones de los ciclos del nitrógeno y el azufre en decremento de las
76
bacterias acetogénicas y metanogénicas, lo que conlleva a una acidificación de reactor
anaerobio, y además a una incidencia económica significativa en los costos de
operación de la planta.
1.3.3. Micronutrientes.
Los micronutrientes son principalmente metales que se encuentran en bajas
concentraciones como cobalto, níquel, hierro, sulfuro, molibdeno, selenio, calcio,
magnesio, zinc, cobre, manganeso, tungsteno y boro a niveles de mg/L y la vitamina
B12 en niveles de µg/L, los cuales son fundamentales en los procesos enzimáticos para
la degradación de sustratos por parte de las bacterias acetogénicas y principalmente
metanogénicas. La presencia de estos en los procesos anaerobios permite una mayor
selectividad de los sustratos, por lo tanto, una mayor generación de biogás y una menor
concentración de AGV, permitiendo una mejora en los tiempos de retención en los
reactores al aumentar la eficiencia de remoción de DQO (Gerardi, 2003).
Una característica de estos micronutrientes es que pueden ser removidos o
almacenados por las bacterias anaerobias, por lo tanto, no siempre que hay presencia
de estos metales en las aguas residuales o lixiviados significa que el sistema tenga
síntomas de toxicidad o inhibición, al contrario, debido a que los micronutrientes son
una especie de catalizadores en los sistemas anaerobios, su presencia podría llevar a
aumento en la generación de biogás (Fernández & Seghezzo, 2015). A continuación se
describe la importancia de cada uno de los micronutrientes principales.
1.3.3.1. Cobalto.
Es un activador de los sistemas enzimáticos de las bacterias metanogénicas, al
ser un constituyente estructural de la vitamina B12, la cual funciona como catalizador
en los procesos de metanogénesis al degradar el alcohol a metano bajo condiciones
mesofílicas.
77
1.3.3.2. Níquel.
Es un micronutriente único para las bacterias metanogénicas, debido a que hace
parte de la estructura de la enzima F430, que permite utilizar como sustrato el acetato
para las bacterias metanogénicas acetoclásticas produciendo metano. Su presencia en
la digestión anaerobia aumenta de forma significativa la generación de biogás.
1.3.3.3. Hierro.
Aunque el hierro es de baja asimilación por las bacterias anaerobias, se
encuentra en concentraciones mayores en relación a los otros metales. La única forma
en la cual es asimilada por las bacterias formadoras de metano es cuando está en su
forma soluble. Se demostrado que el hierro sirve como regulador de los sistemas
anaerobios, en caso de exceso del hierro en el agua residual, puede usar fósforo al
precipitar el Fe.
1.3.3.4. Sulfuro.
A diferencia de los anteriores, el sulfuro se encuentra en una mayor
concentración y es fundamental en el proceso enzimático de degradación de los
aminoácidos, y fuente de alimento de las bacterias metanogénicas. Cuando está en
exceso genera la precipitación de otros micronutrientes, además de causar un aumento
en la presión parcial de vapor.
1.3.4. Temperatura.
La temperatura es un parámetro operacional trascendental para la actividad de
cualquier microorganismo, debido a los balances de energía implicados en los procesos
de síntesis celular. Es por estos balances que las bacterias presentes en los sistemas
anaerobios se pueden clasificar de acuerdo al rango de temperatura en la cual operan.
78
En la Tabla 9 se presenta la agrupación de las bacterias de acuerdo a su adaptación a
los diferentes rangos de temperatura.
Tabla 9. Rangos de temperatura de la digestión anaerobia
Tipo de fermentación Mínimo Óptimo Máximo
Psicrofílica 4-10°C 15-18°C 20-25°C
Mesofílica 15-20°C 25-35°C 35-45°C
Termofílica 25-45°C 50-60°C 75-80°C
Fuente: Varnero (2011).
1.3.4.1. Rangos de temperatura de la digestión anaerobia.
Los rangos de temperatura para la generación de metano son amplios. Cuando
se trabaja a temperaturas menores a 20°C (predominan las bacterias psicrofílicas) el
crecimiento de las bacterias es lento, lo cual dificulta las actividades de arranque y
estabilización del reactor, además de presentar una menor generación de biogás.
Cuando se trabaja a temperaturas superiores a los 40°C (predominan las
bacterias termófilas) en este rango hay una mayor generación de biogás por unidad de
bacteria, pero cualquier disminución en la temperatura ocasiona una menor actividad
metanogénica que puede tardar semanas en la recuperación del estado estable del
reactor. El trabajo, mediante condiciones termofílicas, se alcanza en sistemas aislados
térmicamente y que utilizan el calor generado por la combustión del biogás para lograr
la autosuficiencia energética.
Por lo general, los reactores anaerobios se trabajan en el rango mesofílico (25-
35°C), debido a que la mayoría de las bacterias metanogénicas presentes trabajan en
este rango de temperatura y no se requiere introducir energía disminuyendo los costos
operativos asociados al control térmico. El rango mesofílico permite la convivencia de
algunas bacterias psicrofílicas (en sus condiciones térmicas máximas) y termofílicas (en
sus condiciones térmicas mínimas) (Varnero, 2011). Lo anterior, se resume en la Figura
68.
79
Fuente: Varnero (2011).
Figura 68. Crecimiento metanogénico a diferentes rangos de temperatura.
1.3.4.2. Ecuación de Arrhenius.
Como la velocidad de reacción de la digestión anaerobia es función de la
temperatura, los incrementos en esta favorecen la generación de metano, por lo tanto,
la constante cinética se puede describir para el rango de temperatura mesofílico
mediante la ecuación de Arrhenius. Es importante aclarar que la constante de
crecimiento neto K debe tener en cuenta la velocidad de síntesis bacterial y la velocidad
de muerte de las bacterias (Sheridan, Petersen & Rohwer, 2012).
𝐾(𝑇) = 𝐴 ∗ 𝑒[−𝐸𝑅𝑇
]
K(T) = constante cinética.
A = factor de frecuencia.
E = energía de activación.
R = constante de gases.
T = temperatura.
I. Expresión en forma logarítmica:
ln(𝐾) = ln(𝐴) + [−𝐸
𝑅] ∗
1
𝑇2
80
II. Derivada de la temperatura:
dln(K)
dT= [
−𝐸
𝑅] ∗
1
𝑇2
III. Integrando la temperatura:
𝑙𝑛 (k2
k1
) = [𝐸
𝑅] ∗ (
1
𝑇2−
1
𝑇1
)
𝑙𝑛 (k2
k1
) = [𝐸
𝑅] ∗ (
𝑇2 − 𝑇1
𝑇2 ∗ 𝑇1
)
IV. Reemplazando:
[𝐸
𝑅 ∗ 𝑇2 ∗ 𝑇1
] → 𝐶
𝑙𝑛 (k2
k1
) = 𝐶 ∗ (𝑇2 − 𝑇1)
V. Se elevan las expresiones al número de Euler:
k2
k1= 𝑒(𝐶∗(𝑇2−𝑇1))
k2
k1= 𝑒𝐶 ∗ 𝑒(𝑇2−𝑇1)
VI. Reemplazando:
𝑒𝐶 → 𝜃
81
k2
k1= 𝜃 ∗ 𝑒(𝑇2−𝑇1)
T1 y k1: son los parámetros conocidos de velocidad cinética a una temperatura
dada, la cual es hallada de forma experimental. En la literatura estos se encuentran
para 20°C o 15°C para sistemas biológicos.
k = k1 ∗ 𝜃 ∗ 𝑒(𝑇−𝑇1)
1.3.5. Sustancias inhibidoras.
Tal como se mencionó en el numeral 1.3.2. (Macronutrientes), algunos
compuestos pueden ser estimulantes (micronutrientes) de la actividad biológica
anaerobia, pero cuando la concentración de estos se incrementa más allá del punto de
saturación, se genera una disminución de la tasa de reacción biológica ocasionando
procesos de inhibición, que se representan mediante una disminución de la generación
de biogás y/o una acidificación del reactor.
El aumento de la presencia de estas sustancias es debido a subproductos
metabólicos de las bacterias o a la presencia de metales en el reactor por encima del
límite máximo permisible.
En la Figura 69 se presenta el efecto de la concentración de sustancias
inhibidoras sobre la tasa de crecimiento microbiano.
Fuente: Fernández & Seghezzo (2015).
Figura 69. Inhibición de sistemas biológicos por concentraciones altas.
82
Se ha demostrado que la concentración de sustancias inhibidoras varía de un
reactor a otro. Entre los factores que influyen está la adaptabilidad de las bacterias al
sustrato y al medio de las aguas residuales a tratar. Cuando se realiza un arranque
lento y controlado de un reactor anaerobio se logra que las bacterias se adapten más
fácilmente a las perturbaciones temporales del sistema que puedan disminuir la
generación de metano.
Entre las sustancias que actúan como inhibidores se distinguen dos grupos:
Sustancias generadas del metabolismo de las bacterias (AGV, H2, H2S,
amoniaco).
Sustancias que ingresan de forma no controlada o accidental al reactor (O2,
metales).
1.3.5.1. Ácidos Grasos Volátiles (AGV).
Los ácidos grasos volátiles son un parámetro fundamental para conocer el estado
de un reactor anaerobio. Cuando estos se encuentran en concentraciones por encima
de los 60 mg/L se generan procesos de acidificación del reactor (disminución del pH) y
alteración del equilibrio químico del ácido propiónico y el ácido propianoato. El
desplazamiento del equilibrio hacia la generación de ácidos no disociados genera que
la producción del propianato sea mayor, originando que la membrana celular de las
bacterias permita el ingreso de la forma tóxica al interior del microorganismo y rechace
las formas disociadas del ácido.
El aumento en la concentración de ácidos grasos en los sistemas anaerobios es
debido a un agotamiento de nutrientes, a la infiltración de sustancias inhibidoras o a
cargas choques (Fernández & Seghezzo, 2015).
83
1.3.5.2. Hidrógeno molecular (H2).
El hidrógeno es también un compuesto intermedio importante del proceso
anaeróbico. Su acumulación en el medio provoca la inhibición de la acetogénesis y la
acumulación de ácidos grasos volátiles, debido al aumento en la presión parcial de
hidrógeno, la cual es capaz de provocar valores positivos en la energía libre de Gibbs
(G > 0) limitando termodinámicamente la formación de acetato. El aumento de su
concentración se ve reflejado en una disminución del pH (Gerardi, 2003).
1.3.5.3. Sulfuro de hidrógeno (H2S).
El sulfuro puede producirse durante la degradación de materia orgánica que
contiene azufre (proteínas), de todas las formas en las que se puede encontrar este en
un reactor anaeróbico. La forma H2S en fase líquida es la que genera una mayor
toxicidad e inhibición para los microorganismos. En presencia de sulfatos, las bacterias
metanogénicas compiten con las sulfatorreductoras por los mismos sustratos (acetato
e hidrógeno), mostrando estas últimas ventajas termodinámicas y cinéticas sobre las
primeras, lo que ocasiona una disminución en la actividad metanogénica. Los efectos
inhibidores se han detectado cuando la concentración de H2S está encima de los 200
mg/L para las bacterias acetogénicas y de 50 mg/L para las bacterias metanogénicas.
La inhibición por sulfuros se ve favorecida a pH bajos y temperaturas bajas (Fernández
& Seghezzo, 2015).
1.3.5.4. Amoniaco.
El amoniaco puede estar presente en las materias primas que entran al reactor
o ser producto de la degradación de los compuestos orgánicos nitrogenados (proteínas
y aminoácidos) que, al hidrolizarse, dan lugar a las formas amoniacales. Estas, cuando
están en concentraciones elevadas, generan inhibición de los procesos de generación
de biogás. El nitrógeno amoniacal es la suma del ión amonio (NH4) y del amoniaco
(NH3), ambas especies se encuentran en equilibrio químico y su concentración
84
depende del pH al igual que sus efectos inhibidores. La especie amoniaco es tóxica
para las bacterias metanogénicas. A continuación (Tabla 10), se presenta el efecto del
amoniaco a diferentes concentraciones.
Tabla 10. Inhibición por amoniaco en sistemas anaerobios
Concentración de Amoniaco-N (mg/L) Efecto en la digestión anaerobia
50-100 Benéfico
200-1000 Sin efectos adversos
1500-3000 Efectos inhibidores a pH altos
Mayor a 3000 Tóxico
Fuente: Gerardi (2003).
1.3.5.5. Aceptores alternativos de electrones.
La presencia de aceptores alternativos de electrones como los nitratos y sulfatos
inhibe la metanogénesis en ecosistemas microbianos complejos, al desviar el flujo de
electrones hacia microorganismos que son más eficientes desde el punto de vista
termodinámico que los metanogénicos (Fernández & Seghezzo, 2015).
1.3.5.6. Oxígeno molecular (O2).
El oxígeno molecular es una sustancia que puede ingresar accidentalmente a la
digestión anaerobia y puede inhibir la generación de metano. El ingreso de oxígeno a
los reactores anaerobios ocurre por déficits en los sistemas de bombeo o cierre. Como
en los sistemas anaerobios existen bacterias facultativas, estas eliminan el oxígeno
fácilmente y el sistema se recupera en un corto tiempo (Varnero, 2011).
1.3.5.7. Metales.
La presencia de metales en los reactores anaerobios por encima de las
necesidades microbianas genera inhibición de la metanogénesis. Se ha demostrado
que la toxicidad de los metales en los sistemas anaerobios depende del peso molecular,
85
de acuerdo al siguiente orden: Ni > Cu > Cr + 6 > Cr + 3 > Pb > Zn. Los niveles de
inhibición varían de un reactor a otro y dependen en gran medida de la aclimatización
de las bacterias anaerobias al medio. Los sulfuros y fosfatos pueden precipitar los
metales disminuyendo la toxicidad de estos sobre las bacterias anaerobias. A
continuación (Tabla 11), se presenta la inhibición por metales.
Tabla 11. Inhibición por metales en sistemas anaerobios
Inhibidores Concentración inhibidora (mg/L)
Ni 200-500
Cu 100
Cr 200
Na 3500-5500
K 2500-4500
Ca 2500-4500
Mg 1000-1500
Fuente: Varnero (2011).
1.3.5.8. Otros inhibidores.
Otros compuestos que pueden afectar la digestión anaerobia, pero que
raramente se encuentran en las aguas residuales bajo concentraciones de inhibición,
son:
Cationes alcalinos y alcalinotérreos: la tolerancia es relativamente importante,
llegando hasta 10 g Na/L.
CN-: tóxico a niveles de 1 ppm. También, pueden formarse sulfocianuros poco
solubles.
Compuestos con enlaces C-C insaturados.
Compuestos clorados (CHCl3, CCl4, CCl3CH3, etc.): son tóxicos incluso a
muy bajas concentraciones, 1 ppm. Estas sustancias tienen muy baja
solubilidad.
A continuación (Tabla 12) se presentan las sustancias inhibidoras menores.
86
Tabla 12. Inhibición por otras sustancias en sistemas anaerobios
Inhibidores Concentración inhibidora Unidad
SO4 5000 ppm
NaCl 40000 ppm
NO3 0,05 mg/ml
CN 25 mg/L
Fuente: Varnero (2011).
1.3.6. pH, acidez y alcalinidad.
Los microorganismos metanogénicos son susceptibles a los cambios en los
valores de pH. El óptimo para sistemas anaerobios se encuentra en el rango 6,6 a 7,6.
Mientras que las bacterias nitrificadoras y desnitrificadoras y sulforreductoras que
compiten por los sustratos sobreviven en un rango más amplio de pH, entre 5-8,5.
El pH se mantiene en el interior del reactor anaerobio, debido a los resultados de
los procesos de interacción del sistema de dióxido de carbono-bicarbonato (solución
buffer), ácidos volátiles y amoniaco formados en el proceso. Es necesario evitar la
acumulación de ácidos en cierto nivel, porque puede resultar inhibitorio para las
bacterias metanogénicas. Para ello, es importante que haya suficiente capacidad de
amortiguación en el reactor, lo que puede evitar que en él ocurra la acidificación.
En caso de acidificación se pueden introducir carbonatos y bicarbonatos de sodio
y de calcio, además de hidróxido de calcio (cal), para proporcionar una acción de
tampón. La Figura 70 representa la actividad metanogénica en función del pH.
87
Fuente: Varnero (2011).
Figura 70. Dependencia del pH en la actividad metanogénica.
88
2. Procesos Anaerobios
2.1. Generalidades de los Procesos Anaerobios
2.1.1. Historia.
El desarrollo de los sistemas anaerobios para descontaminación de aguas
residuales inició desde 1850 con los primeros tanques de separación de sólidos y
producción de biogás, dando como resultado en 1895 el primer tanque séptico. Más
adelante, Karl Imhoff en 1904 patentó su tanque para remoción de grasas, DBO5 y SST.
Pero solo a partir de 1950 los tratamientos anaerobios vuelven a tener un nuevo impulso
con los diseños de los primeros reactores FAFA (filtro anaerobio de flujo ascendente).
Posteriormente, en 1978 se diseñan los primeros reactores UASB (reactor anaerobio
de manto de lodos de flujo ascendente), y en 1985 los avances llevan al diseño de
reactores de biopelículas inmovilizadas y lechos fluidizados, que permiten disminuir los
tiempos de retención de forma significativa y el área de terreno necesaria para los
sistemas de depuración de agua (Tchobanoglus & Crites, 2000).
Los primeros reactores anaerobios de alta tasa como los UASB se construyen
en Colombia a finales de la década del 80, como resultado de la importación de
tecnología europea y norteamericana por parte de los industriales colombianos. Los
pocos estudios llevados a cabo para la adecuación de la tecnología al contexto nacional
generaron bajos rendimientos, debido en gran parte a malos arranques, falta de
nutrientes y mal control biológico del proceso. Generando por décadas un estigma hacia
los procesos anaerobios, pero los avances logrados por las universidades colombianas
en las últimas décadas han permitido solucionar los problemas presentados (Romero,
2008).
89
Como ejemplo los desarrollos realizados por la Universidad Nacional de
Colombia en alianza con la Empresa Metropolitana de Aseo de Manizales para el
tratamiento de lixiviados del Relleno Sanitario La Esmeralda.
2.1.2. Clases de procesos anaerobios.
En los procesos anaerobios existen dos formas de aglomeración microbiana de
las bacterias encargadas de la descontaminación de las aguas residuales: una por
medio de biomasa en suspensión que requiere la formación de flóculos, y la segunda
por biomasa adherida o biopelícula que necesita un empaque o superficie para la
inmovilización de las bacterias.
Los procesos de biomasa suspendida tienen su uso principal en biodigestores de
mezcla completa. Durante su operación hay que tener mayor precaución ante la
variación del pH, la deficiencia de nutrientes y la resuspensión de la biomasa. Mientras
que los procesos de biopelícula son usados en reactores de biodisco, FAFA, lechos
fluidizados, y poseen mayor protección a sustancias tóxicas, cargas choques y menor
pérdida de material microbiano, por lo que no es necesario hacer procesos posteriores
de decantación y recirculación de lodos como ocurre en los sistemas de biomasa
suspendida.
Existen reactores anaerobios que usan los dos procesos y son conocidos como
de alta tasa, debido a que el tiempo de retención celular es diferente al tiempo de
retención hidráulica, originando una mayor remoción de la carga contaminante y una
menor área de construcción. Entre los más conocidos se encuentran los reactores
UASB, los tanques Imhoff, los tanques sépticos, y los reactores ABR y UAFB.
A continuación (Figura 71 y Tabla 13), se presentan los procesos de tratamiento
anaerobio y las diferencias entre ellos, cuando se analizan parámetros como la
concentración de biomasa, eficiencia de remoción y los costos de construcción y
operativos.
90
Fuente: Tchobanoglus & Crites (2000).
Figura 71. Procesos de crecimiento microbiano.
Tabla 13. Comparación de los procesos de crecimiento microbiano
Crecimiento anaerobio en suspensión, biopelícula o híbrido
Factor Crecimiento
en suspendido
Crecimiento de biopelícula o
bacterial adherido Sistemas híbridos
Concentración de biomasa
Baja Alta Alta
Tiempo medio de retención celular
Baja Alta Alta
Aplicación en aguas residuales con partículas
Sí Escasa Media
Aplicación en aguas residuales con alta carga
Sí No Media
Aplicación en aguas residuales con baja carga
No Sí Sí
Eficiencias de remoción Limitado Alta Alta
Adaptabilidad a sustancias tóxicas o
inhibidoras Limitado Alta Media
Pérdidas hidráulicas Baja Alta Media
Requerimientos energéticos
Baja Medio Baja
Costos de construcción y operación
Baja Medio Media
Fuente: Tchobanoglus & Crites (2000).
91
2.2. Procesos Anaerobios por Biomasa Suspendida.
En los procesos anaerobios de biomasa suspendida las colonias de
microorganismos encargados de la descontaminación de las aguas residuales se
agrupan en flóculos, que no requieren un sustrato sólido para fijarse, como sí ocurre en
los procesos de biopelícula. Para el análisis de los modelos cinéticos de la
transformación de sustratos en biomasa para este tipo de procesos se tienen unas
consideraciones:
La difusión molecular generada en los flóculos es muy pequeña.
La concentración de biomasa es homogénea en todo el reactor.
2.2.1. Cinética de la biomasa en suspensión.
I) La tasa de crecimiento de las células se puede definir como:
𝑟𝑔 = 𝜇 ∗ 𝑋
rg = tasa de crecimiento bacteriano.
μ = tasa específica de crecimiento.
X = concentración de microorganismo.
