Informe_Balances empaque_en_MBB1.docx

Facultad de IngenieríaDepartamento de Ingeniería QuímicaLaboratorio de Fenómenos de Transporte IIInforme Laboratorio Aguas Residuales

TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES

Acosta Poveda, Erika Tatiana; Universidad de los Andes, Bogotá, Colombia.

Cruz Goyeneche, Yuby Dahiana; Universidad de los Andes, Bogotá, Colombia.

Guerrero Rivera, María Alejandra; Universidad de los Andes, Bogotá, Colombia.

Peña Trujillo, Roberto; Universidad de los Andes, Bogotá, Colombia.

INTRODUCCIÓNLas aguas residuales son la combinación de los desechos provenientes de las actividades tanto domésticas como de la industria. En general, se clasifican como aguas residuales domésticas (ARD), aguas lluvias (ALL), residuos líquidos industriales (RLI) y aguas residuales agrícolas (ARA). La importancia del tratamiento de éstas reside en que representan un riesgo para la salud pública dado que contienen distintos patógenos y componentes disueltos –orgánicos e inorgánicos-. Por lo tanto, dentro de los tratamientos a los que se someten las aguas residuales se encuentran los secundarios, cuyo objetivo es remover la demanda biológica de oxígeno (DBO) soluble, así como remover sólidos sedimentables [1]. El objetivo de la práctica fue realizar un tratamiento secundario de una muestra de agua proveniente de una planta de tratamiento. Esto se realizó por medio de la utilización de un bioreactor de lecho dinámico o MBBR (Moving Bed Biofilm Reactor), en el cual, se facilita la descomposición de contaminantes orgánicos presentes en el cuerpo de agua en cortos periodos de tiempo. Lo anterior, debido a que los microorganismos presentes en el agua entran en contacto con la materia orgánica también presente, y se alimentan de ésta. Por lo tanto, al mantener controlados otros factores como el suministro de oxígeno, el pH y el tiempo de tratamiento, se logra remover grandes cantidades de DBO. Para llevar a cabo el proceso biológico existen varios mecanismos: lodos activados, biodiscos, lagunaje y filtro biológico, en este caso, se recurrirá a lodos activados [1]. Este tipo de procedimiento resulta atractivo para casi todos los procesos de tratamiento de aguas, al menos en una de sus etapas. Pues además de ser efectivo para la remoción de componentes, que favorecen el crecimiento de la DBO, es un procedimiento de sencilla aplicación y de materiales que no dejan gran cantidad de residuos provenientes del mismo proceso de

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tratamiento. Esto lo vuelve una manera práctica de eliminar un tipo específico de residuos, que en otras ocasiones resulta complicado de disminuir en gran medida y de una forma enfocada [2].Dado que el proceso en el biorreactor utiliza microorganismos purificadores que crecen en una biopelícula en un medio portador o empaque, un factor determinante para el tratamiento es el contacto que se logre entre los contaminantes y los microorganismos adheridos a la biopelícula. Este hecho ocurre en un lecho dinámico en el que los empaques se mueven libremente en suspensión dentro del reactor [3]. Por esta razón, se realizará el estudio de distintos tipos de empaques que favorezcan la eficiencia del proceso. Posteriormente, se implementará el más adecuado en el bioreactor para determinar la difusividad efectiva del contaminante que se desea remover.

OBJETIVOS- Elaborar e implementar un bioreactor de lecho dinámico o

MBBR (Moving Bed Biofilm Reactor) para llevar a cabo el tratamiento de una muestra de agua residual, por medio de la implementación de empaques que favorezcan la adhesión de microorganismos purificadores a la biopelícula que se forma en éstos.

- Estudiar distintas posibles geometrías para los empaques a implementar, con el fin de establecer el que permita una mayor superficie de contacto y así determinar las condiciones óptimas a las que se debería llevar a cabo el procedimiento.

- Aplicar cada uno de los conceptos vistos en clase y entender el funcionamiento de la biopelícula en procesos a pequeña y gran escala, como el tratamiento de aguas residuales.

CONTEXTUALIZACION TEORICA

El tratamiento de aguas residuales urbanas ha venido tomando importancia en zonas de recursos hídricos escasos, lo que obliga a la mejora de las tecnologías de tratamiento. El agua residua proveniente de la industria tiene entre sus características la presencia de contaminantes orgánicos resistentes a la degradación química y tóxicos para el desarrollo de la actividad de los microorganismos en tratamientos biológicos convencionales. Esto sucede con contaminantes tales como compuestos aromáticos (fenoles y clorofenoles), plaguicidas clorados (PCB´s), aril y alquilsulfonatos (detergentes) e hidrocarburos lineales [4].