II) En los cultivos de microorganismos se ha encontrado que el efecto limitante
de un sustrato o nutriente se puede definir usando la expresión de Monod:
𝜇 = 𝜇𝑚 ∗𝑆
𝐾𝑠 + 𝑆
μm = tasa específica máxima de crecimiento.
S = concentración en la solución del sustrato limitante del crecimiento.
92
Ks = constante de velocidad media, concentración de sustrato de la mitad
máxima de crecimiento.
III) Tasa de crecimiento en función de la velocidad media de crecimiento:
𝑟𝑔 = 𝜇𝑚 ∗𝑆
𝐾𝑠 + 𝑆∗ 𝑋
2.2.1.1. Crecimiento celular y utilización del sustrato.
Una porción del sustrato se convierte en células nuevas y una porción se oxida
en productos orgánicos, debido a que se ha observado que la producción de células
nuevas en función del sustrato está dada por:
𝑟𝑔 = −𝑌 ∗ 𝑟𝑠𝑢
Y = coeficiente de producción bacterial máximo, “masa de células
formadas/masa de sustrato consumido”.
rsu = tasa de utilización de sustrato.
I) Tasa de utilización del sustrato:
𝑟𝑠𝑢 = −𝜇𝑚
𝑌∗
𝑆
𝐾𝑠 + 𝑆∗ 𝑋
𝑘 =𝜇𝑚
𝑌
𝑟𝑠𝑢 = −𝑘 ∗ 𝑆 ∗ 𝑋
𝐾𝑠 + 𝑆
k = tasa máxima de utilización de sustrato por unidad de microorganismo.
II) Balance de materia (Figura 72), para la producción de microorganismos en un
reactor de mezcla completa:
93
Fuente: Romero (2008).
Figura 72. Diagrama de flujo para un reactor de biomasa en suspensión.
𝑉𝑟𝑑𝑋
𝑑𝑡= 𝑄 ∗ 𝑋𝑜 − 𝑄 ∗ 𝑋 + 𝑉𝑟 ∗ 𝑟𝑔
dX/dt = tasa de cambio en la concentración de microorganismos en el reactor.
Vr = volumen del reactor.
Q = caudal.
Xo = concentración de microorganismos en la entrada (SSVo).
X = concentración de microorganismos en el reactor (SSVe).
III) Tasa de retención hidráulica:
1
𝜃=
𝑄
𝑉𝑟=
𝜇𝑚 ∗ 𝑆
𝐾𝑠 + 𝑆− 𝑘𝑑
1
𝜃= −𝑌 ∗
𝑟𝑠
𝑋− 𝑘𝑑
IV) Tiempo de retención celular promedio:
𝜃𝑐 =𝑉𝑟 ∗ 𝑋
𝑄 ∗ 𝑋
Θc = tiempo promedio de retención celular o edad de los lodos.
V) En un reactor de mezcla completa sin recirculación el tiempo de retención
hidráulica es igual al tiempo de retención celular:
94
𝜃𝑐 = 𝜃
VI) Tasa específica de utilización de sustrato:
𝑈 = −𝑟𝑠
𝑋
𝑟𝑠 = −𝑄
𝑉𝑟(𝑆𝑜 − 𝑆) = −
(𝑆𝑜 − 𝑆)
𝜃
𝑈 = −(𝑆𝑜 − 𝑆)
𝜃 ∗ 𝑋= −
𝑄(𝑆𝑜 − 𝑆)
𝑉𝑟 ∗ 𝑋
U = tasa específica de utilización de sustrato.
So = concentración de sustrato a la entrada.
VII) Tasa de crecimiento observado:
1
𝜃𝑐= 𝑌 ∗ 𝑈 − 𝐾𝑑 𝑦 𝑌𝑜𝑏𝑠 = −
𝑟𝑔
𝑟𝑠
𝑌𝑜𝑏𝑠 = −𝑌
1 + 𝜃𝑐 ∗ 𝐾𝑑
Yobs = tasa de crecimiento observado.
VIII) Balance de materia para el sustrato:
𝑉𝑟𝑑𝑆
𝑑𝑡= 𝑄 ∗ 𝑆𝑜 − 𝑄 ∗ 𝑆 − 𝑉𝑟 ∗
𝑑𝑆
𝑑𝑡
𝑂 = 𝑆𝑜 − 𝑆 − 𝜃 ∗𝑘 ∗ 𝑋 ∗ 𝑆
𝐾𝑠 + 𝑆
dS/dt = tasa de acumulación de sustrato.
X = biomasa en el reactor.
Ks = constante de saturación del sustrato.
95
IX) Reemplazando θ en función de la tasa de microorganismos y en el balance
de materia de sustrato:
𝑆
𝐾𝑠 + 𝑆=
1
𝜇𝑚(𝑘𝑑 −
1
𝜃)
𝑂 = 𝑆𝑜 − 𝑆 − 𝜃 ∗ 𝑘 ∗ 𝑋𝑆
𝐾𝑠 + 𝑆
𝑂 = 𝑆𝑜 − 𝑆 − 𝜃 ∗ 𝑘 ∗ 𝑋1
𝜇𝑚(𝑘𝑑 −
1
𝜃) 0 = 𝑆𝑜 − 𝑆 −
𝑘 ∗ 𝑋
𝜇𝑚(𝜃 ∗ 𝑘𝑑 − 1)
0 = 𝑆𝑜 − 𝑆 −𝑋
𝑌(𝜃 ∗ 𝑘𝑑 − 1)
X) Despejando la ecuación en función del crecimiento celular y el sustrato:
𝑋 =𝜇𝑚 ∗ (𝑆𝑜 − 𝑆)
𝑘 ∗ (1 + 𝜃 ∗ 𝑘𝑑)=
𝑌 ∗ (𝑆𝑜 − 𝑆)
1 + 𝜃 ∗ 𝑘𝑑
𝑆 =𝐾𝑠 ∗ (1 + 𝜃 ∗ 𝑘𝑑)
𝜃 ∗ (𝜇𝑚 − 𝑘𝑑) − 1
𝑆 =𝐾𝑠 ∗ (1 + 𝜃 ∗ 𝑘𝑑)
𝜃 ∗ (𝑌 ∗ 𝑘 − 𝑘𝑑) − 1
XI) Relación alimento/microorganismos:
𝐴/𝑀 =𝑆𝑜
𝜃 ∗ 𝑋
XII) Eficiencia del proceso:
𝑆 = (𝑆𝑜 −𝐸 ∗ 𝑆𝑜
100)
𝐸 = 1 −𝐾𝑠 ∗ (1 + 𝜃 ∗ 𝑘𝑑)
𝑆𝑜 ∗ 𝜃 ∗ (𝑌 ∗ 𝑘 − 𝑘𝑑) − 1
E = eficiencia del proceso.
96
2.2.2. Reactor CSRT (biodigestores).
En los procesos anaerobios de biomasa suspendida o de contacto, las aguas
residuales crudas se mezclan con lodos recirculados y se digieren en un reactor sellado.
Este proceso fue desarrollado en 1955 con el fin de tener tiempos cortos de retención y
edades de lodos prolongadas.
Este tipo de reactores son usados frecuentemente en corrientes de aguas
residuales con alto contenido de sólidos orgánicos y alta carga contaminante como es
el caso de los frigoríficos. En un CSRT (continuous stirred-tank reactor) el contenido del
reactor se mezcla completamente por medio de agitadores mecánicos o por la inyección
de biogás generado durante la digestión, lo cual ocasiona que parte de la biomasa sea
retirada en el efluente, por lo que se requiere tener una unidad complementaria de
sedimentación que permita precipitar la biomasa y recircularla, aumentando de esta
manera la edad de los lodos o el tiempo de retención celular. Este proceso es similar a
los sistemas de lodos activados (aerobios).
Los reactores de biomasa en suspensión son sensibles a los cambios de
concentración de carga contaminante, pH y sustancias inhibidoras, por lo que requieren
unidades previas de tratamiento de permitan homogeneización y regulación de caudal.
El control de la flotación de lodo y la poca sedimentación de estos son determinantes
para tener una buena calidad del efluente, por esta razón, este tipo de reactor siempre
tiene un sistema de desgasificación que puede ser al vacío y poseer varias unidades en
series (Romero, 2008).
En las figuras 73 y 74 se presentan los diagramas de proceso y de flujo para este
tipo de reactores.
97
Fuente: Tchobanoglus & Crites (2000).
Figura 73. Reactor anaerobio de contacto.
Fuente: Romero (2008).
Figura 74. Diagrama de flujo de un reactor anaerobio de contacto.
2.2.2.1. Balance para microorganismo.
I) Acumulación o cambio biomasa = masa afluente - masa efluente + crecimiento
neto:
𝑉𝑑𝑋
𝑑𝑡= 𝑄 ∗ 𝑋𝑜 − [𝑄𝑤 ∗ 𝑋𝑟 + (𝑄 − 𝑄𝑤) ∗ 𝑋𝑒)] + 𝑉 ∗ 𝑟´𝑔
II) Tiempo promedio de retención celular:
𝜃𝑐 =𝑉 ∗ 𝑋
𝑄𝑤 ∗ 𝑋𝑟 + (𝑄 − 𝑄𝑤) ∗ 𝑋𝑒
1
𝜃𝑐= −𝑌 ∗
𝑟𝑠
𝑋− 𝐾𝑑
98
III) Unidad específica de utilización de sustrato:
𝑈 = −𝑟𝑠
𝑋
1
𝜃𝑐= 𝑌 ∗ 𝑈 − 𝐾𝑑
𝑌 ∗ 𝑈 =𝜇 ∗ 𝑆
𝐾𝑠 + 𝑆
1
𝜃𝑐=
𝜇 ∗ 𝑆
𝐾𝑠 + 𝑆− 𝐾𝑑
IV) Concentración de sustrato en el efluente:
𝑆 =𝐾𝑠 ∗ (1 + 𝐾𝑑 ∗ 𝜃𝑐)
𝜃𝑐 (𝜇 − 𝐾𝑑) − 1=
𝐾𝑠 ∗ (1 + 𝐾𝑑 ∗ 𝜃𝑐)
𝜃𝑐 (𝑌 ∗ 𝑘 − 𝐾𝑑) − 1
2.2.2.2. Balance del sustrato.
I) Acumulación o cambio de sustrato = alimento afluente - alimento efluente +
asimilación:
𝑉𝑑𝑆
𝑑𝑡= 𝑄 ∗ 𝑆𝑜 + 𝑄𝑟 ∗ 𝑆 − (𝑄 + 𝑄𝑟) ∗ 𝑆 + 𝑟𝑠 ∗ 𝑉
II) Alimento afluente = alimento efluente + alimento consumido:
𝑟𝑠 =𝜇 ∗ 𝑆 ∗ 𝑋
𝑌 ∗ (𝐾𝑠 + 𝑆)
𝑋 ∗ 𝑉𝜇 ∗ 𝑆
(𝐾𝑠 + 𝑆)= 𝑌 ∗ 𝑄 ∗ (𝑆𝑜 − 𝑆)
𝑋 ∗ 𝑉 ∗ [1
𝜃𝑐+ 𝑘𝑑] = 𝑌 ∗ 𝑄 ∗ (𝑆𝑜 − 𝑆)
99
III) Concentración de biomasa o sólidos suspendidos volátiles en el reactor:
𝑋 =𝜃𝑐 ∗ 𝑌 ∗ (𝑆𝑜 − 𝑆)
𝜃 ∗ (1 + 𝑘𝑑 ∗ 𝜃𝑐)
IV) Tasa de producción de lodos:
𝑃𝑥 =𝑋 ∗ 𝑉
𝜃𝑐=
𝑌 ∗ 𝑄 ∗ (𝑆𝑜 − 𝑆)
(1 + 𝑘𝑑 ∗ 𝜃𝑐)
V) Coeficiente de crecimiento observado:
𝑌𝑜𝑏𝑠 =𝑃𝑥
𝑄 ∗ (𝑆𝑜 − 𝑆)
2.3. Procesos Anaerobios por Biomasa Adherida o Biopelícula
En los procesos de biomasa adherida o biopelícula, los microoganismos crecen
adheridos a un material inerte, ya sea sintético (plásticos, cerámicas o espumas) o
naturales (carbón, material pétreo o canutos de guadua). Las bacterias se adhieren a la
superficie del material debido a sustancias poliméricas extracelulares (SPE) que actúan
como pegamento y que permiten el crecimiento de la biopelícula.
Las principales ventajas de los sistemas de biomasa adherida son:
Tiempos de retención hidráulica bajos con relación a los tiempos de retención
celular ocasionada por la inmovilización natural de la biomasa, que permiten
tener reactores mucho más compactos y disminuir los costos de terrenos.
Creación de microambientes en la biopelícula gracias a la formación de una
matriz extracelular, que favorecen el crecimiento microbiano y que difieren de
las condiciones de las aguas residuales que ingresan al reactor, generando
100
mayor protección ante cargas choques, déficit de nutrientes o sustratos,
sustancias inhibidoras, variaciones de pH y temperatura.
Migración de sustratos de mayor complejidad a menor complejidad, debido a
las sinergias generadas por las diferentes cepas de bacterias.
Favorecen las reacciones de nitrificación y desnitrificación.
Los reactores de biopelícula son utilizados con resultados satisfactorios en aguas
residuales de baja carga contaminante, con bajos niveles de nutrientes y con
velocidades de flujo altas, lo cual significa condiciones de operación complejas para los
sistemas anaerobios, y donde los procesos de biomasa suspendida tienen bajas
remociones.
Las desventajas de los reactores de biopelícula son:
Los costos constructivos superiores asociados a los materiales de empaque y
a las partes móviles en el caso de usarse discos.
Tiempos de arranque mayores.
Tiempos de mantenimiento superiores.
Los reactores más comunes son los filtros anaerobios, seguido de los reactores
de biodisco (BRC, Biological Rotating Contactor) y los lechos fluidizados.
Los materiales con los cuales está construidos el medio filtrante varían de
acuerdo al tipo de aguas residuales, siendo los más eficientes los que poseen el mayor
porcentaje de espacios vacíos y rugosidad, debido a que las bacterias se pueden
adherir más fácilmente bajo estas condiciones.
En la Tabla 14 se presentan varios medios de soporte para los microorganismos.
101
Tabla 14. Material filtrante para el sostenimiento de la biopelícula
Tipo de material de soporte
Descripción
Especificaciones
Foto
Rosetón
El plástico filtrante es un anillo con 20 cavidades fabricadas
en polipropileno, materiales que garantizan su durabilidad y resistencia al ataque de los
hongos y bacterias
Peso por unidad: 103 g
Superficie específica: 102 m2/m3
Porcentaje de vacíos: 95%
Rugosidad: 85%
Anillos Pall 3’’ Fabricado en polipropileno con las siguientes dimensiones:
76*76*2,6 mm
Superficie específica: 73,2 m2/m3
Porcentaje de vacíos: 92%
Grava pequeña Tamaño de 25,4-76,2 mm
Superficie específica: 62,3 m2/m3
Porcentaje de vacíos: 50%
Grava grande Tamaño de 50,8-101,6 mm
Superficie específica: 46 m2/m3
Porcentaje de vacíos: 60%
Fuente: adaptado de Romero (2008).
2.3.1. Modelo cinético de biomasa adherida.
En el modelo cinético de la biopelícula, la concentración del sustrato disminuye
gradualmente desde el agua residual hasta la interface líquido-sólido. Posteriormente,
cuando el sustrato ingresa a la biopelícula propiamente dicha, se genera una
disminución con un gradiente de concentración mayor hasta llegar a la superficie de
soporte (empaque o disco). Tal como se muestra en la Figura 75.
102
Fuente: Adaptado de Lui & Pteffer (1989).
Figura 75. Perfil de concentración de sustrato en un proceso de película adherida.
2.3.1.1. Fenómeno del sustrato en la biopelícula.
I) La posicion de la biopelicula inside en el sustrato utilizado para el crecimiento
de la biomasa:
𝑟𝑢𝑡 = −𝑞 ∗ 𝑋𝑓 ∗ 𝑆𝑓
𝐾 + 𝑆𝑓
Xf = densidad de la biomasa en la película.
Sf = concentración del sustrato en algun punto de la película.
II) El sustato que ingresa a la biopelícula por difusión molecular, siguiendo la
segunda ley de Fick :
𝑟𝑑𝑖𝑓𝑓 = 𝐷𝑓 ∗𝑑2𝑆𝑓
𝑑𝑧2
rdiff = tasa de sustrato acumulado debido a la difusión molecular.
Df = coeficiente difusión molecular del sustrato en la biopelícula.
Z = espesor de la biopelícula.
103
III) Proceso de difusión y utilización de biomasa:
Este proceso ocurre de forma simultánea.
𝒓𝒅𝒊𝒇𝒇 − 𝒓𝒖𝒕 = 𝟎
𝟎 = 𝑫𝒇 ∗𝒅𝟐𝑺𝒇
𝒅𝒛𝟐 −𝒒 ∗ 𝑿𝒇 ∗ 𝑺𝒇
𝑲 + 𝑺𝒇
q = tasa máxima de utilización de sustrato.
IV) Consideraciones para la interfase sólido-líquido:
Se supone que la velocidad de flujo en el material de fijación es 0:
0 =𝑑𝑆𝑓
𝑑𝑧𝑒𝑛 𝑧 = 𝐿𝑓
La otra consideración es que el sustrato transportado desde el líquido hasta la
superficie de la biopelícula se describe mediante la primera ley de Fick:
𝐷𝑓𝑑𝑆𝑓
𝑑𝑧= 𝐷
𝑑𝑆
𝑑𝑧 𝑒𝑛 𝑧 = 0
𝐽 =𝐷
𝐿∗ (𝑆 − 𝑆𝑠)
J = flujo del sustrato al interior de la biopelícula.
D = coeficiente de difusión molecular en el agua.
L = espesor de la capa de difusión efectiva.
S, Ss = concentración del sustrato en la capa difusora y en la interface líquido-
biopelícula.
104
2.3.1.2. Cinética de primer orden.
Cuando Sf es muy en comparación con K al interior de la biopelícula el perfil de
flujo de sustrato se expresa como:
0 = 𝐷𝑓 ∗𝑑2𝑆𝑓
𝑑𝑧− 𝑘1 ∗ 𝑋𝑓 ∗ 𝑆𝑓
𝑘1 = 𝑞/𝐾
k1 = coeficiente de velocidad.
I) Integrando se obtiene:
𝜏1 = √𝐷𝑓
𝑘1 ∗ 𝑋𝑓
𝐽1 = 𝐷𝑓 ∗𝑆𝑠 ∗ 𝑡𝑎𝑛ℎ(
𝐿𝑓𝜏1
)
𝜏1
𝑆𝑓 =𝑆𝑠 ∗ 𝑐𝑜𝑠ℎ (
𝐿𝑓 − 𝑧𝜏1
)
𝑐𝑜𝑠ℎ (𝐿𝑓𝜏1
)
J1 = flujo de sustrato dentro de la biopelícula.
La relación es el valor adimensional que indica la profundidad de la biopelícula.
Cuando (Lf/τ1) > 1 la longitud de la película es alta, el sustrato no la alcanza a penetrar
por completo, mientras que si (Lf/τ1) << 1 la biopelícula es completamente penetrada
por el sustrato.
105
2.3.1.3. Concentración de sustrato en el material soporte, conocida (SW).
Cuando se conoce la concentración del sustrato en el medio de soporte y la
concentración de sustrato en la interfase líquido-biopelícula, se puede resolver
mediante la siguiente expresión:
𝐽 = [2 ∗ 𝑋𝑓 ∗ 𝐷𝑓 ∗ (𝑆𝑠 − 𝑆𝑤 + 𝑘 ∗ 𝑙𝑛 (𝑘 + 𝑆𝑤
𝐾 + 𝑆𝑠))]
12
Para biopelículas profundas se considera que Sw = 0 y se tiene como resultado:
𝐽𝑝𝑟𝑜𝑓 = [2 ∗ 𝑋𝑓 ∗ 𝐷𝑓 ∗ (𝑆𝑠 + 𝑘 ∗ 𝑙𝑛 (𝑘
𝐾 + 𝑆𝑠))]
12
2.3.1.4. Actividad de biomasa dentro de la biopelícula.
El balance de materia dentro la biopelícula:
𝑑(𝑋𝑓𝑑𝑧)
𝑑𝑡= 𝑌
𝑞 ∗ 𝑆𝑓
𝐾 + 𝑆𝑓(𝑋𝑓𝑑𝑧) − 𝑏′ ∗ 𝑋𝑓𝑑𝑧
t = tiempo.
b’ = tasa de pérdida de biopelícula específica.
dz = espesor de la biopelícula.
2.3.1.5. Estado estable en la biopelícula.
El concepto de estado estable en la biopelícula se aplica como un todo, es por
esto que cuando se alcanza este punto de biomasa (Xf y Lf) es constante en el tiempo:
106
𝟎 = ∫𝑑(𝑋𝑓𝑑𝑧)
𝑑𝑡
𝐿𝑓
0= ∫ 𝑌
𝑞 ∗ 𝑆𝑓
𝐾 + 𝑆𝑓(𝑋𝑓𝑑𝑧)
𝐿𝑓
0− ∫ 𝑏′ ∗ 𝑋𝑓𝑑𝑧
𝐿𝑓
0
0 = ∫𝑑(𝑋𝑓𝑑𝑧)
𝑑𝑡
𝐿𝑓
0=
𝑑(𝑋𝑓 ∗ 𝐿𝑓)
𝑑𝑡
∫ 𝑌𝑞 ∗ 𝑆𝑓
𝐾 + 𝑆𝑓(𝑋𝑓𝑑𝑧) = 𝑌 ∫ −𝑟𝑢𝑡𝑑𝑧
𝐿𝑓
0
𝐿𝑓
0= 𝑌 ∗ 𝐽
∫ 𝑏′ ∗ 𝑋𝑓𝑑𝑧𝐿𝑓
0= 𝑏′ ∗ 𝑋𝑓 ∗ 𝐿𝑓
I) Reemplazando y despejando L:
0 = 𝑌 ∗ 𝐽 − 𝑏′ ∗ 𝑋𝑓 ∗ 𝐿𝑓
𝐿𝑓 =𝑌 ∗ 𝐽
𝑋𝑓 ∗ 𝑏′
Para la construcción del modelo de la biopelícula en estado estacionario se
requiere la resolución simultánea de:
a) Sustrato en la biopelícula.
b) Transporte del sustrato en la biopelícula.
c) Biomasa activa en la biopelícula.
II) Suponiendo que S < Smin, J = 0 y Xf*Lf = 0:
𝑆𝑚𝑖𝑛 =𝑏′
𝑌 ∗ 𝑞 − 𝑏′
2.3.2. Filtro anaerobio de flujo ascendente (FAFA).
En 1969 Young & McCarty diseñaron este tipo de reactores de biomasa adherida
con el fin de tratar aguas residuales de carga contaminantes débiles a media y
temperaturas bajas. Es por esto que actualmente los FAFA se utilizan como
complementos a los sistemas de tratamiento secundario (UASB, UAFB, tanques Imhoff,
107
lagunas, etc.) o están acoplados a estos, lo cual permite mejorar considerablemente la
calidad de los afluentes (Romero, 2008).
Los filtros FAFA constan de una columna de material de soporte, que puede ser
artificial o natural, donde el agua residual entra en contacto con el material de soporte.
Para estos, los materiales más usados en Colombia son: material pétreo y rosetones
plásticos, como se presentó en la Tabla 14 (Material filtrante para el sostenimiento de
la biopelícula).
Las principales características de los FAFA frente a otras tecnologías son:
Mayor adhesión de la biopelícula al medio de soporte, aumentando los
tiempos de retención celular hasta el orden de los 100 días, que permiten
disminuir considerablemente los tiempos de retención hidráulica a unos pocos
días u horas.
Su flujo ascensional disminuye el riesgo a taponamientos u obstrucciones,
además de evitar la formación de canales.
Favorece los procesos de desnitrificación en efluentes ricos en nitratos.
Baja producción de lodos. Para la evacuación de estos se recomienda que las
bocas de extracción no superen los 3 m de distancia entre sí.
Se pueden diseñar en forma cilíndrica o rectangular, en volúmenes que
pueden ir desde 1 hasta 10000 m3.
Menor área de terreno para su construcción.
El medio de soporte no necesita una configuración especial (se instala al azar).
Soporta variaciones de cargas hidráulicas. Puede operar en forma discontinua
debido a las características de la biomasa adherida.
La altura del empaque puede ir desde el 50 hasta el 70% de la altura total del
reactor.
No requiere de sistemas de recirculación.
108
Como se ha explicado anteriormente, la biomasa se adhiere a las superficie
expuesta del medio de soporte, adicional a esto el crecimiento de la biopelícula para el
caso de soportes de baja porosidad (0,30-0,40) podría generar taponamientos por
ocupar los espacios vacíos, generando aumentos en la caída de presión a través del
filtro, es por ello que las últimas tecnologías en empaques para aguas residuales se
basan en tener la mayor cantidad de espacio vacío, alta rugosidad y alta área específica
de empaque (m2/m3), lo cual ha permitido tener espesores de biopelícula de 1 hasta 4
mm y una disminución en los tiempos de formación de ella y gracias a este aumento de
porosidad el volumen efectivo del reacción aumenta, de tal manera que para tiempos
iguales de reacción se podrán manejar caudales mayores.
Los problemas más comunes durante la operación de un filtro FAFA se deben a
la falta de mantenimiento por acumulación excesiva de lodos o aumentos en el caudal,
que generan velocidades de ascensión del fluido superiores a 2 m/h, ocasionando
resuspensión de sólidos (pérdida de biomasa) o desprendimientos de la biopelícula del
material filtrante. Para el arranque del reactor se requiere que estas velocidades no
excedan los 0,5 m/h (Chernicharo, 2007). En la Figura 76 se presenta un diagrama
operativo de un filtro FAFA.
Fuente: Ortiz (2014).
Figura 76. Adaptación de un filtro anaerobio de flujo ascendente.
109
2.3.2.1. Diseño de un filtro FAFA.
I) Cálculo de la constante de biopelícula a la temperatura requerida:
Antes del diseño de un filtro FAFA es necesario conocer los coeficientes cinéticos
hallados experimentalmente para la formación de biomasa y consumo de sustrato.
En la Tabla 15 se presentan los coeficientes de crecimiento microbiano,
dependiendo de las características del material de soporte utilizado para la
inmovilización de las bacterias.
Tabla 15. Adaptación del coeficiente de digestión anaerobia (m) a 15°C, filtro FAFA de Restrepo-Young
Tipo Configuración Valor de m a
15°C
Filtro anaerobio
Piedra redonda de 4-7 cm
0,665 Porosidad máxima = 0,46
Área superficial = 130 m2/m3
Piedra redonda de 4-7 cm
0,66 Porosidad máxima = 0,66
Área superficial = 98 m2/m3
Rosetones plásticos
0,653 Porosidad máxima = 0,95
Área superficial = 100 m2/m3
Fuente: Prada, Ordóñez & Serrano (2006).
𝑀𝑑 = 𝑚 ∗ 𝑒(0.008∗(𝑇−15)
Md = coeficiente de digestión anaerobia a la temperatura requerida.
T = temperatura requerida en grados Celsius.
m = coeficiente de digestión anaerobia a 15°C.
110
II) Cálculo de la constante de consumo del sustrato:
En la Tabla 16 se presentan la constante de consumo de sustrato por parte de
las bacterias que realizan la digestión anaerobia, y además factores de corrección
hallados experimentalmente para aguas residuales en filtros FAFA.
Tabla 16. Coeficientes de corrección para el consumo sustrato en un filtro FAFA de Restrepo-Young
Tipo de coeficiente Nomenclatura Valor
Coeficiente de sustrato básico K 1,6
Coeficiente de corrección de pH (7,5) b2 1
Coeficiente de corrección de nitrógeno orgánico
(NTK = 300 mg/L) b3 1,05
Coeficiente de corrección para ausencia de nutrientes y
exceso de tóxicos b6 1,1
Coeficiente de corrección para exceso de nutrientes y
ausencia de tóxicos b6 0,9
Fuente: Prada et al. (2006).
𝐾𝑚𝑜𝑑 𝐹𝐴𝐹𝐴 = 𝐾 ∗ 𝑏2 ∗ 𝑏3 ∗ 𝑏6
KmodFAFA = coeficiente corregido para el filtro FAFA.
III) Suponer un tiempo de retención hidráulica superior a 12 h para la
metanogénesis y acetogénesis para el filtro:
𝑇𝑅𝐻𝑓 = 𝑉𝑓
𝑄
TRHf = tiempo de retención hidráulica filtro.
Vf = volumen filtro.
Q = caudal de entrada al reactor.
111
IV) Cálculo del volumen del reactor:
𝑉𝑟 =𝑉𝑓
𝑒
e = espacio vacío del material de soporte.
V) Cálculo de las dimensiones del reactor considerando que se recomienda que
el ancho sea 2 veces la altura y el largo 2/3 del ancho:
𝑉𝑟 = (2
3∗ 𝐻) ∗ (2 ∗ 𝐻) ∗ 𝐻
𝐻 = √3 ∗ 𝑉𝑟
4
3
𝐴𝑛𝑐ℎ𝑜 =2
3∗ √
3 ∗ 𝑉𝑟
4
3
𝑦 𝐿𝑎𝑟𝑔𝑜 = 2 ∗ √3 ∗ 𝑉𝑟
4
3
H = altura del filtro.
VI) Cálculo de la eficiencia del filtro FAFA:
𝐸 = 100∗ (1 −𝑘𝑚𝑜𝑑𝑓𝑎𝑓𝑎
𝑇𝑅𝐻𝑚𝑜𝑑𝑓𝑎𝑓𝑎)
E = eficiencia del filtro FAFA.
VII) Cálculo del sustrato a la salida del filtro FAFA:
𝑆 = (𝑆𝑜 −𝐸 ∗ 𝑆𝑜
100)
S = sustrato a la salida.
112
2.3.3. Reactor de biodiscos (BRC).
Los reactores de biodiscos (BRC) son utilizados para el tratamiento de aguas
residuales con alta carga de material orgánico biodegradable. Se caracterizan por
poseer una serie de discos que están sumergidos parcialmente en las aguas residuales
de acuerdo a las características del fluido a tratar, esto con el fin de estimular la
adherencia microbiana al material de soporte y posterior formación de la biopelícula. La
rotación de los discos es baja con rangos promedio entre los 4-6 rpm con lo que se
garantiza que el oxígeno de la atmósfera sea capturado por los microorganismos y se
utilice como fuente de oxidación de la materia orgánica presente en el agua. Además,
el giro también sirve como mecanismo para eliminación de exceso de biomasa adherida
en la superficie de los discos mediante el esfuerzo cortante producido por el movimiento
rotacional, que induce una fuerza centrífuga sobre la biopelícula. Los BRC trabajan en
forma perpendicular o paralela al sentido de la dirección de flujo, lo que garantiza que
el agua pasa por cada una de las etapas de tratamiento, cada etapa consta de un
determinado número de discos (Romero, 2008).
Las principales ventajas de los reactores de biodisco son: la simplicidad de la
operación, la alta eficiencia de remoción de carbono y nitrógeno, la resistencia media a
cargas choques y sustancias inhibidoras, los cortos tiempos de retención, y su
construcción modular, además de costos operativos bajos (energía y mantenimiento).
Los inconvenientes más frecuentes de los BRC se deben a fallas en las piezas
mecánicas (discos, ejes y motores), fugas de lubricantes, generación de olores,
materiales de soporte de difícil fabricación y no es útil para caudales muy altos debido
a los costos de construcción requeridos para estructuras de gran tamaño.
Debido a su funcionamiento, en el cual una parte de los microorganismos
responden a procesos aerobios y otra a procesos anaerobios, la generación de biomasa
113
es mayor que si se tratara de un proceso anaerobio simple y generalmente esta unidad
va acoplada a un sedimentador con el fin de tener un efluente de mayor calidad.
A continuación (Figura 77) se presenta el diagrama de operación de un biodisco.
Fuente: Pérez (2010).
Figura 77. Reactor de biodisco.
2.3.3.1. Diseño de un reactor de biodisco.
I) Balance de sustrato:
𝑉𝑑𝑆
𝑑𝑡= 𝑄 ∗ (𝑆𝑜 − 𝑆𝑒) −
𝑑𝑆
𝑑𝑡∗ 𝑉𝑎
𝑑𝑋
𝑑𝑡= 𝑌
𝑑𝑆
𝑑𝑡∗ 𝜇 𝜇 =
1
𝑑𝑥∗
𝑑𝑆
𝑑𝑡
II) Tasa de remoción específica de DBO5:
𝑅 =𝑄 ∗ (𝑆𝑜 − 𝑆𝑒)
𝐴=
𝑃 ∗ 𝑆𝑒
𝐾 + 𝑆𝑒
P = tasa específica máxima de remoción de DBO5 g/(día*m2).
114
III) Máxima velocidad de remoción de sustrato soluble:
𝑃 =𝜇 ∗ 𝑋 ∗ 𝑑
𝑌
P = constante del consumo de sustrato.
IV) Área activa:
𝐴 = (𝑄
𝑃) ∗ (
𝑆𝑜
𝑆𝑒− 1) ∗ (𝐾𝑠 + 𝑆𝑒) = 2 ∗ 𝜋 ∗ 𝑛 ∗ (𝑅2 − 𝑟 2)
R = radio total de disco.
r = radio del disco sumergido en el agua.
V) Carga orgánica de diseño:
𝐶𝑂 = (𝑄
𝐴 ∗ 𝑆𝑜)
VI) Cálculo de la longitud de cada etapa:
𝑙 = 𝑒 ∗ 𝑛 + 𝑎 ∗ (𝑛 − 1) + 2 ∗ 𝑏
l = longitud de cada etapa.
n = número de discos.
e = espesor del disco.
a = espacio entre discos.
b = espacio entre etapas.
VII) Cálculo de la longitud total del reactor:
𝐿 = 𝑁 ∗ 𝑙
115
N = número de etapas.
L = longitud del reactor.
VIII) Volumen del reactor:
𝑉𝑟 = 𝑣𝑜𝑙𝑢𝑚𝑒𝑛 𝑑𝑒𝑙 𝑡𝑎𝑛𝑞𝑢𝑒 − 𝑣𝑜𝑙𝑢𝑚𝑒𝑛 𝑠𝑢𝑚𝑒𝑟𝑔𝑖𝑑𝑜 𝑑𝑒 𝑙𝑜𝑠 𝑑𝑖𝑠𝑐𝑜𝑠
𝑉𝑟 = (𝐴𝑡 ∗ 𝐿) − (𝐴𝑑 ∗ 𝑝 ∗ 𝑒 ∗ 𝑛)
At = área transversal a la dirección del flujo.
IX) Cálculo de la concentración de sustrato a la salida:
Para el cálculo de sustrato a la salida del biodisco se utiliza el modelo de Wu:
𝑆 =84,7 ∗ 𝑞0,5579 − 𝑆𝑜0,3163
𝑒0,32∗𝑁 − 𝑇0,2477
𝑞 = (𝑄
𝐴𝑠)
q = carga hidráulica (m/d).
As = área superficial de los discos.
T = temperatura del agua residual °C.
S = DBO5 a la salida.
2.4. Procesos Anaerobios Híbridos
Los procesos híbridos se caracterizan por utilizar los principios de biomasa
suspendida y biomasa adherida simultáneamente, mejorando las remociones en
relación a los otros sistemas tratados anteriormente. Los más comunes son los tanques
116
sépticos, los tanques Imhoff, los reactores UASB, las lagunas anaerobias y últimamente
UAFB y ABR empacados. Tal como se mostró en la Figura 71 (Procesos de crecimiento
microbiano).
2.4.1. Lagunas anaerobias.
Es el sistema más simple de tratamiento anaerobio de aguas residuales. Se basa
en el principio de evitar los procesos de difusión de oxígeno atmosférico en agua
residual al máximo, para esto se diseña con profundidades de entre 3 y 5 m. Posee
tiempos de retención hidráulica alta que facilitan la sedimentación de la biomasa
suspendida, generando en el fondo de la laguna un manto de lodos activos, que en
contacto con las aguas residuales facilita la digestión anaerobia. Por otro lado, las
grasas o aceites no digeridos forman en la superficie una capa de natas que impiden el
ingreso del oxígeno atmosférico, mejorando las condiciones de las bacterias
metanogénicas y acetogénicas (Von Sperling, 2007). En la Figura 78 se presenta el
diagrama de las lagunas anaerobias.
Fuente: Oakley & Salguero (2011).
Figura 78. Diseño de lagunas anaerobias.
Las lagunas anaerobias son principalmente usadas como sistemas de
pretratamientos para corrientes con alta carga contaminante, ya que facilitan la
sedimentación de sólidos suspendidos, la retención de grasas y la hidrólisis de la
materia orgánica, por estas características se asemejan a los tanques sépticos (Oakley
& Salguero, 2011).
117
Para lograr un efluente que cumpla con los límites máximos permitidos, esta
tecnología requiere de sistemas adicionales, generalmente están acopladas a lagunas
facultativas y de maduración. A continuación (Figura 79), se presentan los diferentes
tipos de lagunas, que complementan el sistema anaerobio y sus diferencias de altura.
Fuente: Tchobanoglus & Crites (2000).
Figura 79. Formas de los diferentes tipos de lagunas anaerobias.
Debido a las condiciones de temperatura del trópico (no existen estaciones), y a
los bajos costos constructivos y operativos, las lagunas constituyen la alternativa más
común para el manejo de lixiviados y aguas residuales municipales en Colombia
(Romero, 2008).
Las ventajas son:
Remoción de sólidos suspendidos y DBO5.
Lodo activo que sirve como inóculo para otros reactores.
Retención de grasas.
Hidrólisis en corrientes de alta carga contaminante.
Producción y captura de biogás por medio de geomembrana.
Las desventajas son:
Poca resistencia a cargas choques hidráulicas, contaminantes y de sustancias
inhibidoras.
118
Requieren de un área de terreno superior a otras tecnologías.
Generación de olores y vectores.
Dificultad para extracción de lodos en las de gran tamaño.
Baja eficiencia de remoción a temperaturas inferiores a 15°C.
2.4.1.1. Diseño de una laguna anaerobia.
Como muestra de cálculo de este tipo de estructuras se presenta la propuesta
de cálculo desarrollada por Von Sperling (2007), la cual tiene como base inicial el valor
de la carga orgánica volumétrica (COV) de acuerdo a la temperatura media del sitio de
operación.
I) Cálculo de la carga orgánica volumétrica:
En la Tabla 17 se presentan las correlaciones de carga volumétrica de DBO5 en
función de la temperatura.
Tabla 17. Correlaciones entre la COV y la temperatura para lagunas anaerobias del trópico
Temperatura °C Carga Orgánica Volumétrica (COV)
(kg DBO5/(m3*d)
10-20 0,02*T-0,10
20-25 0,01*T+0,10
> 25 0,35
Fuente: Von Sperling (2007).
II) Cálculo del volumen de la laguna en función de la carga orgánica:
𝐶𝑂 = 𝑆𝑜 ∗ 𝑄
119
𝑉𝑟 = (𝐶𝑂
𝐶𝑂𝑉)
CO = carga orgánica.
COV = carga orgánica volumétrica.
III) Cálculo del tiempo de retención:
𝑇𝑅𝐻 = 𝑉𝑟
𝑄
Debe estar entre los 3 y 6 días.
IV) Cálculo de las dimensiones de la laguna:
Fijar la altura (H) entre 3 < H < 5 m:
𝐴𝑛𝑐ℎ𝑜 = √𝑉𝑟
3 ∗ 𝐻
2
𝑦 𝐿𝑎𝑟𝑔𝑜 = 3 ∗ √𝑉𝑟
3 ∗ 𝐻
2
V) Eficacia de la remoción de la laguna anaerobia:
Para el cálculo de las eficiencias de remoción en función de la temperatura se
utiliza la Tabla 18.
Tabla 18. Correlaciones entre remoción DBO5 y la temperatura para lagunas anaerobias del trópico
Temperatura °C Eficiencia de remoción DBO5 en %
10-25 2*T+20
> 25 70
Fuente: Von Sperling (2007).
120
VI) Cálculo de la concentración de DBO5 a la salida de la laguna:
𝑆 = (𝑆𝑜 −𝐸 ∗ 𝑆𝑜
100)
E = eficiencia de remoción de DBO5.
2.4.2. Tanque séptico.
Los tanques sépticos son el sistema de tratamiento más común para aguas
residuales domésticas debido a su gran versatilidad, bajo costo de construcción y
mantenimiento. Se caracterizan porque en el mismo tanque ocurren los procesos de
sedimentación de sólidos solubles, hidrólisis y retención de material flotante como
espumas o grasas. Se ha demostrado que las remociones alcanzadas en estos
sistemas son (Romero, 2008):
DBO5 entre el 30 y 50%.
Grasas y aceites del 70 al 80%.
Sólidos suspendidos desde 50 hasta 70%.
Fósforo del 15%.
Los tanques sépticos se pueden diseñar de forma circular o rectangular, en
concreto, fibras de vidrio o plásticos rígidos. Para su diseño se recomienda que la
entrada del fluido esté a una profundidad entre el 50 o el 70% de la altura del total del
tanque, mientras que la salida se debe ubicar en un marguen entre el 30 y el 50%. Para
su inoculación se requiere del suministro de bacterias que pueden ser de origen natural
(lodos de biodigestores) o sintéticos (cepas de lodos seleccionadas en laboratorios).
Con el fin de tener un correcto funcionamiento del sistema se recomienda que la
biomasa sedimentada esté en el rango del 20 al 35% del volumen total del reactor.
121
Niveles por debajo disminuyen la remoción de DBO5 y valores por encima ocasionan la
resuspensión de lodos generando disminución en la remoción de sólidos.
Para una mejor compresión de lo mencionado, en la Figura 80, se presenta el
diseño y funcionamiento de un tanque séptico.
Fuente: Ortiz (2014).
Figura 80. Tanque séptico.
Los tanques sépticos tienen como desventaja principal su baja resistencia a
cargas choques e inhibición por sustancias tóxicas. Otra característica es el bajo tiempo
de retención y la baja generación de biogás con respecto a otras tecnologías
anaerobias, es por ello que se usan más como un sistema de tratamiento primario y no
como uno secundario. Su principal función es la homogeneización e hidrólisis en
corrientes de alta carga contaminante, como son los lixiviados.
2.4.2.1. Diseño de un tanque séptico.
I) Cálculo de la constante de digestión anaerobia a la temperatura requerida:
122
Igual que con los filtros FAFA, para los tanques sépticos se han encontrado los
coeficientes de crecimiento celular en aguas de media y baja carga contaminante, con
sistemas de varias recámaras, como se muestra en la Tabla 19.
Tabla 19. Adaptación del coeficiente de digestión anaerobia (m) a 15°C para tanques sépticos de Restrepo-Young
Tipo Configuración Valor de m a 15°C
Tanque séptico
Con 2 cámaras 0,445
Con 3 cámaras 0,45
Con 4 cámaras 0,455
Con 5 cámaras 0,46
Fuente: Prada et al. (2006).