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Actualmente, varias tecnologías se han dirigido al uso de procesos de oxidación química, los cuales permiten la mineralización de estos contaminantes a dióxido de carbono y agua o su transformación hacia otros productos de menor toxicidad que resulten más fácilmente biodegradable y por lo tanto que permitan a las industrias el cumplimiento con la reglamentación referente al uso de aguas residuales [4]. El tratamiento de agua residual por medio de procesos biológicos corresponde a tratamiento secundario Este tratamiento tiene como objetivo eliminar la materia orgánica disuelta. Para ello se emplean millones de organismos microscópicos cuyo trabajo es comerse (degradar) la materia orgánica para transformarla en más microorganismos y en sustancias más sencillas, tales como bi-óxido de carbono (CO2), metano (CH4), nitrógeno amoniacal (NH3), nitratos (NO3=) y agua (H2O), que resultan tener un nivel de toxicidad mucho menor [5]. Para que este tratamiento sea optimo, debe estar precedido por tratamiento físicos y químicos que eliminen solidos suspendidos y grasas en el cuerpo hídrico [5].

Figura 1. Tratamiento de aguas residuales [6].

as bacterias son microorganismos que se encargan de gran parte del proceso de tratamiento biológico del agua. Son organismos unicelulares y representan las formas de vida más simples. Por su forma se clasifican como cocos, bacilos, vibriones y espiroquetas. Además, las bacterias son la principal fuerza laboral de los sistemas biológicos, son las encargadas de degradar la materia orgánica presente en el agua. Por eso es importante que la materia orgánica llegue en un tamaño tal que permita la asimilación rápida por parte de estos microorganismos [5]. Basados en su necesidad

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del oxígeno las bacterias son aerobias o anaerobias. Las que requieren un ambiente con oxígeno molecular (O2) para desarrollarse, se denominan aerobias; las bacterias que proliferan en un ambiente carente de oxígeno son anaerobias. Las que proliferan en ambos se conocen como facultativas[5].

Figura 2. Productos finales digestión aerobia y anaerobia

Independientemente de su afinidad por el oxígeno, las bacterias consumen la materia orgánica y como producto se esa transformación se originan; nuevas células, compuestos químicos o energía. Este parámetro, es el más importante al momento del diseño de sistemas de tratamiento de aguas residuales, donde es evidente que las bacterias aerobias van a obtener como producto principal nuevas células y el agua tratada contendrá muy poca materia disuelta. Por su parte, las bacterias anaerobias dirigen la mayor parte de su actividad a generar gases (metano y bióxido de carbono) y pocas células nuevas. Por lo tanto, el agua tratada por la vía anaerobia tiene menor calidad que la de los sistemas aerobios [5].Con lo mencionado, es posible determinar qué tipo de reactor se debe usar para obtener los resultados óptimos, cuando se está tratando agua residual por medio de un tratamiento secundario. Los reactores se clasifican según la forma en que la población microbiana se encuentra dentro del reactor. Se dice que un reactor es de biomasa suspendida, cuando no presenta un medio para la formación de

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conglomeración bacteriana y por lo tanto se forman floculos en el cuerpo de agua. Por otra parte, cuando si presenta un soporte, en donde crecen los microorganismos se conoce como reactor de película o biomasa fija. Este último grupo, está representado por los lodos activados, los cuales están constituidos generalmente por cinco elementos que se encuentran en la ilustración 3, el tanque aeración, el sistema de aeración, el sedimentador, la línea de recirculación y la línea de purga [5].

Figura 3. Reactor lodos activados típico [5].

El proceso de aireación se llevó a cabo mediante batch o también llamado por lotes. El cual se realiza en un solo tanque, el cual se llena con agua residual, se aérea, se espera su sedimentación, se extrae el agua y nuevamente se llena. Uno de los reactores representativo de lodos activados o masa fija son los reactores de lecho móvil, estos reactores son innovadores en lo que respecta al tratamiento de agua residual dado que mejoran la fiabilidad, simplifican la operación, y requieren menos espacio que los sistemas de tratamiento de aguas residuales tradicionales [7].La tecnología MBBR emplea a miles de portadores de biopelícula de polietileno que operan en movimiento mixto en un reactor de tratamiento de aguas residuales aireada. Cada película bioportadora aumenta la productividad mediante el suministro de superficie protegida para apoyar el crecimiento de bacterias heterótrofas y autótrofas dentro de sus células. Es esta alta densidad de población de bacterias que logre la biodegradación de alta velocidad dentro del

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sistema, mientras que también ofrece la fiabilidad del proceso y facilidad de operación. Esta tecnología ofrece un tratamiento rentable con un mantenimiento mínimo desde MBBR los procesos de auto-mantener un nivel óptimo de productividad de la biopelicula. Además, la biopelicula unida a los biosoportes móviles dentro del sistema responde automáticamente a fluctuaciones de la carga [7].