𝑀𝑑 = 𝑚 ∗ 𝑒(0.008∗(𝑇−15)
II) Cálculo de la constante de consumo del sustrato:
El consumo de sustrato para tanques sépticos por parte de las bacterias se
describe mediante coeficientes hallados en el laboratorio y factores de corrección
descritos de forma experimental, como se muestra en la Tabla 20.
Tabla 20. Coeficientes de corrección para el consumo en un tanque séptico de Restrepo-Young
Tipo de coeficiente Nomenclatura Valor
Coeficiente de sustrato básico K 1,9
Coeficiente de corrección para la relación SSV/DQO a la entrada del reactor b1 1,1
Coeficiente de corrección de pH (7,0) b2 1
Coeficiente de corrección de nitrógeno orgánico (NTK = 300 mg/L) b3 1,05
Coeficiente de corrección para la relación Celulosa/SST = 0,1 a la entrada del reactor
b4 0,9
Coeficiente de corrección para ausencia de nutrientes y exceso de tóxicos b6 1,1
Coeficiente de corrección para exceso de nutrientes y ausencia de tóxicos b6 0,9
Fuente: Prada et al. (2006).
123
𝐾𝑚𝑜𝑑 𝑠𝑒𝑝𝑡𝑖𝑐𝑜 = 𝐾 ∗ 𝑏1 ∗ 𝑏2 ∗ 𝑏3 ∗ 𝑏4 ∗ 𝑏6
Kmodseptico = coeficiente corregido para el tanque séptico.
I) Suponer un tiempo de retención hidráulica superior a 12 h para la hidrólisis
en el tanque séptico:
𝑇𝑅𝐻 = 𝑉𝑟
𝑄
II) Cálculo de las dimensiones del tanque séptico (considerando que se
recomienda que el largo sea 3 veces la altura y donde la altura es 2/3 del
ancho):
𝑉𝑟 = (2
3∗ 𝐻) ∗ (3 ∗ 𝐻) ∗ 𝐻
𝐻 =2
3√2 ∗ 𝑉𝑟3
𝐴𝑛𝑐ℎ𝑜 = √2 ∗ 𝑉𝑟3 𝑦 𝐿𝑎𝑟𝑔𝑜 = 3 ∗ √2 ∗ 𝑉𝑟3
III) Cálculo de la eficiencia del tanque séptico:
𝐸 = 100 ∗ (1 −𝑘𝑚𝑜𝑑𝑠𝑒𝑝𝑡𝑖𝑐𝑜
𝑇𝑅𝐻𝑚𝑜𝑑𝑠𝑒𝑝𝑡𝑖𝑐𝑜)
E = eficiencia del tanque séptico.
IV) Cálculo del sustrato a la salida del tanque séptico:
𝑆 = (𝑆𝑜 −𝐸 ∗ 𝑆𝑜
100)
124
2.4.3. Reactor anaerobio de manto de lodos de flujo ascendente (UASB).
Los reactores UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blanket), o reactores anaerobios
de manto de lodos de flujo ascendentes, se diseñaron a finales de la década de los 70
por Lettiga, en Holanda, con el fin de tratar aguas residuales de cargas contaminantes
medias y altas mediante procesos de digestión anaerobia. En castellano son conocidos
también como RAFA o PAMLA.
Es el diseño de reactores anaerobios de alta tasa más difundido en
Latinoamérica, debido a sus bajos costos de construcción y operación. Se basa en la
generación de un manto de lodos (lodos fluidizados de forma granular, como se observa
en la Figura 81) por acción de la velocidad de flujo ascensional y las burbujas de biogás
generadas en la digestión, lo que permite tener partículas de biomasa de forma casi
esféricas de 1 a 3 mm que permiten una difusión del sustrato, asemejándose a las
propiedades de las biopelículas.
Fuente: Márquez & Martínez (2011).
Figura 81. Lodo granular de un reactor UASB de 1 a 3 mm de diámetro.
El agua residual ingresa por la parte inferior del reactor UASB de forma simétrica,
lo que reduce los cortos hidráulicos. El fluido que ingresa inmediatamente tiene contacto
con los lodos densos sedimentados, donde ocurren los procesos de hidrólisis y
acetogénesis. Posteriormente, entra a una fase fluidizada (manto) donde ocurren las
125
reacciones metanogénicas. Las partículas de biogás son dirigidas mediante deflectores
hacia una campana de gases que permite la separación de la fase líquido-gas.
La biomasa suspendida, a su vez, es conducida hacia una cámara de
sedimentación donde se obliga a su precipitación gracias a la configuración geométrica
de esta (simulando un sedimentador de alta tasa), y logrando así la separación sólido-
líquido del agua residual. Por último, el agua tratada es evacuada del reactor por medio
de canales de descarga ubicados en la parte superior del UASB. En la Figura 82 se
muestra el diseño conceptual de un reactor UASB.
Fuente: adaptado de Romero (2008).
Figura 82. Esquema del funcionamiento de un reactor UASB.
Las ventajas de los reactores UASB son:
Remociones entre el 65 y 70% de DQO.
Baja producción de lodos.
126
El biogás producido que puede ser aprovechado en la generación de calor,
para lograr temperaturas óptimas de reacción en aguas residuales de
temperaturas bajas.
Lodos digeridos de fácil deshidratación.
Sistemas compactos con bajo requerimiento de áreas de terrenos.
Remoción de patógenos de hasta un 50%.
Rango de temperaturas de operación desde los 10°C hasta los 38°C.
La retención de biomasa en el reactor permite tener tiempos de retención
celular superior a los sistemas de biomasa suspendida.
Remoción de SST entre 60-65%.
Mayor resistencia a cargas choques y sustancias inhibidoras que las lagunas
anaerobias, los tanques sépticos o procesos de biomasa suspendida.
Las desventajas de los reactores UASB son:
Generación de olores ofensivos.
Tolerancia media a sustancias inhibidoras.
Tiempos de arranque del sistema alto.
Necesidad de unidades complementarias para alcanzar los límites permisibles
exigidos por ley.
Requiere que las aguas residuales tengan gran contenido de carbono.
Costos más elevados en relación a los otros sistemas híbridos mencionados,
debido a los sistemas de distribución del caudal de entrada y el sistema de
separación trifásico.
2.4.3.1. Diseño de un reactor UASB.
Para el diseño de un reactor UASB se debe tener en cuenta la velocidad de flujo
en cada uno de los orificios de entrada al reactor, el consumo de sustrato por parte de
las bacterias, el tiempo de retención hidráulica para la degradación del sustrato y para
127
la sedimentación de los sólidos suspendidos, además el diseño para la extracción del
biogás producido y la sedimentación de la biomasa suspendida.
I) Cálculo de la carga hidráulica del reactor:
𝐶𝑂𝑉 = (𝑄 ∗ 𝑆𝑜
𝑉𝑟) = (
𝑆𝑜
𝑇𝑅𝐻)
Se debe fijar un THR, de acuerdo a la Tabla 21, que garantice la hidrólisis, la
acetogénesis y la metanogénesis.
Tabla 21. Tiempos de retención en función de la temperatura en reactores UASB
Aguas con compuestos fácilmente biodegradables
Aguas con compuestos orgánicos complejos
Temperatura
TRH (horas) TRH (horas) Grados Celsius
20 24 < 16
10-14 14-18 16-19
6-9 10-13 20-26
6 8 < 26
Fuente: Chernicharo (2007).
II) Volumen del reactor:
𝑉𝑟 = 𝑇𝑅𝐻 ∗ 𝑄
III) Carga biológica del reactor:
𝐶𝐵 =(𝑄 ∗ 𝑆𝑜)
𝑀
CB = relación de carga biológica (kg DQO/(kg SST*día).
M = masa de microorganismos (kg SST/m3).
128
La actividad metanogénica debe estar entre 0,3-0,5 (kg DQO/(kg SST*día)
(Chernicharo, 2007).
IV) Área del reactor UASB:
𝐴 =(𝑄 ∗ 𝑇𝑅𝐻)
𝐻
𝐴 = 𝐴𝑛𝑐ℎ𝑜 ∗ 𝐿𝑎𝑟𝑔𝑜
La altura H se fija entre los 3 y 5 m.
V) Dimensiones del reactor UASB:
La relación recomendada entre el ancho y el largo es de 1:2.
𝐻 =𝑉𝑟
𝐴
𝐴𝑛𝑐ℎ𝑜 = √𝑉𝑟
𝐻
2
𝑦 𝐿𝑎𝑟𝑔𝑜 = 2 ∗ √𝑉𝑟
𝐻
2
VI) Velocidad ascensional:
𝜐𝑎𝑠𝑐 =𝑄
𝐴=
𝐻
𝑇𝑅𝐻
vasc = velocidad ascensional (m/h). Se recomienda que no exceda 1 m/h.
VII) Eficiencia de remoción:
𝐸 = 100 ∗ (1 −𝑘𝑚𝑜𝑑𝑢𝑎𝑠𝑏
𝑇𝑅𝐻𝑚𝑜𝑑𝑢𝑎𝑠𝑏)
kmoduasb y moduasb se encuentran de forma experimental para cada agua
residual.
129
kmoduasb = coeficiente cinético de consumo de sustrato.
moduasb = coeficiente cinético de generación de biomasa.
VIII) Cálculo del sustrato a la salida del reactor UASB:
𝑆 = (𝑆𝑜 −𝐸 ∗ 𝑆𝑜
100)
IX) Velocidad de flujo en la campana de gases:
𝜐𝑐𝑎𝑚𝑝 = 4 ∗ 𝜐𝑎𝑠𝑐 = 4 ∗𝑄
𝐴
vcamp = velocidad ascensional en la campana.
X) Área de la abertura:
𝐴𝑎𝑏𝑒𝑟𝑡𝑢𝑟𝑎𝑠 =𝑄
𝜐𝑐𝑎𝑚𝑝
Aaberturas= es el área por donde ingresa el fluido a la cámara de sedimentación.
XI) Área de la sección de la campana:
𝐴𝑐𝑎𝑚𝑝 = 𝐴 − 𝐴𝑎𝑏𝑒𝑟𝑡𝑢𝑟𝑎𝑠
𝑅𝑐 =
(𝐴𝑐𝑎𝑚𝑝
𝐿𝑎𝑟𝑔𝑜 𝑑𝑒𝑙 𝑟𝑒𝑎𝑐𝑡𝑜𝑟)
2
Acamp = área de la campana (m2).
Rc = longitud media de la campana (m).
130
XII) Ancho de la abertura:
Es la abertura por donde ingresa el fluido a la cámara de sedimentación.
𝑊𝑎 =𝐴𝑛𝑐ℎ𝑜 𝑑𝑒𝑙 𝑟𝑒𝑎𝑐𝑡𝑜𝑟
2− 𝑅𝑐
Wa = ancho de la abertura (m).
XIII) Ángulo de inclinación de las campanas:
Se recomienda un ángulo de 60° en las campanas, para favorecer la
sedimentación y la separación trifásica (Chernicharo, 2007).
XIV) Altura de la campana:
Para el cálculo de la altura máxima de la campana se supone que Rc es igual a
WG’ y este su vez es la base total para un ángulo recomendado de 60°.
𝑊𝐺′ = 𝑅𝑐
𝐻𝐺 = 𝑊𝐺′ ∗ tan 𝛼
𝐻𝐺 = 𝑊𝐺′ ∗ tan 60°
WG’ = longitud de la base de la campana (m).
HG = altura de la campana.
XV) Altura del recolector de gases:
Una vez calculada la altura máxima de la campana, se determina la altura del
colector de gases mediante la siguiente expresión.
131
𝐻𝑡 = 0,3 ∗ 𝐻𝐺
Ht = altura de recolector de gases (m).
XVI) Longitud del recolector de gases:
La longitud del colector de gases tiene la misma longitud que la altura de
campana de gases.
𝑊𝑡 = 𝐻𝑡
Wt = longitud del recolector de gases (m).
XVII) Cálculo de la distancia entre la base de la campana y el recolector de
gases:
𝑊𝐺 = 𝑅𝑐 − 𝑊𝑡
WG = longitud de la base de la campana que debe estar sumergida (m).
XVIII) Traslapo:
Se refiere a la distancia que debe existir para que los deflectores puedan dirigir
los gases producidos hacia la campana y que ocurra la separación de fases (gas-
líquido).
𝑇𝑣 =2
3∗ 𝑊𝑎
Tv = traslapo (m).
XIX) Ancho del deflector:
𝑊𝑑 = 𝑇𝑣 + 𝑊𝑎
132
Wd = ancho del deflector (m).
XX) Longitud de los deflectores:
Se recomienda que el ángulo de los reflectores sea de 45°.
𝐿𝑑 = 2 ∗ 𝑊𝑑 ∗ tan𝛽
𝐿𝑑 = 2 ∗ 𝑊𝑑 ∗ tan45°
Ld = longitud de los deflectores (m).
XXI) Distancia entre el deflector y la base de la campana:
𝐿𝑡 =1
2∗ 𝐻𝑡
Lt = distancia entre el vértice del deflector y la base de la campana.
Para una mejor comprensión, en la Figura 83, se presenta del diseño de la
campana de gases para un reactor UASB.
133
Fuente: adaptado de Caicedo (2006).
Figura 83. Diseño de una campana para un reactor UASB.
XXII) Número de tubos a distribuir para generar un manto de lodos uniforme:
𝑁𝑑 =𝐴
𝐴𝑑
Nd = número de tubos a distribuir.
Ad = área de influencia del tubo distribuidor.
De acuerdo a las características del lodo y la carga orgánica, presentada en la
Tabla 22, se selecciona el área de influencia del distribuidor.
134
Tabla 22. Área de influencia de un tubo de distribución en un reactor UASB
Tipo de lodo
Carga orgánica
aplicada
(kg DQO/m3*día)
Área de influencia del
distribuidor
(m2)
Denso y floculento
< 40 kg SST/m3
< 1,0 0,5-1,0
1,0-2,0 1,0-2,0
> 2,0 2,0-3,0
Lodo medio de 20-40 kg SST/m3 1,0 a 2,0 1,0-2,0
> 3,0 2,0-5,0
Granular
< 2,0 0,5-1,0
2,0-4,0 1,0-2,0
> 4 2,0
Fuente: Chernicharo (2007).
XXIII) Separador de gases:
𝐾𝑔 =𝑄𝑔
𝐴𝑖
Kg = tasa de producción de biogás.
Qg = expectativa de generación de biogás (m3/h).
Ai = área de la interfase gas-líquido.
XXIV) Evaluación de la producción de biogás:
𝐷𝑄𝑂𝑚𝑒𝑡 = 𝑄 ∗ (𝑆𝑜 − 𝑆) − 𝑌𝑜𝑏𝑠 ∗ 𝑄 ∗ 𝑆𝑜
DQOmet = DQO convertido en metano (kg DQOmet/día).
Yobs = coeficiente de producción de sólidos en el reactor (kg DQOlodos/kg
DQOmet).
El coeficiente de producción de sólidos debe estar entre 0,11-0,23.
135
XXV) Producción de biogás:
𝑄𝑔 =𝐷𝑄𝑂𝑚𝑒𝑡
𝐾(𝑇)
K(T) = factor de corrección a la temperatura del reactor.
𝐾(𝑇) =𝑃 ∗ 𝐾𝐷𝑄𝑂
𝑅 ∗ (275 + 𝑇)
KDQO = una mol de metano en la DQO (64 g de DQO/mol).
R = constante universal de gases 0,08206 (atm*L/(mol*K))
T = temperatura en grados Celsius.
P = presión atmosférica (atm).
Bajo condiciones óptimas de operación la producción de biogás debe estar entre
el 70 y 80%.
XXVI) Producción de lodos:
𝑃𝑙𝑜𝑑𝑜 = 𝑌 ∗ 𝐷𝑄𝑂𝑎𝑝
Plodo = producción de lodos (kg SST/día).
Y = coeficiente de corrección de producción de lodos (kg SST/kg DQOap), se
estima que está entre 0,1-0,2 (Chernicharo, 2007).
DQOap = carga de DQO aplicada al sistema (kg DQO/día).
136
XXVII) Estimación volumetría de lodos:
𝑉𝑙𝑜𝑑𝑜 =𝑃𝑙𝑜𝑑𝑜
𝜌 ∗ (𝐶𝑠
100)
Vlodo = volumen de producción de lodos (m3/día).
Ρ = densidad del lodo (kg/m3), varía de 1,020 a 1,040 (Chernicharo, 2007).
Cs = concentración de sólidos en el lodo.
XXVIII) Estimación del tiempo de remoción de SST:
𝑆𝑆𝑇𝑠𝑎𝑙𝑖𝑑𝑎 = 𝛿 ∗ 𝑇𝑅𝐻−𝛾
γ = constante empírica para SST hallada experimentalmente.
δ = constante empírica para SST hallada experimentalmente.
En la Figura 84 se presenta la disminución de los sólidos suspendidos con
relación al TRH en un reactor UASB.
Fuente: Chernicharo (2007).
Figura 84. Ecuación de sólidos SST vs TRH.
137
XXIX) Eficiencia de la remoción de sólidos suspendidos:
𝐸𝑠𝑠𝑡 = (𝑆𝑆𝑇 − 𝑆𝑆𝑇𝑜
𝑆𝑆𝑇)
Esst = eficiencia de la remoción de sólidos suspendidos.
SST = sólidos suspendidos a la salida.
SSTo = sólidos suspendidos a la entrada.
XXX) Criterio de diseño SST vs DQO:
𝐸𝑠𝑠𝑡 − 𝐸 ≈ 0
Esst = eficiencia del sistema remoción SST.
E = eficiencia del sistema remoción DQO.
Para esta condición se recalcula el tiempo de retención hidráulico, siendo el
óptimo el que cumpla la condición de eficiencia.
138
3. Análisis del Reactor Anaerobio de Múltiples Etapas (ABR)
3.1. Discusión de la Tecnología Aplicada
Como mejoras al sistema de tratamiento biológico del Relleno Sanitario La
Esmeralda de la ciudad de Manizales, se plantearon 3 posibles soluciones para la
descontaminación de la carga contaminante efluente del reactor UASB, con el fin de dar
cumplimiento a los valores establecidos en la normativa ambiental vigente mencionada
en numeral 1.1.3.3. (Resultado de tratamiento frente a la norma colombiana de la
Resolución 631 de 2015).
3.1.1. Flotación por aire disuelto (DAF).
El principio de funcionamiento del DAF consiste en la producción de finas
microburbujas a las se adhieren los sólidos o flóculos, los cuales son flotados hasta la
superficie, donde son removidos por un desnatador o raspador. Para lograr la flotación
se requieren mecanismos de coagulación y floculación que propicien la formación de
flóculos. Normalmente los DAF operan inyectando aire a alta presión en el flujo de agua
recirculada hasta alcanzar valores 4 a 6 bares. Como se observa en la Figura 85.
Fuente:
http://w w w .dissolved-air-f lotation.com
Figura 85. Sistema de flotación por aire disuelto (DAF).
139
Las ventajas del DAF son:
Remoción de grasas y SST por encima del 80%.
Sistema compacto y que se puede construir por módulos.
No genera olores ofensivos.
Turbiedad y color del efluente bajos.
Las desventajas del DAF son:
Altos costos operativos asociados a la recirculación, desnatado y aireación.
No remueve DBO5 soluble.
Requiere un pH entre 6-7 para lograr buen tamaño del flóculos, que para
lixiviados debido a su condición buffer en pH 8-8,5 requiere de grandes
cantidades de acidificantes.
Adición de insumos para la coagulación y floculación.
Susceptible a cargas choques.
Requiere de personal técnico calificado para su operación y control.
Costos y tiempos de mantenimiento elevados.
Conclusión de la aplicabilidad del DAF:
Después de realizar ensayos a escala laboratorio se descartó esta tecnología,
debido a los altos costos de operación y el requerimiento de un sistema de
deshidratación de lodos mucho más complejo y a su baja remoción de DBO5 soluble.
3.1.2. Reactor de biodisco.
Otra alternativa evaluada fue la de un reactor de BRC, con el fin de mejorar los
procesos de desnitrificación y remoción de carga orgánica. Las características de este
tipo de reactor se mencionan en el numeral 2.3.3. ̶ Reactor de biodiscos (BRC) ̶ .
140
En la Figura 86 se presenta el reactor de biodisco a escala piloto de la
Universidad Nacional de Colombia sede Manizales.
Fuente: Ordóñez & Betancur (2003).
Figura 86. Reactor de biodisco.
Conclusión de la aplicabilidad del reactor de biodisco:
Una vez realizados los cálculos para el dimensionamiento del biodisco para
lixiviados del relleno, se encontró que las dimensiones requeridas para este eran muy
grandes tanto en número de etapas como en el diámetro del disco, lo cual aumentaba
los costos de construcción, operación y mantenimiento. Además, en los ensayos
realizados por Ordóñez & Betancur (2003) para lixiviados del Relleno Sanitario La
Esmeralda, sobresale la poca resistencia a las cargas choques que son frecuentes en
los lixiviados de rellenos sanitarios.
3.1.3. Reactor anaerobio de bafles (ABR).
Las ventajas y desventajas de esta tecnología y su potencial fueron mencionadas
en el numeral 1.1.4.1. Reactores anaerobios de bafles (ABR). En la Figura 87 se
presenta un reactor ABR, que consta de una unidad de tanque séptico y tres filtros
FAFA.
141
.
Fuente: Ortiz (2014).
Figura 87. Reactor anaerobio de bafles con filtros.
Conclusión de la aplicabilidad del reactor ABR:
Se seleccionó esta tecnología para realizar pruebas piloto debido a la facilidad
de mantenimiento, la ausencia de requerimientos energéticos y de insumos químicos
para su operación, además de presentar la ventaja de los procesos de película adherida
que permiten tener una mayor protección del sistema ante cargas choques y sustancias
inhibidoras, al mismo tiempo que facilita los procesos de desnitrificación.
Otra ventaja es que, debido a su alto tiempo de retención celular, los ABR pueden
trabajar con cargas más bajas que otros reactores híbridos y lograr eficiencias
operativas para aguas residuales provenientes de sistemas de tratamiento secundario
de hasta el 70% de DBO5.
142
3.2. Metodología de la Planta Piloto ABR
Tuvo como fin evaluar las remociones de carga contaminante para un caudal fijo
de lixiviados del Relleno Sanitario La Esmeralda provenientes del reactor UASB. Esta
planta piloto se construyó con 3 reactores anaerobios de 1 m3 de volumen, colocados
en serie y rellenos con rosetones plásticos con una porosidad de 0,95 y un área
superficial de 100 m2/m3. Adicionalmente al estudio de la eficiencia de remoción, se
pudo observar en el equipo el crecimiento de la biopelícula en el material de soporte y
se pudieron hallar las constantes cinéticas para lixiviados siguiendo las metodologías
discutidas anteriormente. (Ver numeral 2.3.2.1. Diseño de un filtro FAFA).
Para la construcción de la planta piloto de ABR se usaron los siguientes
materiales (Tabla 23):
Tabla 23. Materiales usados en la planta piloto ABR
Material Especificación Cantidad Unidad
Manguera 1” 15 Metros
Tapones 1” 14 Unidades
Llave de paso 1” 2 Unidades
Isotanque 1 m3 3 Unidades
Rosetas Plásticas 3 M3
Fuente: Orozco (2013).
El lixiviado usado en la planta piloto es captado del sistema de tratamiento antes
de llegar a la planta fisicoquímica, a través de una manguera de 1” de diámetro. Con el
fin de tener un caudal de lixiviados constante se instaló una llave de paso de 1” para
regular el caudal de entrada. El fluido ingresa al primer isotanque por tubería hasta la
parte inferior (hasta 10 cm de la base). El lixiviado sale del primer isotanque por la parte
superior e ingresa al segundo por la parte inferior, y de igual forma sigue con el tercero.
Por último, en la salida se acondicionó otra llave de paso para facilitar la toma de
muestras, el caudal y el control visual del vertimiento.
143
A continuación, se presentan: el esquema de reactores FAFA planteados (Figura
88) y el registro fotográfico de la estructura y calidad del vertimiento tratado (Figura 89).
Fuente: Orozco (2013).
Figura 88. Diagrama propuesto de filtros FAFA para la planta piloto ABR.
Fuente: Orozco (2013).
Figura 89. Planta piloto ABR.
3.2.1. Parámetros a monitorear en la planta piloto ABR.
Con el fin de llevar un correcto seguimiento a la planta piloto, se monitorearon en
laboratorio los parámetros de crecimiento de biomasa por medio de SSV, control de
ácido grasos volátiles por medio de la alcalinidad y eficiencias de remoción de SST,
DBO5 y DQO. El tipo de muestreo realizado fue compuesto con frecuencia de una hora.
En la Tabla 24 se presentan los parámetros a medir en la planta piloto.
144
Tabla 24. Parámetros de seguimiento en laboratorio de la planta piloto ABR
Parámetros a medir
Tipo de muestra
Personal que toma la muestra
Punto de muestra
DBO5
Compuesta 4 horas
Personal de las plantas de tratamiento
Entrada y salida filtro anaerobio
DQO
SST
Alcalinidad
SSV
pH
Temperatura
Caudal
Fuente: Orozco (2013).
3.2.2. Resultados de la planta piloto ABR.
Para evaluar el funcionamiento del sistema se realizaron tomas de muestras, una
vez por semana, durante un periodo de 9 semanas por parte del laboratorio Acuatest
S.A.S. En las tablas 25 y 26 se presentan los resultados obtenidos durante el
seguimiento.
Tabla 25. Resultados de laboratorio Acuatest S.A.S., 1-3 semanas
Parámetro Unidades 1) Enero 29 de 2013 2) Febrero 5 de 2013 3) Febrero 12 de 2013
Entrada Salida Remoción Entrada Salida Remoción Entrada Salida Remoción
pH Unidad pH 7,3 7,5 8,1 7,9 7,2 7,3
Temperatura °C 21,3 20,3 20,0 18,8 21,2 20,2
Caudal l/s 0,0215 0,0216 0,0258 0,0257 0,0232 0,0231
DBO5 mg/L 1155,0 1120,0 3,0 1095,0 852,0 22,2 1425,0 1270 10,9
DQO mg/L 1218,0 1200,0 1,5 1865,0 1570 15,8 3005,0 2720 9,5
SST mg/L 58,0 58,0 0,0 196,0 112,0 42,9 103,0 91,0 11,7
SSV mg/L 40,0 22,0 45,0 151,0 101,0 33,1 77,0 54,0 29,9
Alcalinidad mg
CACO3/L 660,0 600,0 9,1 620,0 590,0 4,8 421,0
400,0 5,0
Nitrógeno Total
mg/L 13,9 8,5 6,8
Fósforo Total mg/L 1,5 0,4 0,4
Ácidos grasos
volátiles mg/L 291,0 219,4 24,6 108,2 93,6 13,5 785,4 640,0 18,5
Volumen
reactores Litros 3000 3000 3000
Tiempo de
retención Horas 29,8 30,9 29,8
Fuente: Orozco (2013).
145
Tabla 26. Resultados de laboratorio Acuatest S.A.S., 4-6 semanas
Parámetro Unidades 4) Febrero 19 de 2013 5) Febrero 26 de 2013 6) Marzo 5 de 2013
Entrada Salida Remoción Entrada Salida Remoción Entrada Salida Remoción
pH unidad pH 8 7,58 8,2 8,2 7,52 8,01
Temperatura °C 21,2 20,2 20,3 19,3 19,8 19,9
Caudal l/s 0,0218 0,0218 0,0278 0,0278 0,0265 0,0265
DBO5 mg/L 2205 2030 7,9 1158 999 13,7 2470 2095 15,18
DQO mg/L 2750 2450 10,9 3760 3200 14,9 3590 3285 8,5
SST mg/L 124 158 -27,4 200 106 47 224 19 91,52
SSV mg/L 98 64 34,7 118 98 16,9 160 102 36,25
Alcalinidad mg
CACO3/L 388 338 12,9 2600 2400 7,7 6750 6250 7,41
Nitrógeno
Total mg/L 8,6 8,4 7,4
Fósforo Total mg/L 1,6 0,45 1,82
Ácidos
grasos
volátiles
mg/L 721,4 349,1 51,6 895,98 890,16 0,65 788,2 781,85 0,81
Volumen
reactores Litros 3000 3000 3000
Tiempo de
retención Horas 27,8 30 31,4
Fuente: Orozco (2013).
Debido a los bajos rendimientos presentados durante las semanas 1-7 se
decidió, el 20 de marzo de 2013, adicionar un inóculo a cada uno de los reactores con
el fin de mejorar su actividad biológica, para esto se utilizaron lodos del reactor UASB,
adicionando 50 L a cada reactor de la planta piloto equivalente al 5% del volumen.
Los resultados obtenidos con la adición del inóculo corresponden a los valores
de la Tabla 27, donde se muestra una respuesta favorable del sistema biológico,
fundamentada en los valores de remoción de DBO5 y DQO.
146
Tabla 27. Resultados de laboratorio Acuatest S.A.S., 7-9 semanas
Parámetro Unidades 7) Marzo 19 de 2013
8) Marzo 27 de 2013 con
lodos reactor
9) Abril 2 de 2013 con lodos
reactor
Entrada Salida Remoción Entrada Salida Remoción Entrada Salida Remoción
pH unidad pH 6,95 7,2 6,87 6,91 7,1 7,18
Temperatura °C 20,4 19,4 20,4 19,4 20 19,4
Caudal l/s 0,028 0,028 0,027 0,027 0,028 0,0285
DBO5 mg/L 2682 2622 2,24 1670 1150 31,14 1480 840 43,24
DQO mg/L 3635 3415 6,05 2555 1600 37,38 2250 1150 48,89
SST mg/L 276 134 51,45 221 126 42,99 170 92 45,88
SSV mg/L 176 92 47,73 392 125 68,11 120 50 58,33
Alcalinidad mg
CACO3/L 4350 4200
3,45 210 80
310 280
Nitrógeno
Total mg/L 4,74
8,22
16,29
Fósforo Total mg/L 5,48 5,62 5,48
Ácidos grasos
volátiles mg/L 1035,74 1081 -4,37 513,35 462,65 9,88 877 1066 -21,55
Volumen
reactores Litros 3000 3000 3000
Tiempo de
retención Horas 29,8 30,9 29,8
Fuente: Orozco (2013).
Un resumen de toda la parte experimental, que incluye la operación de la planta
piloto con solo lixiviado efluente del reactor UASB y el inóculo de los UASB, se muestra
en las figuras 90, 91 y 92, donde se presenta una estabilización de SST y un incremento
en los valores remoción de DBO5 y DQO.
Fuente: Orozco (2013).
147
Figura 90. Remoción de sólidos suspendidos planta piloto ABR del Relleno Sanitario La
Esmeralda.
Fuente: Orozco (2013).
Figura 91. Remoción de DQO planta piloto ABR del Relleno Sanitario La Esmeralda.
Fuente: Orozco (2013).
Figura 92. Remoción de DBO5 planta piloto ABR del Relleno Sanitario La Esmeralda.
148
Con los datos obtenidos en el laboratorio, durante las 9 semanas de seguimiento,
se proyectó el estado estable del tren de reactores FAFA (ABR) y las remociones
máximas que este puede alcanzar en este estado, para los lixiviados del Relleno
Sanitario La Esmeralda provenientes del reactor UASB. Las correlaciones usadas para
estas proyecciones fueron logarítmicas, con el fin de tener curvas asintóticas en el valor
de máxima remoción. Como se muestra en las figuras 93, 94 y 95.
Fuente: Orozco (2013).
Figura 93. Proyección de remoción máxima de DBO5 alcanzable en la planta piloto ABR.
Fuente: Orozco (2013).
Figura 94. Proyección de remoción máxima de SST alcanzable en la planta piloto ABR.
y = 26,505ln(x) - 67,67R² = 0,9752
0
20
40
60
80
0 50 100 150 200
% d
e R
emo
ció
n D
BO
5
Dias para alcanzar el estado estable
% DBO5
% DBO5 Logarítmica (% DBO5)
y = 1,6448ln(x) + 39,393R² = 0,5054
42
43
44
45
46
47
48
49
50
0 50 100 150 200
% d
e re
mo
cio
n d
e so
lido
s su
spen
did
os
Dias para alcanzar el estado estable
% SST
%DQO
Logarítmica(%DQO)
149
Fuente: Orozco (2013).
Figura 95. Proyección de remoción máxima de SST alcanzable en la planta piloto ABR.
3.2.3. Coeficiente de consumo de sustrato hallado en la planta piloto.
Con los datos de remociones de DQO máximos (50%) que se pueden alcanzar
en la planta piloto, para un tiempo de retención hidráulico de 30 h, y usando la constante
de crecimiento celular para filtros anaerobios con rosetas, se halló la constante de
consumo de sustrato modificada para los lixiviados provenientes del reactor UASB del
Relleno Sanitario La Esmeralda. De la siguiente forma:
𝐸 = 100 ∗ (1 −𝑘𝑚𝑜𝑑𝑙𝑖𝑥𝑓𝑎𝑓𝑎
𝑇𝑅𝐻𝑚𝑜𝑑𝑓𝑎𝑓𝑎)
I) Cálculo del coeficiente crecimiento celular para filtros FAFA con rosetas:
𝑚𝑜𝑑𝑓𝑎𝑓𝑎 = 𝑚 ∗ 𝑒(0.008∗(𝑇−15)
m = para filtros con rosetas = 0,653.
T = temperatura promedio del lixiviado durante las 9 semanas = 19°C.
𝑚𝑜𝑑𝑓𝑎𝑓𝑎 = 0,653∗ 𝑒(0.008∗(19−15)
y = 18,842ln(x) - 48,293R² = 0,7169
0
10
20
30
40
50
60
0 50 100 150 200
% d
e re
mo
ció
n D
QO
Dias para alcanzar el estado estable
% DQO
%DQO
Logarítmica(%DQO)
150
𝑚𝑜𝑑𝑓𝑎𝑓𝑎 = 0,674
II) Cálculo del coeficiente de consumo de sustrato para lixiviados:
𝑘𝑚𝑜𝑑𝑙𝑖𝑥𝑓𝑎𝑓𝑎 = (1 −𝐸
100) 𝑇𝑅𝐻𝑚𝑜𝑑𝑓𝑎𝑓𝑎
Eficiencia de remoción DQO máxima proyectada en planta piloto:
E = 50%.
Tiempo de retención hidráulico promedio durante las 9 semanas = 30 h.
𝑘𝑚𝑜𝑑𝑙𝑖𝑥𝑓𝑎𝑓𝑎 = (1 −50
100) ∗ 300,674
𝑘𝑚𝑜𝑑𝑙𝑖𝑥𝑓𝑎𝑓𝑎 = 4.9493
3.2.4. Conclusiones de la planta piloto.
La remoción máxima reportada experimentalmente para el ABR en lixiviados
del Relleno Sanitario La Esmeralda es del 70% de DBO5, 50% de DQO y 48%
SST, valores proyectados a 180 días de operación, siendo este el tiempo
teórico durante el cual se logra la formación de la biopelícula completamente
y se considera que el sistema alcanza el estado estable bajo las condiciones
evaluadas, para un tiempo de retención hidráulico TRH = 30 h.
La relación de DQO:N:P a la entrada del reactor es de 2730:10:3, lo que indica
que para un correcto funcionamiento del reactor se requiere la adición de
nutrientes hasta alcanzar la relación 250:5:1, propuesta en la literatura. Esto
indicó un déficit de N y P.
151
La constante de consumo de sustrato fue hallada para el balance global de los
filtros FAFA, por lo que se recomienda, para próximos seguimientos del ABR,
encontrar las constantes de cada uno de los filtros y así mejorar los diseños
futuros.
Las remociones de color en el tratamiento ABR fueron mínimas, como se
muestra en la Figura 96, por lo que se recomienda, después del uso de este
tipo de reactores, unidades complementarias fisicoquímicas y de filtración.
Fuente: Orozco (2013).
Figura 96. Muestras de entrada y salida del lixiviado de la planta piloto ABR.
3.3. Memorias de Cálculo para el Diseño del Reactor ABR del Relleno Sanitario La
Esmeralda
3.3.1. Caudal de diseño de la unidad de tratamiento.
Para la estimacion del caudal de diseño del ABR, se basó en los datos arrojados
por el modelo HELP (Hydrological Evaluation Landfill Performance) creado por la EPA
(Agencia de Proteccion Ambiental de Estados Unidos) y el cual fue adaptado para el
Relleno Sanitario La Esmeralda de la ciudad de Manizales por Universidad Nacional de
Colombia usando datos de la estacion metereologica de EMAS, caracteriscas del suelo
152
y diseño del relleno. Este modelo tiene encuenta efectos de escorrentia, infiltracion,
evapotranspiracion, crecimiento vegetal, humedad del suelo, drenaje lateral
subsuperficial, filtracion a traves de cubiertas del suelo, impermeabilidad de la
geomebrana y revestimientos compuestos (Londoño, Marín, González & Ocampo,
2014).
En la Figura 97 se presenta la proyeccion de lixiviado generado por el Relleno
Sanitario La Esmeralda para el año 2016.
Fuente: Londoño et al. (2014).
Figura 97. Proyección de generación de lixiviado modelo HEPL para el año 2016.
La figura anterior nos muestra una proyeccion de caudal promedio de 4 l/s
diferente a los 2 l/s promedio que se generaron en el periodo 2011-2014, esto debido
en gran medida a los efectos del cambio climatico en la ciudad de Manizales, como
medida se fijó el caudal de diseño del reactor ABR a escala industrial en 3 l/s con el fin
de suplir las necesidades operativas futuras del Relleno Sanitario La Esmeralda, este
caudal permite un tiempo de retencion hidraulica del 33,2 horas y la configuracion final
en paralelo garantiza un sistema redundante en cumplimiento de las exigencias del
decreto 3930 de 2010, que garantiza la contingencias en las operaciones de
mantenimiento y cargas pico para sistemas de tratamiento de aguas residuales.
Teniendo en cuenta lo anterior, se fijaron los parámetros de diseño (Tabla 28):
153
Tabla 28. Parámetros para el diseño del ABR
Características del lixiviado a tratar
Parámetro Unidad Caudal
máximo Caudal de diseño
Promedio caudal actual
Caudal L/s 4,0 3,0 2,0
DQO mg/L 2800,0 DQO promedio que sale del reactor UASB
Temperatura °C 19 Temperatura a la salida del reactor UASB, promedio
Fuente: Orozco (2013).
Cabe resaltar que se realizaron los cálculos para los 3 escenarios de variación
de caudal presentados en la tabla anterior. El esquema del reactor ABR a diseñar consta
de 4 compartimientos en serie.
3.3.2. Diseño del primer compartimiento del ABR.
Para este compartimiento se utilizó el modelo de un tanque séptico propuesto
por Chernicharo (2007). El fin de este compartimiento, es la hidrólisis de la materia
orgánica y su comportamiento se asimila a un reactor de mezcla completa (CSRT),
donde la agitación es originada por el biogás generado.
En la Tabla 29 se presentan las memorias de calculo del la seccion 1 del reactor
ABR a construir para tratar el lixiviado del Relleno Sanitario La Esmeralda.
Tabla 29. Resultados del modelo para la primera sección del ABR
Sección N°1 Tanque séptico, reactor ABR lixiviados para caudal de diseño Caudal total 3 L/s
Número de tanques sépticos 2 Unidades Caudal por tanque séptico 5,4 m3/h
Tiempo de retención hidráulica 8,3 Horas Tiempo mínimo para la hidrólisis
Volumen del tanque 44,8 M3 Altura del tanque 5 M Área del tanque 8,96 m2 Largo 3,9 M Ancho 2,3 M
154
Relación largo-ancho 1,70
Relación debida al isotanque usado para hallar las constantes en la planta piloto
Tipo de coeficiente Nomenclatura Valor
Coeficiente de sustrato básico para lixiviados tratados del reactor UASB
K 1,9
Coeficiente de corrección para la relación SSV/DQO a la entrada del
reactor b1 1,1
Coeficiente de corrección de pH (7,0) b2 1 Coeficiente de corrección de nitrógeno
orgánico (NTK = 300 mg/L)
b3 1,05
Coeficiente de corrección para la relación Celulosa/SST = 0,1 a la
entrada del reactor b4 0,9
Coeficiente de corrección para
ausencia de nutrientes y exceso de tóxicos
b6 1,1
Coeficiente de corrección para exceso de nutrientes y ausencia de tóxicos
b6 0,9
Constante modificada del consumo de sustrato del tanque séptico lixiviados
Kmodlixseptico
2,172555
Determinación de m modificada para tanque séptico a 19°C
m 0,44 para 15°C Una recámara
de tanque séptico
m 19°C 0,454 Eficiencia del tanque séptico de lixiviados en remoción de DQO
16,92
%
Concentración de la DQO a la salida del tanque séptico
2326,3 mg/L de DQO
Fuente: Orozco (2013).
3.3.3. Diseño del segundo, tercero y cuarto compartimientos del ABR.
Debido a que la constante de consumo de sustrato del lixiviado del efluente del
reactor UASB del Relleno Sanitario La Esmeralda , se halló para un TRH igual a 30 h
155
en la planta piloto ABR (sistema de tres Filtros FAFA en serie). Es necesario realizar
modelo de cálculo FAFA descrito por Young-Restrepo para un balance global de
materia, por lo que la constante de sustrato solo es aplicable a este sistema global,
donde el volumen total de los reactores FAFA es la suma de 3 compartimientos de igual
tamaño que el tanque séptico (esto por facilidades constructivas). En la Tabla 30 se
presentan las memoria de calculo de la seccion 2 (filtros FAFA en serie) del reactor
ABR.
Tabla 30. Resultados del modelo del balance global de los FAFA
Filtro FAFA lixiviados Global Caudal total 3 L/s Número de filtro FAFA paralelo 2 Unidades Caudal por filtro FAFA 5,4 m3/h
Tiempo de retención hidráulica 24,9 Horas Acidogénesis, acetogénesis y metanogénesis
Volumen del tanque 134,4 M3 Altura del tanque 5 M Área del tanque 26,88 m2 Largo 11,7 M Ancho 2,3 M
Relación largo-ancho 5,09
Relación debida al uso de
isotanques para hallar las
constantes Constante modificada del consumo de sustrato del FAFA lixiviados hallada en la planta piloto (sistema global)
KmodlixFAFA 4,95
Determinación de modlixFafa a 19°C
m 0,653 para 15°C Para filtros FAFA
con rosetas
m 19°C 0,674 Eficiencia del filtro FAFA de lixiviados en remoción de DQO
43,33 %
Concentración de la DQO a la salida del filtro FAFA
1318,4 mg/L de
DQO
Fuente: Orozco (2013).
156
3.3.4. Resultados finales del modelo.
Con el fin de proyectar el comportamiento del reactor ABR a diferentes cargas
hidráulicas, se corrió el modelo para una concentracion de entrada de DQO = 2800
mg/L, obteniéndose los resultados presentados en la Tabla 31.
Tabla 31. Resultados de DQO del modelo ABR del Relleno Sanitario La Esmeralda
REACTOR ABR Caudal máximo
(4 L/s) Caudal de diseño
(3 L/s) Caudal actual
(2 L/s) Caudal (m3/h) 14,4 10,8 7,2 Porcentaje de remoción DQO 36,48 60,24 88,06
Volumen ABR (m3) 358,4
TRH (horas) 24,9 33,2 49,8
Salida DQO del ABR (mg/L) 1778,5 1113,2 334,2
Fuente: Orozco (2013).
3.3.5. Remoción de sólidos suspendidos en el ABR.
Para el cálculo de la remoción de SST se utilizó el modelo de sedimentadores
primarios propuesto por Tchobanoglous & Crites (2000) y se adecuó la constante B, con
los datos de remocion obtenidos en la planta piloto, donde la remocion maxima fue del
48%. Para correr el modelo se utilizaron las dimensiones del reactor ABR calculadas
para la remoción de DQO. Los resultados se presentan en la Tabla 32.
Tabla 32. Resultados de sólidos suspendidos para el modelo ABR del Relleno Sanitario La
Esmeralda
Remoción de SST ABR
Caudal de entrada Qca 3 L/s Caudal de
diseño
Caudal de entrada Qca 129,6 m3/día Caudal de
diseño
Número de unidades 2
Caudal de la unidad Qca por tanque 5,4 m3/h Caudal de
diseño
Caudal de la unidad Qca por tanque 64,80 m3/día Caudal de
diseño
Profundidad H 5 m Profundidad real
Largo aproximado L 15,6 m Largo real
157
Ancho aproximado A 2,30 m Ancho real
Volumen V 179,4 m3 Volumen real
ABR
Área nueva A nueva 35,88 m2 Área real ABR
Carga superficial nueva
CS nueva 1,8060 m3/(m2*día) CS nueva
Tiempo de retención TRH 33,22 Horas Tiempo
retención hidráulico
Constante (a) de SST de Tchobanoylous and Crites (2000)
(a) SST 0,0075 Constante
Constante (b) de SST Tchobanoylous and
Crites (2000) (b) SST 0,021 Constante
Modificada por el Estudio de
Planta Piloto del Lixiviado del
Relleno Sanitario La Esmeralda
Remoción SST TRH/(a+b*TRH) 47,11 % Remoción SST
del ABR
SST entrada 200 mg/L Entrada ABR planta piloto
SST salida 94 mg/L Estimación salida ABR
Fuente: Orozco (2013).
3.4. Diseño Estructural del Reactor de ABR
Debido al volumen, y a las condiciones de suelos donde se ubicó el reactor ABR,
fue necesario realizar un analisis de estructural de los diseños basicos, con el fin de
garantizar que se cumpliera con las normas civiles vigentes.
3.4.1. Modelo y geometría.
El proyecto contó con un área de 113,51 m2, una altura especificada de 5,2 m,
esta longitud no es igual a la longitud de desplante del tanque, puesto que el tanque a
nivel 0,00 sobresale 1 m, pero el restante del tanque sí queda completamente embebido
en el suelo (Paz, 2014). En la Figura 98 se presentan las diferentes secciones del
reactor ABR con las dimensiones finales.
158
Fuente: Paz (2014).
Figura 98. Vista en planta del reactor ABR.
3.4.2. Aspectos a considerar.
La carga que se tuvo en cuenta para el análisis del modelo fue la carga del
empuje de suelo H, la cual se encontró, tomando por hecho que la densidad del suelo
es de 1600 kg/m3, siendo así, y sabiendo que la profundidad de desplante del tanque
es de 5,5 m menos 1 m que queda por fuera el tanque, nos daría una longitud efectiva
de 4,5 m para la cual la carga de empuje de tierra que se le va a asignar a esta
profundidad es de 7200 kf/m3, y esta misma carga va variando de forma diferencial
hasta la superficie. En la parte donde no se encuentra presente el empuje de tierra, la
carga se tomó como cero.
De igual forma, se tomó la carga del empuje de agua que es ejercida por esta
hacia el tanque, produciendo una fuerza contraria a la de empujes de tierra en toda la
profundidad, produciendo así un equilibrio aproximado entre las dos cargas, pero
siempre y cuando el tanque esté lleno, porque de lo contrario el tanque solo quedará
soportando las fuerzas que son producidas por el empuje de tierra. Y por último, se tuvo
también en cuenta el peso propio de la estructura al momento de analizarla, como el
peso del concreto del tanque, el cual se asumió con una resistencia a la compresión de
280 kgf/cm2 (Paz, 2014).
159
Las combinaciones de carga que se tuvieron en cuenta, fueron las que
involucraban empujes de tierra y de fluidos, dando como resultado las siguientes
expresiones.
1. 0,9D+1,6H
2. 1,4D+1,4F
3. 1,2D+1,2F+1,6H
3.4.3. Condiciones adicionales de diseño.
Otro aspecto a considerar es que, a la hora de hacer un análisis que simulaba la
interacción suelos-estructura, asignándole a la losa de cimentación unos apoyos de tipo
“springs” con un coeficiente de basalto K = 245,16 kN/m, se encontró un mejor
acoplamiento a la realidad (Paz, 2014). La simulación de distribución de fuerzas sobre
el ABR usando software especializado se representa mediante la Figura 99.
Fuente: Paz (2014).
Figura 99. Diagrama de distribución de fuerzas en el reactor ABR.
Luego de hacer el análisis de la estructura se evaluó un refuerzo para el muro
con un momento máximo de 4’828,000 kg/cm. Con los momentos obtenidos se extrae
160
el máximo del modelo para realizar el diseño más óptimo, seguro y conveniente para la
estructura a construir (Paz, 2014). En la Figura 100 se representa la distribución de
momentos en el ABR usando software especializado.
Fuente: Paz (2014).
Figura 100. Diagrama de distribución de momentos en el reactor ABR.
3.4.4. Diseño estructural del tanque.
Para cumplir todos los requerimientos de la norma sismo resistente NSR-10, con
respecto al diseño de estructuras de concreto expresadas en el Título C, para el refuerzo
vertical que va a estar absorbiendo parte de los esfuerzos producidos por el empuje de
tierras, se calculó una cuantía requerida de 0,0039, siendo esta una cuantía mayor de
la mínima (0,0033) y menor de la máxima (0,0161). Se tiene que el refuerzo vertical del
tanque es de 3 varillas número 5 y 3 varillas número 7 cada 1 m, y la separación entre
varillas por cada metro es de 0,33. El espaciamiento del refuerzo horizontal para
cortante no debe exceder el menor de Lw/5, 3 h, o 450 mm, donde Lw es la longitud
total del muro. Sh = 45 cm (Paz, 2014).
161
3.5. Planos de Diseño del Reactor ABR
Con la información arrojada del análisis estructural se reformularon los planos de
construcción del ABR, con lo cual se garantiza la estabilidad de la obra. En las figuras
101 y 102 se presentan los diseños finales.
Fuente: Paz (2014).
Figura 101. Planos del reactor ABR, secciones A, B, C y D.
162
Fuente: Paz (2014).
Figura 102. Detalle del refuerzo estructural del reactor ABR.
3.6. Registro Fotográfico del Reactor ABR
En la Figura 103 se presenta el registro fotográfico de la construcción del ABR del
relleno sanitario La Esmeralda de la ciudad de Manizales para el tratamiento de lixiviados.
Fuente: propia (2014).
Figura 103. Fase de construcción del reactor ABR.
163
En la figura 104 se observa el reactor ABR en la fase de arranque sin la adición de
nutrientes y con un caudal promedio de 1 l/s.
Fuente: propia (2015).
Figura 104. Reactor ABR en fase de arranque y sin adición de nutrientes.
164
4. Seguimiento al Arranque del Reactor ABR.
4.1. Objetivo General
Realizar el seguimiento al arranque y la estabilización de un reactor anaerobio
de flujo ascendente de cuatro etapas consecutivas.
4.1.1. Objetivo específicos.
Revisar el funcionamiento de la tecnología ABR y el estado actual del reactor.
Realizar el seguimiento de remoción de DQO, durante el arranque para cada
etapa del reactor anaerobio.
Evaluar el funcionamiento del reactor durante el arranque y la respuesta al
consumo de macronutrientes.
4.2. Funcionamiento del reactor ABR sin la Adición de Nutrientes
El reactor ABR del Relleno Sanitario La Esmeralda entró en funcionamiento en
enero de 2015, sin la adicion de inóculo, ni la adicion de nutrientes, con el fin de evaluar
la capacidad que tienen los lixiviados para generar las colonias de bacterias y nutrientes
necesarios para el arranque de reactores.
Despues de 6 meses de operación, tiempo necesario para lograr la estabilizacion
de un sistema anaerobio, como se presentó en los apartados 1 y 2 de este documento,
se realizó un muestro para conocer el estado de funcionamiento del reactor, evaluando
cada una de las unidades que conforman el ABR, de acuerdo al diagrama de flujo de la
Figura 105.
165
Fuente: elaboración propia.
Figura 105. Diagrama de flujo del ABR construido.
La toma de muestras y el análisis de las mismas fueron realizados por el
laboratorio de calidad del agua Acuatest S.A.S. El muestreo consistió en la formación
de una muestra compuesta de 8 h con una frecuencia de 1/2 h, por cada sección y
unidad del reactor ABR.
Los parámetros a evaluar fueron: pH, con el fin de observar si el reactor estaba
acidificado o no. DBO5, para conocer la fracción de materia orgánica del reactor actual.
Sólidos suspendidos, para saber el efecto del biogás sobre la resuspensión de los
sólidos. Y los parámetros DQO, N-Total y P-Total, para conocer las necesidades
nutricionales de las bacterias presentes en el ABR.
En la Tabla 33 se presentan los resultados del muestreo realizado el 7 de junio
de 2015, para la creación de la línea base.
166
Tabla 33. Resultados de muestreo de la línea base, realizado por Acuatest S.A.S. al reactor ABR del Relleno Sanitario La Esmeralda
7 de junio de 2015 - Reactor ABR sección A
Parámetros
Entrada
reactor
ABR
Tanque
séptico
N°1
Remoción tanque
séptico
N°1
%
Filtro
FAFA
N°1
Remoción
f iltro FAFA
N°1
%
Filtro
FAFA
N°2
Remoción
f iltro
FAFA N°2
%
Salida
reactor
ABR
Remoción f iltro
FAFA
N°3
%
Remoción
global
línea base
%
pH 8,07 7,84 8,09 8,1 8,8
DBO5 2750 2740 0,36 2510 8,39 2250 10,36 1568 30,31 42,98
DQO 6760 6725 0,52 6450 4,09 6040 6,36 5640 6,62 16,57
SST 234 218 6,84 268 -22,94 214 20,15 252 -17,76 -7,69
P-Total 18,2 7,9 56,59 20,3 -156,96 18,7 7,88 20,1 -7,49 -10,44
N-Total 22,65 22,3 1,55 24,1 -8,07 24,3 -0,83 23,71 2,43 -4,68
7 de junio de 2015 - Reactor ABR sección B
Parámetros
Entrada
reactor
ABR
Tanque
séptico
N°1
Remoción
tanque
séptico
N°1
%
Filtro
FAFA
N°1
Remoción
f iltro FAFA
N°1
%
Filtro
FAFA
N°2
Remoción
f iltro
FAFA N°2
%
Salida
reactor
ABR
Remoción
f iltro
FAFA
N°3
%
Remoción
global
línea base
%
pH 8,07 8,09 8,8 8,01 8,8
DBO5 2750 1810 34,18 2020 -11,60 1870 7,43 1568 16,15 42,98
DQO 6760 6575 2,74 6425 2,28 6090 5,21 5640 7,39 16,57
SST 234 200 14,53 182 9,00 240 -31,87 252 -5,00 -7,69
P-Total 18,2 16 12,09 20,6 -28,75 19,1 7,28 20,1 -5,24 -10,44
N-Total 22,65 21,76 3,93 21,5 1,19 26 -20,93 23,71 8,81 -4,68
Fuente: elaboración propia, 2015.
4.2.1. Análisis de los resultados del muestreo de la línea base del 7 de junio
de 2015.
Los resultados de la línea base nos muestran que las eficiencias de remociones
del reactor ABR están por debajo de las esperadas en el diseño, como se muestra en
la Figura 106.
167
Fuente: elaboración propia.
Figura 106. Comparación entre las remociones actuales y las estimadas por diseño.
Estas remociones bajas se deben a 3 factores principales: la baja relación
DBO5/DQO, debida a que es un proceso complementario a un sistema biológico ya
existente y, por lo tanto, hay menor cantidad de materia orgánica fácilmente
biodegradable, lo que dificulta el arranque del sistema. Además, se observaron
relaciones de fósforo y nitrógeno inferiores a las requeridas para el correcto crecimiento
microbiano DQO=250 : N-Total=5 : P-Total=1.
En la Tabla 34 se presentan las relaciones evaluadas. En color rojo significan
que están por debajo de las condiciones óptimas, y en verde que se cumple con los
parámetros establecidos.
Tabla 34. Tabla de relaciones para una correcta operación del ABR
7 de junio de 2015 - Reactor ABR sección A
Relaciones Entrada Tanque séptico
Filtro FAFA N°1
Filtro FAFA N°2
Filtro FAFA N°3
Valor ideal
DBO5/DQO 0,4068 0,4074 0,3891 0,3725 0,2780 0,4000 P-Total/DQO 0,0027 0,0012 0,0031 0,0031 0,0036 0,0040 N-Total/DQO 0,0034 0,0033 0,0037 0,0040 0,0042 0,0200
7 de junio de 2015 - Reactor ABR sección B
DBO5/DQO 0,4068 0,2753 0,3144 0,3071 0,2780 0,4000 P-Total/DQO 0,0027 0,0024 0,0032 0,0031 0,0036 0,0040 N-Total/DQO 0,0034 0,0033 0,0033 0,0043 0,0042 0,0200
Fuente: elaboración propia.
42,98
16,57
-7,69
70
50 47
-20,00
0,00
20,00
40,00
60,00
80,00
DBO5 DQO SST
% D
E R
EMO
CIÓ
N
PARÁMETROS DE SEGUIMIENTO
Comparación entre remociones actuales y diseño del ABR
Remoción Global Línea Base % Remoción Global de diseño %
168
4.3. Metodología de Seguimiento
La metodología empleada se basa en 2 actividades: un componente de
suministro y registro de la adición de nutrientes diarios durante un periodo de 18 días,
y el otro es la toma de muestras para análisis en el laboratorio durante 15 días tomando
muestras cada semana en cada una de las unidades que componen el ABR.
4.3.1. Metodología para la adición de nutrientes.
Una vez conocido el déficit de nutrientes se procedió a la selección del fosfato
diamónico (DAP) que posee un 18% de nitrógeno y un 46% de fósforo, como aportante
de macronutrientes, por su relación costo-beneficio. Como se presenta en la Figura 107.
Fuente: elaboración propia.
Figura 107. Macronutriente usado en el arranque del reactor ABR del Relleno Sanitario La
Esmeralda.
4.3.1.1. Dosificación de DAP a la entrada del reactor.
Para la dosificación se adecuó un tanque de 0,25 m3 con llave, en la recámara
de conducción de lixiviado al reactor ABR, el cual se preparó diariamente con 50 kg de
DAP disuelto en 0,25 m3 de agua cruda, y por un periodo de 18 días continuos. En la
Figura 108 se presenta el registro fotográfico de la actividad realizada.
169
Fuente: elaboración propia.
Figura 108. Sistema de dosificación de macronutrientes para el arranque del reactor ABR del
Relleno Sanitario La Esmeralda.
Con base en las fichas técnicas del DAP y las concentraciones de DQO, fósforo
y nitrógeno, del lixiviado de la línea base realizada en junio 7 de 2015, se realizó un
balance de materia con el fin de suministrar la dosis óptima de nitrógeno al sistema para
la primera semana de seguimiento, sin importar los excesos de fósforo que se pudiesen
generar. El diagrama de flujo para la adición de macronutrientes al reactor se presenta
en la Figura 109.
Fuente: elaboración propia.
Figura 109. Diagrama de flujo de suministro de nutrientes ABR.
170
4.3.2. Metodología de seguimiento realizado en el laboratorio Acuatest
S.A.S.
Con el fin de conocer el comportamiento del reactor ABR durante el suministro
de nutriente, se programaron 3 muestreos durante un periodo de 15 dias (18 de
noviembre de 2015 al 3 de diciembre de 2015). Como se presenta en la Tabla 35, y los
puntos muestras de acuerdo a la Figura 105 (Diagrama de flujo del ABR construido).
Tabla 35. Parámetros de seguimiento en laboratorio durante el arranque del reactor ABR del Relleno Sanitario La Esmeralda
Parámetros a medir Tipo de muestra Personal que toma la
muestra Punto de muestra
DQO P-Total N-Total
Compuesta de 4 Horas
Personal del laboratorio Acuatest S.A.S.
Lixiviado salida UASB. Salida séptico A1. Salida séptico B1. Salida filtro FAFA A1. Salida filtro FAFA B1. Salida filtro FAFA A2. Salida filtro FAFA B2. Salida reactor.
Fuente: elaboración propia.
4.4. Limitaciones del seguimiento al reactor ABR
Las limitaciones al seguimiento se fundamentan en los recursos económicos
destinados, en los tiempos de análisis de las pruebas en el laboratorio y en la pertinencia
de las pruebas, en este caso se excluyeron los parámetros de seguimiento para
alcalinidad, DBO5 (por su tiempo mínimo de 5 días de ensayos en laboratorio), AGV
(por el pH constante en el lixiviado), SSV, SST y pH (en lixiviados el pH actúa como
solución buffer en 8,5), que son fundamentales para una correcto arranque de un
sistema de tratamiento anaerobio de acuerdo a lo presentado en los apartados 1 y 2 de
este documento.
Otra limitación de este estudio se relaciona con los tiempos en la entrega de
resultados reportados por el laboratorio, ya que se presentaban una semana después
171
de la toma de muestra, por lo que la adición de nutrientes se fijaba para una
concentracion de P-Total, N-Total y DQO de lixiviados de entrada para cada semana, y
se variaba el suministro de nutrientes en función del caudal diario registrado de
lixiviados.
Por último, solo se realizó la prueba de macronutrientes con DAP, teniendo como
reactivo limitante el nitrógeno y sin considerar los excesos de fósforo adicionado, que
pueden ayudar a la precipitación de metales o aumentar la DQO.
4.5. Registro de Suministro de Nutrientes y Resultados de Laboratorio
4.5.1. Suministro de nitrógeno requerido diario.
Para calcular el nitrógeno requerido por el reactor ABR se utilizaron el diagrama
de flujo y la nomenclatura descrita en la Figura 109 (Diagrama de flujo de suministro de
nutrientes ABR), con los cuales se realizaron los cálculos de balance de materia del
sistema de adición de nitrógeno y fósforo. Para la obtención del valor óptimo de
nitrógeno a adicionar, se utilizó el subprograma Solver de Excel, que consiste en la
obtención de una diferencia de cero entre el nitrógeno suministrado y el requerido, esta
condición se logró variando el caudal de suministro de nutrientes al lixiviado.
Los parámetros de DQO, N2, N2’ (nitrógeno), P2 y P2’ (fósforo) en el lixiviado
efluente del reactor UASB, se variaron en función de los resultados obtenidos en los
muestreos realizados por Acuatest S.A.S. durante el periodo de seguimiento. En la
Tabla 36 se presentan las cantidades adicionadas de nitrógeno y fósforo en el reactor
ABR.
172
Tabla 36. Suministro de nutrientes al reactor ABR del Relleno Sanitario La Esmeralda
7 de
julio
de
2015
9 AM
Kilogra
mos de
DAP
% N-
Total
N-
Total
(kg)
DAP
H20
(l)
N1
(mg/L)
Q
nutrientes
(l/s)
N1'
(mg/s)
Tiempo
recarga
tanque
nutrientes
(horas)
Q
lixivi
ado
(l/s)
N2
(mg/L)
N2'
(mg/s)
N3
(mg/L)
DQO
mg/L
Relci
ón
DQO
:N
N-Total
requerido
(mg/L)
Diferencia
N-Total
(mg/L)
50,00 18% 9 250 36000 0,0028 101,4 24,6649 0,9 22,30 20,07 134,50 6725 250:
5 134,50 0,00
Kilogramos de DAP
% P-Total
P-Total (kg) DAP
H20 (l)
P2 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
P1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
P2 (mg/L)
P2' (mg/s)
P3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:P
P-Total requerido
(mg/L)
Diferencia P-Total (mg/L)
50,00 48% 24 250 96000 0,0028 270,3 24,6649 0,9 7,90 7,11 307,26 6725 250:
1 26,90 -280,36
18 de
Noviembre de 2015
9 AM
Kilogramos de DAP
% N-Total
N-Total (kg) DAP
H20 (l)
N1 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
N1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
N2 (mg/L)
N2' (mg/s)
N3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:N
N-Total requerido
(mg/L)
Diferencia N-Total (mg/L)
50,00 18% 9 250 36000 0,0037 134,4 18,5964 1,1 156,00 171,60 121,8 6090 250:
5 121,80 0,00
Kilogramos de DAP
% P-Total
P-Total (kg) DAP
H20 (l)
P2 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
P1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
P2 (mg/L)
P2' (mg/s)
P3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:P
P-Total requerido
(mg/L)
Diferencia P-Total (mg/L)
50,00 48% 24 250 96000 0,0037 358,5 18,5964 1,1 97,00 106,70 421,47 6090 250:
1 24,36 -397,11
19 de
Noviembre de 2015
9 AM
Kilogramos de DAP
% N-Total
N-Total (kg) DAP
H20 (l)
N1 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
N1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
N2 (mg/L)
N2' (mg/s)
N3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:N
N-Total requerido
(mg/L)
Diferencia N-Total (mg/L)
50,00 18% 9 250 36000 0,0027 97,77 25,57 0,8 156,00 124,80 121,8 6090 250:
5 121,80 0,00
Kilogramos de DAP
% P-Total
P-Total (kg) DAP
H20 (l)
P2 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
P1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
P2 (mg/L)
P2' (mg/s)
P3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:P
P-Total requerido
(mg/L)
Diferencia P-Total (mg/L)
50,00 48% 24 250 96000 0,0027 260,7 25,57 0,8 97,00 77,60 421,47 6090 250:
1 24,36 -397,11
20 de
Noviembre de 2015
9 AM
Kilogramos de DAP
% N-Total
N-Total (kg) DAP
H20 (l)
N1 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
N1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
N2 (mg/L)
N2' (mg/s)
N3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:N
N-Total requerido
(mg/L)
Diferencia N-Total (mg/L)
50,00 18% 9 250 36000 0,0044 158,9 15,7354 1,3 156,00 202,80 121,8 6090 250:
5 121,80 0,00
Kilogramos de DAP
% P-Total
P-Total (kg) DAP
H20 (l)
P2 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
P1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
P2 (mg/L)
P2' (mg/s)
P3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:P
P-Total requerido
(mg/L)
Diferencia P-Total (mg/L)
50,00 48% 24 250 96000 0,0044 423,7 15,7354 1,3 97,00 126,10 421,47 6090 250:
1 24,36 -397,11
21 de
Noviembre de 2015
9 AM
Kilogramos de DAP
% N-Total
N-Total (kg) DAP
H20 (l)
N1 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
N1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
N2 (mg/L)
N2' (mg/s)
N3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:N
N-Total requerido
(mg/L)
Diferencia N-Total (mg/L)
50,00 18% 9 250 36000 0,0031 110 22,7289 0,9 156,00 140,40 121,8 6090 250:
5 121,80 0,00
Kilogramos de DAP
% P-Total
P-Total (kg) DAP
H20 (l)
P2 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
P1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
P2 (mg/L)
P2' (mg/s)
P3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:P
P-Total requerido
(mg/L)
Diferencia P-Total (mg/L)
50,00 48% 24 250 96000 0,0031 293,3 22,7289 0,9 97,00 87,30 421,47 6090 250:
1 24,36 -397,11
22 de
Noviembre de 2015
9 AM
Kilogramos de DAP
% N-Total
N-Total (kg) DAP
H20 (l)
N1 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
N1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
N2 (mg/L)
N2' (mg/s)
N3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:N
N-Total requerido
(mg/L)
Diferencia N-Total (mg/L)
50,00 18% 9 250 36000 0,0036 128,3 19,4819 1,05 156,00 163,80 121,8 6090 250:
5 121,80 0,00
Kilogramos de DAP
% P-Total
P-Total (kg) DAP
H20 (l)
P2 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
P1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
P2 (mg/L)
P2' (mg/s)
P3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:P
P-Total requerido
(mg/L)
Diferencia P-Total (mg/L)
50,00 48% 24 250 96000 0,0036 342,2 19,4819 1,05 97,00 101,85 421,47 6090 250:
1 24,36 -397,11
173
23 de
Noviembre de 2015
9 AM
Kilogramos de DAP
% N-Total
N-Total (kg) DAP
H20 (l)
N1 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
N1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
N2 (mg/L)
N2' (mg/s)
N3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:N
N-Total requerido
(mg/L)
Diferencia N-Total (mg/L)
50,00 18% 9 250 36000 0,0037 134,4 18,5964 1,1 156,00 171,60 121,8 6090 250:
5 121,80 0,00
Kilogramos de DAP
% P-Total
P-Total (kg) DAP
H20 (l)
P2 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
P1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
P2 (mg/L)
P2' (mg/s)
P3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:P
P-Total requerido
(mg/L)
Diferencia P-Total (mg/L)
50,00 48% 24 250 96000 0,0037 358,5 18,5964 1,1 97,00 106,70 421,47 6090 250:
1 24,36 -397,11
24 de
Noviembre de 2015
9 AM
Kilogramos de DAP
% N-Total
N-Total (kg) DAP
H20 (l)
N1 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
N1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
N2 (mg/L)
N2' (mg/s)
N3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:N
N-Total requerido
(mg/L)
Diferencia N-Total (mg/L)
50,00 18% 9 250 36000 0,0037 133,7 18,694 1,2 60,00 72,00 111,1 5555 250:
5 111,10 0,00
Kilogramos de DAP
% P-Total
P-Total (kg) DAP
H20 (l)
P2 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
P1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
P2 (mg/L)
P2' (mg/s)
P3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:P
P-Total requerido
(mg/L)
Diferencia P-Total (mg/L)
50,00 48% 24 250 96000 0,0037 356,6 18,694 1,2 53,00 63,60 349,10 5555 250:
1 22,22 -326,88
25 de
Noviembre de 2015
9 AM
Kilogramos de DAP
% N-Total
N-Total (kg) DAP
H20 (l)
N1 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
N1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
N2 (mg/L)
N2' (mg/s)
N3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:N
N-Total requerido
(mg/L)
Diferencia N-Total (mg/L)
50,00 18% 9 250 36000 0,0034 122,6 20,3936 1,1 60,00 66,00 111,1 5555 250:
5 111,10 0,00
Kilogramos de DAP
% P-Total
P-Total (kg) DAP
H20 (l)
P2 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
P1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
P2 (mg/L)
P2' (mg/s)
P3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:P
P-Total requerido
(mg/L)
Diferencia P-Total (mg/L)
50,00 48% 24 250 96000 0,0034 326,9 20,3936 1,1 53,00 58,30 349,10 5555 250:
1 22,22 -326,88
26 de
Noviembre de 2015
9 AM
Kilogramos de DAP
% N-Total
N-Total (kg) DAP
H20 (l)
N1 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
N1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
N2 (mg/L)
N2' (mg/s)
N3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:N
N-Total requerido
(mg/L)
Diferencia N-Total (mg/L)
50,00 18% 9 250 36000 0,0025 89,16 28,041 0,8 60,00 48,00 170,91 5555 250:
5 111,10 0
Kilogramos de DAP
% P-Total
P-Total (kg) DAP
H20 (l)
P2 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
P1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
P2 (mg/L)
P2' (mg/s)
P3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:P
P-Total requerido
(mg/L)
Diferencia P-Total (mg/L)
50,00 48% 24 250 96000 0,0025 237,7 28,041 0,8 53,00 42,40 349,10 5555 250:
1 22,22 -326,88
27 de
Noviembre de 2015
9 AM
Kilogramos de DAP
% N-Total
N-Total (kg) DAP
H20 (l)
N1 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
N1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
N2 (mg/L)
N2' (mg/s)
N3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:N
N-Total requerido
(mg/L)
Diferencia N-Total (mg/L)
50,00 18% 9 250 36000 0,0028 100,3 24,9253 0,9 60,00 54,00 111,1 5555 250:
5 111,10 0,00
Kilogramos de DAP
% P-Total
P-Total (kg) DAP
H20 (l)
P2 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
P1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
P2 (mg/L)
P2' (mg/s)
P3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:P
P-Total requerido
(mg/L)
Diferencia P-Total (mg/L)
50,00 48% 24 250 96000 0,0028 267,5 24,9253 0,9 53,00 47,70 349,10 5555 250:
1 22,22 -326,88
28 de
Noviembre de 2015
9 AM
Kilogramos de DAP
% N-Total
N-Total (kg) DAP
H20 (l)
N1 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
N1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
N2 (mg/L)
N2' (mg/s)
N3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:N
N-Total requerido
(mg/L)
Diferencia N-Total (mg/L)
50,00 18% 9 250 36000 0,0031 111,4 22,4329 1 60,00 60,00 111,1 5555 250:
5 111,10 0,00
Kilogramos de DAP
% P-Total
P-Total (kg) DAP
H20 (l)
P2 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
P1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
P2 (mg/L)
P2' (mg/s)
P3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:P
P-Total requerido
(mg/L)
Diferencia P-Total (mg/L)
174
50,00 48% 24 250 96000 0,0031 297,2 22,4329 1 53,00 53,00 349,10 5555 250:
5 22,22 -326,88
29 de
Noviembre de 2015
9 AM
Kilogramos de DAP
% N-Total
N-Total (kg) DAP
H20 (l)
N1 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
N1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
N2 (mg/L)
N2' (mg/s)
N3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:N
N-Total requerido
(mg/L)
Diferencia N-Total (mg/L)
50,00 18% 9 250 36000 0,0028 100,3 24,9253 0,9 60,00 54,00 111,1 5555 250:
5 111,10 0,00
Kilogramos de DAP
% P-Total
P-Total (kg) DAP
H20 (l)
P2 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
P1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
P2 (mg/L)
P2' (mg/s)
P3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:P
P-Total requerido
(mg/L)
Diferencia P-Total (mg/L)
50,00 48% 24 250 96000 0,0028 267,5 24,9253 0,9 53,00 47,70 349,10 5555 250:
5 22,22 -326,88
30 de
Noviembre de 2015
9 AM
Kilogramos de DAP
% N-Total
N-Total (kg) DAP
H20 (l)
N1 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
N1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
N2 (mg/L)
N2' (mg/s)
N3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:N
N-Total requerido
(mg/L)
Diferencia N-Total (mg/L)
50,00 18% 9 250 36000 0,0026 94,73 26,3917 0,85 60,00 51,00 111,1 5555 250:
5 111,10 0,00
Kilogramos de DAP
% P-Total
P-Total (kg) DAP
H20 (l)
P2 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
P1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
P2 (mg/L)
P2' (mg/s)
P3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:P
P-Total requerido
(mg/L)
Diferencia P-Total (mg/L)
50,00 48% 24 250 96000 0,0026 252,6 26,3917 0,85 53,00 45,05 349,10 5555 250:
5 22,22 -326,88
1 de Diciembre
de 2015
9 AM
Kilogramos de DAP
% N-Total
N-Total (kg) DAP
H20 (l)
N1 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
N1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
N2 (mg/L)
N2' (mg/s)
N3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:N
N-Total requerido
(mg/L)
Diferencia N-Total (mg/L)
50,00 18% 9 250 36000 0,0031 111,4 22,4329 1 60,00 60,00 111,1 5555 250:
5 111,10 0,00
Kilogramos de DAP
% P-Total
P-Total (kg) DAP
H20 (l)
P2 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
P1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
P2 (mg/L)
P2' (mg/s)
P3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:P
P-Total requerido
(mg/L)
Diferencia P-Total (mg/L)
50,00 48% 24 250 96000 0,0031 297,2 22,4329 1 53,00 53,00 349,10 5555 250:
1 22,22 -326,88
2 de Diciembre
de 2015
9 AM
Kilogramos de DAP
% N-Total
N-Total (kg) DAP
H20 (l)
N1 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
N1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
N2 (mg/L)
N2' (mg/s)
N3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:N
N-Total requerido
(mg/L)
Diferencia N-Total (mg/L)
50,00 18% 9 250 36000 0,0029 105,9 23,6135 0,95 60,00 57,00 111,1 5555 250:
5 111,10 0,00
Kilogramos de DAP
% P-Total
P-Total (kg) DAP
H20 (l)
P2 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
P1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
P2 (mg/L)
P2' (mg/s)
P3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:P
P-Total requerido
(mg/L)
Diferencia P-Total (mg/L)
50,00 48% 24 250 96000 0,0029 282,3 23,6135 0,95 53,00 50,35 349,10 5555 250:
1 22,22 -326,88
3 de Diciembre
de 2015
9 AM
Kilogramos de DAP
% N-Total
N-Total (kg) DAP
H20 (l)
N1 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
N1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
N2 (mg/L)
N2' (mg/s)
N3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:N
N-Total requerido
(mg/L)
Diferencia N-Total (mg/L)
50,00 18% 9 250 36000 0,0037 134 18,6536 0,9 62,50 56,25 148,3 7415 250:
5 148,30 0,00
Kilogramos de DAP
% P-Total
P-Total (kg) DAP
H20 (l)
P2 (mg/L)
Q nutrientes
(l/s)
P1' (mg/s)
Tiempo recarga tanque
nutrientes (horas)
Q lixiviado (l/s)
P2 (mg/L)
P2' (mg/s)
P3 (mg/L)
DQO mg/L
Relación DQO
:P
P-Total requerido
(mg/L)
Diferencia P-Total (mg/L)
50,00 48% 24 250 96000 0,0037 357,4 18,6536 0,9 96,00 86,40 491,07 7415 250:
1 29,66 -461,41
Fuente: elaboración propia.
175
4.5.2. Resultados de muestreos realizados por Acuatest S.A.S.
Se realizaron 3 nuestros de seguimiento al reactor UASB con una periodicidad
semanal entre el 18 de noviembre de 2015 y el 3 de diciembre de 2015. Con los
parámetros establecidos en la Tabla 35. Parámetros de seguimiento en laboratorio
durante el arranque del reactor ABR del Relleno Sanitario La Esmeralda, en datos
obtenidos se observan fluctuaciones en los requerimientos de nitrógeno y fósforo en
cada una de las unidades del reactor ABR. Los resultados se presentan en la tabla 37.
Tabla 37. Resultados de los muestreos realizados al reactor ABR del Relleno Sanitario La
Esmeralda durante el periodo de arranque.
18 de noviembre de 2015
Unidades Lixiviado antes de
nutrientes
Tanque séptico
1A
Remoción tanque
séptico 1ª
Filtro FAFA
1ª
Remoción Filtro
FAFA 1ª
Filtro FAFA
2ª
Remoción Filtro
FAFA 2ª
Salida Filtro
FAFA 3A
Remoción Filtro FAFA
3A
Remoción ABR
sección A
DQO mg O2/L 6090 5700 6,4 5605 1,7 5455 2,7 5700 -4,5 6,4
P-Total mg P/L 97 3 96,9 163 -5333,3 3 98,2 3 0,0 96,9
N-Total mg N/L 156 340 -117,9 450 -32,4 61,2 86,4 20,5 66,5 86,9
Unidades Lixiviado antes de
nutrientes
Tanque séptico
1B
Remoción tanque
séptico 1B
Filtro FAFA
1B
Remoción Filtro
FAFA 1B
Filtro FAFA
2B
Remoción Filtro
FAFA 2B
Salida Filtro
FAFA 3B
Remoción Filtro FAFA
3B
Remoción ABR
sección B
DQO mg O2/L 6090 5635 7,5 6075 -7,8 5535 8,9 5620 -1,5 7,7
P-Total mg P/L 97 75 22,7 55 26,7 72 -30,9 67 6,9 30,9
N-Total mg N/L 156 6,31 96,0 560 -8774,8 39,42 93,0 351 -790,4 -125,0
24 de noviembre de 2015
Unidades Lixiviado antes de
nutrientes
Tanque séptico
1ª
Remoción tanque
séptico 1ª
Filtro FAFA
1ª
Remoción Filtro
FAFA 1ª
Filtro FAFA
2ª
Remoción Filtro
FAFA 2ª
Salida Filtro
FAFA 3A
Remoción Filtro FAFA
3A
Remoción ABR
sección A
DQO mg O2/L 5555 5055 9,0 4450 12,0 4420 0,7 4340 1,8 21,9
P-Total mg P/L 53 94 -77,4 84 10,6 69 17,9 73,5 -6,5 -38,7
N-Total mg N/L 60,1 58,4 2,8 58,4 0,0 57,6 1,4 60,1 -4,3 0,0
Unidades Lixiviado antes de
nutrientes
Tanque séptico
1B
Remoción tanque
séptico 1B
Filtro FAFA
1B
Remoción Filtro
FAFA 1B
Filtro FAFA
2B
Remoción Filtro
FAFA 2B
Salida Filtro
FAFA 3B
Remoción Filtro FAFA
3B
Remoción ABR
sección B
DQO mg O2/L 5555 7670 -38,1 5095 33,6 4860 4,6 4720 2,9 15,0
P-Total mg P/L 53 55 -3,8 51,5 6,4 63 -22,3 52,5 16,7 0,9
N-Total mg N/L 60,1 55,9 7,0 51,2 8,4 59 -15,2 57,9 1,9 3,7
3 de diciembre de 2015
176
Unidades Lixiviado antes de
nutrientes
Tanque séptico
1A
Remoción tanque
séptico 1ª
Filtro FAFA
1ª
Remoción Filtro
FAFA 1ª
Filtro FAFA
2ª
Remoción Filtro
FAFA 2ª
Salida Filtro
FAFA 3A
Remoción Filtro FAFA
3A
Remoción ABR
sección A
DQO mg O2/L 7415 5990 19,2 4335 27,6 4680 -8,0 4520 3,4 39,0
P-Total mg P/L 96 2 97,9 2 0,0 118 -5800,0 2 98,3 97,9
N-Total mg N/L 62,5 59,2 5,3 58,9 0,5 63,5 -7,8 59,4 6,5 5,0
Unidades Lixiviado antes de
nutrientes
Tanque séptico
1B
Remoción
tanque séptico
1B
Filtro FAFA
1B
Remoción Filtro
FAFA 1B
Filtro FAFA
2B
Remoción Filtro
FAFA 2B
Salida Filtro
FAFA 3B
Remoción Filtro FAFA
3B
Remoción ABR
sección B
DQO mg O2/L 7415 5365 27,6 5050 5,9 4645 8,0 4245 8,6 42,8
P-Total mg P/L 96 8 91,7 63 -687,5 2 96,8 2 0,0 97,9
N-Total mg N/L 62,5 58,6 6,2 51,2 12,6 61,8 -20,7 58,2 5,8 6,9
Fuente: elaboración propia.
Se observó en los resultados de laboratorio que la concentración promedio de
DQO de entrada al reactor es mayor que la del diseño, debido a la salida de
funcionamiento por mantenimiento del reactor UASB durante los periodos en que se
realizaron las caracterizaciones. Además, se presentó un exceso en promedio de 25,4
mg/L de fósforo y un déficit de nitrógeno de 342,06 mg N-Total /L, con relación a la
proporción óptima de DQO=250 : N-Total=5 : P-Total=1. Tal como se muestra en la
Tabla 38.
Tabla 38. Concentración promedio de lixiviado efluente del reactor UASB del Relleno Sanitario La Esmeralda
Parámetro Unidades Promedio entrada
DQO mg O2/L 6353,33
P-Total mg P/L 82,00 25,413333 Hay exceso de fósforo
N-Total mg N/L 92,87 342,06748 Hay déficit de nitrógeno
Caudal L/s 1
Fuente: elaboración propia.
177
5. Análisis de Resultados, Conclusiones y Recomendaciones
5.1. Análisis de Resultados
Para el análisis de resultados se evaluó el exceso o déficit de N-Total y P-Total
en cada una de las unidades y sus relaciones óptimas con respecto a la remoción de
DQO.
5.1.1. Comportamiento del N-Total.
Durante el proceso de arranque se observaron procesos de nitrificación en las
primeras unidades del reactor ABR en la sección A y en las últimas de la sección B.
Esto se debe a que el flujo de entrada de lixiviados entre las dos unidades presentaba
una diferencia debido a fallas en el mantenimiento de la sección de entrada, consistente
en un taponamiento por material flotante.
Para los muestreos posteriores se alcanzó una estabilidad en cada una de las
unidades como se presenta en la figura 110 y 111, garantizando que todas tuvieran el
suministro óptimo de nitrógeno requerido para las diferentes fases de digestión
anaerobia del reactor ABR.
Fuente: elaboración propia.
Figura 110. Comportamiento del N-Total en las unidades del reactor ABR, seccion A durante la fase de arranque.
156
340450
61,220,5
60,1 58,4 58,4 57,6 60,162,5 59,2 58,9 63,5 59,4
0
100
200
300
400
500
Lixiviado antes denutrientes
Tanque séptico 1A Filtro FAFA 1A Filtro FAFA 2A Salida Filtro FAFA 3AConcentr
ació
n d
e
Nitró
geno T
ota
l (m
g/l)
Unidades del rector ABR
N-Total (mg/l) reactor ABR sección A
N-Total 18 de Noviembre de 2015 N-total 24 de Noviembre de 2015 N-Total 3 de Diciembre de 2015
178
Fuente: elaboración propia.
Figura 111. Comportamiento del N-Total en las unidades del reactor ABR, sección B, durante
la fase de arranque.
5.1.2. Comportamiento del P-Total.
Debido a las fallas de mantenimiento, mencionadas anteriormente, se observó
un comportamiento de concentración de fósforo muy diferente entre la sección A y la B
durante la primera semana de seguimiento. Una vez corregidas las fallas mencionadas
se presentó una estabilizacion y homogeneidad en la concentracion de fósforo en cada
seccion y unidad del ABR como se muestra en la figura 112 y 113. El fósforo se
adicionó en exceso debido a que se utilizó solo el DAP como aportante de nutrientes.
Fuente: elaboración propia.
Figura 112. Comportamiento del P-Total en las unidades del reactor ABR, secciones A,
durante la fase de arranque.
156
6,31
560
39,42
351
60,1 55,9 51,2 59 57,962,5 58,6 51,2 61,8 58,2
0
100
200
300
400
500
600
Lixiviado antes denutrientes
Tanque séptico 1B Filtro FAFA 1B Filtro FAFA 2B Salida Filtro FAFA 3B
Concentr
ació
n d
e N
itró
geno
Tota
l (m
g/l)
Unidades del rector ABR
N-Total (mg/l) reactor ABR sección B
N-Total 18 de Noviembre de 2015 N-total 24 de Noviembre de 2015 N-Total 3 de Diciembre de 2015
97
3
163
3 3
53
94 8469 73,5
96
2 2
118
20
50
100
150
200
Lixiviado antes denutrientes
Tanque séptico 1A Filtro FAFA 1A Filtro FAFA 2A Salida Filtro FAFA 3AConcentr
ació
n d
e
Fosfo
ro T
ota
l (m
g/l
)
Unidades del rector ABR
P-Total (mg/l) reactor ABR sección A
P-Total 18 de Noviembre de 2015 P-total 24 de Noviembre de 2015 P-Total 3 de Diciembre de 2015
179
Fuente: elaboración propia.
Figura 113. Comportamiento del P-Total en las unidades del reactor ABR, secciones B,
durante la fase de arranque.
5.1.4. Comportamiento de DQO.
Se presentaron, en la sección A y en la B del reactor, fluctuaciones en la
concentración de DQO de cada unidad del ABR, durante el primer muestreo, igual que
con los parámetros anteriores. A medida que se fue estabilizando el sistema por el
suministro de nutrientes, se disminuyeron estas fluctuaciones y se observó una
disminución gradual de DQO en cada unidad de tratamiento y un efluente con menor
carga contaminante. Las figura 114 y115 representa el comportamiento de la DQO en
las unidades del ABR.
Fuente: elaboración propia.
Figura 114. Comportamiento del DQO en las unidades del reactor ABR, secciones A, durante
la fase de arranque.
97
75
5572 67
53 55 51,563
52,5
96
8
63
2 20
20
40
60
80
100
120
Lixiviado antes denutrientes
Tanque séptico 1A Filtro FAFA 1A Filtro FAFA 2A Salida Filtro FAFA 3AConcentr
ació
n d
e
Fosfo
ro T
ota
l (m
g/l
)
Unidades del rector ABR
P-Total (mg/l) reactor ABR sección B
P-Total 18 de Noviembre de 2015 P-total 24 de Noviembre de 2015 P-Total 3 de Diciembre de 2015
6090 5700 5605 5455 570055555055
4450 4420 4340
7415
5990
4335 4680 4520
0
2000
4000
6000
8000
Lixiviado antes denutrientes
Tanque séptico 1A Filtro FAFA 1A Filtro FAFA 2A Salida Filtro FAFA 3AConcentr
ació
n D
QO
(m
g/l
)
DQO (mg/l) reactor ABR sección A
DQO 18 de Noviembre de 2015 DQO 24 de Noviembre de 2015 DQO 3 de Diciembre de 2015
180
Fuente: elaboración propia.
Figura 115. Comportamiento del DQO en las unidades del reactor ABR, secciones B, durante
la fase de arranque.
5.1.5. Relación óptima de fósforo.
De acuerdo a la teoría revisada, el exceso o el déficit de fósforo pueden afectar
la remoción de DQO, es por esto que se evaluó el número de veces que se aleja la
concentración de fósforo de la relación ideal DQO/P-Total. Para esto, se utilizaron 2
funciones:
I) (DQO/P-Total experimental)/(DQO/P-Total ideal)/>1 (Déficit)
(DQO/P-Total experimental)/250>1
II) -1/((DQO/P-Total ideal)/(DQO/P-Total experimenta))<1 (Exceso)
-1/(DQO/P-Total ideal)/250<1
Cuando los valores de la relación ideal sobre los teóricos son menores a uno,
estos tienden cero. Con el fin de conocer el número de veces absoluto que se repite la
relación, se utiliza la notación del inverso negativo del fraccionario obtenido, el cual
entrega valores entre -1 e infinito negativo.
60905635
60755535 56205555
7670
5095 4860 4720
7415
53655050
46454245
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
8000
9000
Lixiviado antes denutrientes
Tanque séptico 1A Filtro FAFA 1A Filtro FAFA 2A Salida Filtro FAFA 3A
Co
nce
ntr
ació
n d
e D
QO
(mg/
l)
Unidades del rector ABR
DQO (mg/l) reactor ABR sección B
DQO 18 de Noviembre de 2015 DQO 24 de Noviembre de 2015 DQO 3 de Diciembre de 2015
181
El número 1 representa la relación ideal de fósforo para el lixiviado.
En la Tabla 39 se presentan los resultados de desviación obtenidos por cada una
de las unidades y secciones evaluadas.
Tabla 39. Desviación de la relación óptima de fósforo para el reactor ABR del Relleno Sanitario La Esmeralda
18 de nov iembre de 2015
Relaciones Reactor ABR sección A Reactor ABR sección B
Unidades Lixiv iado antes de
nutrientes
Tanque séptico
1A
Filtro FAFA
1ª
Filtro FAFA
2ª
Salida Filtro FAFA
3ª
Lixiv iado antes de
nutrientes
Tanque séptico
1B
Filtro FAFA
1B
Filtro FAFA
2B
Salida Filtro FAFA
3B
DQO/P-Total Adimensional 62,8 1900,0 34,4 1818,3 1900,0 62,8 75,1 110,5 76,9 83,9
DQO/ P-Total ideal
Adimensional 250 250 250 250 250 250 250 250 250 250
Número de v eces de la relación optima por exceso o Déf icit
-3,98 7,60 -7,27 7,27 7,60 -3,98 -3,33 -2,26 -3,25 -2,98
Conclusión Exceso déf icit exceso Déf icit Def ecto Exceso exceso Exceso exceso Exceso
24 de nov iembre de 2015
DQO/P-Total 104,8 53,8 53,0 64,1 59,0 104,8 139,5 98,9 77,1 89,9
DQO/ P-Total ideal
Adimensional 250 250 250 250 250 250 250 250 250 250
Número de v eces de la relación optima por exceso o def ecto
-2,39 -4,65 -4,72 -3,90 -4,23 -2,39 -1,79 -2,53 -3,24 -2,78
Conclusión Exceso exceso exceso Exceso Exceso exceso exceso exceso exceso Exceso
3 de diciembre de 2015
DQO/P-Total Adimensional 77,2 2995,0 2167,5 39,7 2260,0 77,2 670,6 80,2 2322,5 2122,5
DQO/ P-Total ideal
Adimensional 250 250 250 250 250 250 250 250 250 250
Número de v eces de la relación optima por exceso o def ecto
-3,24 11,98 8,67 -6,30 9,04 -3,24 2,68 -3,12 9,29 8,49
Conclusión Exceso def ecto def ecto Exceso Def ecto Exceso Déf icit exceso Déf icit Déf icit
Fuente: elaboración propia.
Se observó una desviación mayor de exceso de fósforo al final de las pruebas,
debido a que este se adicionó en exceso, tal como se muestra en las figuras 116 y 117.
Para futuros arranques se recomienda realizar la medición de algunos metales en
presencia de fósforo en exceso, con el fin de analizar la remoción que este ocasiona
por precipitación.
182
Fuente: elaboración propia.
Figura 116. Desviación de la relación P-Total/DQO ideal en las unidades del reactor ABR,
secciones A, durante la fase de arranque.
Fuente: elaboración propia.
Figura 117. Desviación de la relación P-Total/DQO ideal en las unidades del reactor ABR,
secciones B, durante la fase de arranque.
5.1.5. Relación óptima de nitrógeno.
Al igual que en el numeral 5.1.5. (Relación óptima de fósforo), se evaluó la
relación óptima de nitrógeno, pero esta vez como limitante para la remoción de DQO en
un sistema de digestión anaerobia.
-10,00
-5,00
0,00
5,00
10,00
15,00
1 2 3 4 5
Nu
mer
o d
e ve
ces
de
la
des
viac
ión
Unidades del reactor ABR sección A
Desviación de la relación P-Total/DQO con respecto a P-Total/DQO teórica reactor ABR sección A
18 de Noviembre de2015
24 de Noviembre de2015
3 de Diciembre de 2015
Valor ideal paraoperación 1
-6,00
-4,00
-2,00
0,00
2,00
4,00
6,00
8,00
10,00
12,00
1 2 3 4 5
Nu
mer
o d
e ve
ces
de
la d
esvi
ació
n
Unidades del reactor ABR sección B
Desviación de la relación P-Total/DQO con respecto a P-Total/DQO teórica reactor ABR sección B
18 de Noviembre de2015
24 de Noviembre de2015
3 de Diciembre de 2015
Valor ideal paraoperación 1
183
Para esto se utilizaron 2 funciones:
III) (DQO/N-Total experimental)/(DQO/N-Total ideal)/>1 (Déficit)
(DQO/N-Total experimental)/50>1
IV) -1/((DQO/N-Total ideal)/(DQO/N-Total experimenta))<1 (Exceso)
-1/(DQO/N-Total ideal)/50<1
El número 1 representa la relación ideal de nitrógeno para el lixiviado.
En la Tabla 40 se presentan los resultados obtenidos de la relación ideal de
nitrógeno para el lixiviado tratado, teniendo en cuenta que la dosificación se basó en
este parámetro.
Tabla 40. Desviación de la relación óptima de nitrógeno para el reactor ABR del Relleno Sanitario La Esmeralda
18 de Nov iembre de 2015
Relaciones Reactor ABR sección A Reactor ABR sección B
Unidades Lixiv iado antes de
nutrientes
Tanque séptico
1ª
Filtro FAFA
1ª
Filtro FAFA
2ª
Salida Filtro FAFA
3A
Lixiv iado antes de
nutrientes
Tanque séptico
1B
Filtro FAFA
1B
Filtro FAFA
2B
Salida Filtro FAFA
3B
DQO/N-total
Adimensional 39,0 16,8 12,5 89,1 278,0 39,0 893,0 10,8 140,4 16,0
DQO/ N-Total ideal
Adimensional 50 50 50 50 50 50 50 50 50 50
Número de v eces de la relación optima por exceso o Déf icit
-1,28 -2,98 -4,01 1,78 5,56 -1,28 17,86 -4,61 2,81 -3,12
Conclusión exceso Exceso Exceso Déf icit Déf icit exceso Déf icit exceso Déf icit Exceso
24 de Nov iembre de 2015
DQO/N-total
92,4 86,6 76,2 76,7 72,2 92,4 137,2 99,5 82,4 81,5
DQO/ N-Total ideal
Adimensional 50 50 50 50 50 50 50 50 50 50
Número de v eces de la relación optima por exceso o Déf icit
1,85 1,73 1,52 1,53 1,44 1,85 2,74 1,99 1,65 1,63
Conclusión Déf icit Déf icit Déf icit Déf icit Déf icit Déf icit Déf icit Déf icit Déf icit Déf icit
3 de Diciembre de 2015
DQO/N-total
118,6 101,2 73,6 73,7 76,1 118,6 91,6 98,6 75,2 72,9
DQO/ N-Total ideal
Adimensional 50 50 50 50 50 50 50 50 50 50
Número de v eces de la relación optima por exceso o Déf icit
2,37 2,02 1,47 1,47 1,52 2,37 1,83 1,97 1,50 1,46
Conclusión Déf icit Déf icit Déf icit Déf icit Déf icit Déf icit Déf icit Déf icit Déf icit Déf icit
e
Fuente: elaboración propia.
184
Se observó una disminución considerable en la fluctuación del nitrógeno
requerido por sección y unidad de lixiviado con relación al primer muestreo, debido a
ello se garantizó que cada unidad tuviera el aporte de nitrógeno necesario para que las
bacterias realizaran la acidogénesis, la acetogénesis y la metanogénesis como se
muestra en las figuras 118 y 119..
Fuente: elaboración propia.
Figura 118. Desviación de la relación N-Total/DQO ideal en las unidades del reactor ABR,
secciones A, durante la fase de arranque.
Fuente: elaboración propia.
Figura 119. Desviación de la relación N-Total/DQO ideal en las unidades del reactor ABR,
secciones B, durante la fase de arranque.
-6,00
-4,00
-2,00
0,00
2,00
4,00
6,00
8,00
1 1,5 2 2,5 3 3,5 4 4,5 5
Nu
mer
o d
e ve
ces
de
la d
esvi
ació
n
Unidades del reactor ABR sección A
Desviación de la relación N-Total/DQO con respecto a N-Total/DQO teórica reactor ABR sección A
18 de Noviembre de 2015
24 de Noviembre de 2015
3 de Diciembre de 2015
Valor ideal para operación 1
-10,00
-5,00
0,00
5,00
10,00
15,00
20,00
1 2 3 4 5Nu
mer
o d
e ve
ces
de
la
des
viac
ión
Unidades del reactor ABR sección B
Desviación de la relación N-Total/DQO con respecto a N-Total/DQO teórica reactor ABR sección B
18 de Noviembre de 2015
24 de Noviembre de 2015
3 de Diciembre de 2015
Valor ideal para operación 1
185
5.1.6. Relación entre la remoción de DQO y la relación óptima de nitrógeno.
Como se mencionó anteriormente, el nitrógeno se determinó como el limitante
para la remoción de DQO por acción de las bacterias en el proceso. La Figura 120
nuestra que, tanto el exceso como el déficit de nitrógeno significativos, ocasionan
inhibición de las bacterias metanogénicas debido a las desviaciones en las reacciones
metabólicas por exceso de alcalinidad. Desde el punto de vista del ensayo de DQO,
todo el nitrógeno en exceso debe ser oxidado y este consumo de reactivo será reportado
como valores de DQO (el exceso de nitrógeno aumenta la DQO).
Fuente: elaboración propia.
Figura 120. Relación entre la remoción y la cantidad óptima de nitrógeno a la salida del
reactor ABR del Relleno Sanitario La Esmeralda.
5.1.7. Remoción de DQO vs el tiempo de estabilización del reactor
ABR.
Durante el seguimiento realizado se observó que el reactor ABR, después de 10
meses de operación, solo estaba removiendo un 7% de DQO, esto debido al déficit de
nitrógeno del lixiviado efluente del reactor UASB. Con el suministro de nitrógeno en tan
1,52; 39,001,46; 42,80
1; 60
0,00
10,00
20,00
30,00
40,00
50,00
60,00
70,00
-4,50 0,50 5,50
% d
e re
mo
cio
n d
el r
eact
or A
BR
Desviacion de la relacion optima N-Total/DQO
% de Remocion versus la desviacion N-Total/DQO optima reactor ABR seccion A
% de remocion seccionA
% de remocion seccion
B
Linea idea
186
solo 15 días se alcanzó una remoción de DQO del 42,8%, como se presenta en la Figura
121. Comprobando la importancia del suministro de nutrientes en los sistemas
anaerobios bajo una estequiometría ideal.
Fuente: elaboración propia.
Figura 121. % de remoción de DQO en el reactor ABR, secciones A y B.
0,00
10,00
20,00
30,00
40,00
50,00
60,00
70,00
0,00 50,00 100,00 150,00 200,00
% d
e re
mo
cio
n
Tiempo (dias)
% de Remocion de DQO en funcion del tiempo
% de Remocion Seccion A
% de Remocion Seccion B
Linea de diseño
6,40
21,90
39,00
7,70
15,00
42,80
60 60 60
0,00
10,00
20,00
30,00
40,00
50,00
60,00
70,00
0,00 8,00 16,00
% d
e re
mo
cio
n
Tiempo (dias)
% de Remocion de DQO en funcion del tiempo
% de Remocion Seccion A
% de Remocion Seccion B
Linea de diseño
187
5.2. Conclusiones
5.2.1. Evaluación de la tecnología ABR y estado del sistema sin nutrientes.
El ABR es un reactor fácil de construir, operar y con características de
reacción que lo hacen superior a las tecnologías convencionales de sistemas
de tratamiento anaerobio.
El reactor ABR puede soportar concentraciones de DQO mayores a las del
diseño original, debido al sistema protección de bafles y biopelícula que
posee, como se demostró en los ensayos realizados.
La unidad de tanque séptico del ABR actúa como un reactor de mezcla
completa debido a la generación de biogás ocasionada por la actividad
microbiana, que facilita los procesos de hidrólisis y acidogénesis.
El sistema de filtros FAFA permite en el ABR la formación de la biopelícula,
aumentando los tiempos de retención celular y propiciando las reacciones
acetogénicas y metanogénicas con menores tiempos de retención hidráulica.
Los reactores ABR pueden tener mejoras en sus diseños, como por ejemplo
la adaptación de campanas tipos UASB, con lo que se puede garantizar una
mejora en sedimentación y una desgasificación controlada.
Los avances técnicos en los materiales de soporte para la creación de
biopelículas y el aprovechamiento energético de sistemas alternativos, han
impulsado en los últimos años la tecnología anaerobia, con mayores ventajas
costo-beneficio para los industriales colombianos en relación a los sistemas
de aireación.
188
El reactor ABR del Relleno Sanitario La Esmeralda presentó remociones de
menos del 7% de DQO en cada una de las secciones evaluadas, el diseño
original alcanza hasta un 50% de remoción. Esto debido principalmente al
déficit de nitrógeno en el efluente del reactor UASB.
5.2.2. Seguimiento al arranque de un reactor anaerobio usando
macronutrientes.
La adición de un inóculo que cumpla con los requerimientos de las aguas a
tratar es fundamental para garantizar el buen funcionamiento de un sistema.
Para reactores anaerobios que tratan efluentes de lixiviados, que provienen
de tratamientos secundarios, se recomienda la adición de inóculo con el fin
de acelerar los procesos de arranque.
Las principales fallas en la operación de sistemas anaerobios se deben a la
falta de conocimiento del personal a cargo sobre las reacciones químicas y
metabólicas que ocurren en las diferentes etapas de los mismos y cómo ellas
se deben monitorear y controlar.
Los sistemas anaerobios requieren en su fase de arranque el suministro de
nutrientes, con el fin de disminuir los tiempos de estabilización de los mismos.
Se considera al nitrógeno como el macronutriente principal para los sistemas
de tratamiento anaerobio. Pero la ausencia de fósforo puede generar
disminución en las cadenas energéticas de los microorganismos.
El nitrógeno es el nutriente limitante para el correcto funcionamiento del
reactor ABR del Relleno Sanitario La Esmeralda. Una vez se alcanzó la
relación ideal N-Total/DQO en cada una de las unidades el sistemas, se
presentaron mejoras continuas en la remoción de DQO.
189
Los micronutrientes, que en su mayoría son metales, son fundamentales
para mejorar las remociones de un sistema anaerobio, es por ello que se
recomienda adicionar un poco de zinc (sulfato, acetato y cloruro de zinc en
solución) como catalizador si las aguas a tratar no tienen presencia de metal.
Son parámetros principales para la evaluación del correcto funcionamiento
de un reactor anaerobio: el control de la alcalinidad, SSV, AGV, DQO y la
relación de nutrientes (N-Total y P-Total), con el fin de actuar antes de que
ocurran los procesos de inhibición que generalmente se manifiestan con una
disminución del biogás generado, y una disminución en la remoción de la
DQO del reactor, acompañados de acidificaciones.
5.2.3. Relación entre la dosis óptima de nutrientes y la remoción de DQO.
Las desviaciones de las relaciones óptimas de nutrientes en los reactores
anaerobios ocasionan una disminución en las remociones de DQO, por lo
tanto, el déficit o exceso de nutrientes pueden generan inhibiciones en el
crecimiento de las bacterias metanogénicas, responsables de la remoción de
la DQO en las aguas residuales mediante reacciones anaerobias.
De los grupos de bacterias, que participan en la conversión de la materia
orgánica a metano, las que son más susceptibles de inhibición por pH,
temperatura o falta de nutrientes son las metanogénicas, ya que compiten
por el sustrato con otras como las nitrificadoras y sulforreductoras que
pueden vivir en condiciones más extremas.
El uso de macronutrientes en relación óptima permite disminuir los tiempos
de arranque en los reactores anaerobios.
190
El reactor ABR del Relleno Sanitario La Esmeralda puede alcanzar
remociones hasta de 50% de carga contaminante de DQO para un caudal de
3 l/s, en la condición de estado estable. Si el caudal es menor a este valor
las remociones pueden ser superiores.
Para alcanzar las remociones DQO propuestas en el diseño del ABR del
Relleno Sanitario de la ciudad de Manizales, es necesario el suministro
periódico de nutrientes, un correcto mantenimiento y seguimiento a los
parámetros de control mencionados anteriormente.
La relación optima de nutrientes para los lixiviados efluentes del reactor
UASB y el correcto funcionamiento del reactor ABR es de DQO=250 : N-
Total=5 : P-Total=1.
5.3. Recomendaciones
Hacer seguimiento mensual de DQO, N-Total y P-Total del efluente del reactor
UASB.
Medición diaria de pH en cada una de las unidades del reactor, con el fin de
evitar procesos de acidificación.
Realizar monitoreo de seguimiento cada seis meses del estado del reactor
ABR, con el fin de evaluar la concentración de AGV, alcalinidad, SSV, SST,
DQO y DBO5 en cada una de las unidades.
Para la selección del material de soporte se pueden usar rosetones, o botellas
plásticas con área superficial de 80-100 m2/m3 y espacios vacíos superiores
al 80%.
191
Con el fin de mejorar las eficiencias de remoción de SST y DQO del reactor
ABR, y evitar la generación de olores ofensivos, se recomienda la construcción
de un sistema de campanas siguiendo los diseños de un reactor UASB.
Se deben adicionar nutrientes de forma periódica al reactor ABR, teniendo en
cuenta las relaciones óptimas de fósforo y nitrógeno de DQO=250 : N-Total=5
: P-Total=1, usando la metodología planteada.
Se recomienda actualizar los datos requeridos para la simulación del modelo
HELP, con el fin de tener una proyección más exacta a futuro de la generación
de lixiviados del Relleno Sanitario La Esmeralda.
192
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