CÁLCULOS

BALANCES EMPAQUES EN MBBR (Moving Bed Biofilm Reactor)

Debido a que no se encontró en literatura exactamente la reacción:C+O2→CO2

Se tomó como referencia la reacción: C+O2→Productos con una cinética de orden 2 la cual presenta un valor para K de4.72∗10−11 c m3

molecula. s a

una temperatura de 295 K.

k 295K=4.72∗10−11

cm3

moleculas∗s∗1m3

1∗106 cm3 ∗6.022∗1023moleculas

1mol=2.84234∗107 m3

mol∗s

CITATION Cha00 \l 9226 [7]

De igual forma, para encontrar la difusividad efectiva se estimó que la materia orgánica estaba disuelta, en estado líquido y se difundió en la biopelícula. Para este caso, dado que es difícil conocer los parámetros para los microorganismos se dice que las biopelículas son principalmente de agua. Por ende, el punto de partida adecuado para la estimación de un coeficiente de difusión en un biofilm corresponde al valor del coeficiente de difusión en agua pura (D aq). Algunos de estos, se han medido experimentalmente y se pueden encontrar en la literatura [8].

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Ecuación. Difusividad para líquidos de Wilke Chang a bajas concentraciones.

DAB=7.40 X 10−8 (ψ BM B)

1 /2TμV A

0.6

DAB=Difusividad cm2/ s

μ=Viscosidadde la solucióncP (agua )

V A=Volumenmolar del solutocomo líquidoa latemperatura normal deebullición , en cm3

gmol.

CITATION Car16 \l 9226 [9]ψB=Parámetrode asociación parael solvente .

MB=Pesomolecular del solvente .

T=Temperatura en grados Kelvin.

El solvente se tomará como agua en su totalidad. La temperatura será a condición ambiente 298 K

DAB=7.40 X 10−8 (2.6∗18.01 )

12(298)

1.074∗14.80.6=2.79∗10−5 cm

2

s

ψagua=2.6

V (Carbono )=14.8cm3

mol CITATION Van07 \l 9226 [10]

μ=1.074cP CITATION Bir06 \l 9226 [11]

M B=18.01gmol

TIPOS DE REACTORES

1. Reactor con empaques cilíndricos:

Figura 4. Diseño para un reactor con empaques cilíndricos.

Al realizar el balance sobre uno de los empaques en el reactor:7


Poroso:

Figura 5. Diseño para el balance de masa sobre el empaque poroso de geometría cilíndrica.

N A2πrL ]r+∆ r−N A2πrL ]r−K 1C A2πrL∆r=0

Al dividir en 2πL∆ r :

N A r ]r+∆r−N A r ]r∆r

−K1CA r=0

lim∆r →0

N A r ]r+∆r−N A r ]r∆r

−K1CA r=0

d N A

dr−K ACA r=0

N A=−Deff

dC A

dr

−Deffddr [d CA

drr ]−K1C A r=0

−Deff [d2C A

dr2r+

dC A

dr ]−K1CA r=0

Al dividir en –Deff r

d2C A

dr2+1rd CA

dr+K1C A

Deff=0

C A=A J0 (βr )+BY 0(βr )

β2=K1

Deff

Condiciones de Frontera :

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NC∨rNC∨r+∆r


r=0N A=Finita

Y 0 (0 )→∞,entonces ,B=0

C A=A J0 (βr )

r=RC A=CAs

C As=A J 0 (βR )

C As

J 0 (βR )=A

C A=CAs

J0 (βR )J0 (βr )

N A=−Deff

dC A

dr ]r=R

dC A

dr=

CAs

J 0 (βR ) [−β J 1 (βr ) ]

N A ]r=R=Deff C As

J 0(βR) [ β J1 (βR ) ]

Flujo de A=N A ]r=R∗2 ππRL

2. Reactor con empaques cúbicos:

Figura 6. Diseño para un reactor con empaques cúbicos.

Al realizar el balance sobre uno de los empaques en el reactor: Poroso:

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Figura 7. Diseño para el balance de masa sobre el empaque poroso de geometría cúbica.

N c∗B∗L∨¿x+∆ x−NC∗B∗L∨¿x−RA∗B∗L∗∆x ¿¿

RA=−RA,maxCA

K A=−K1C ADiviendo entre BL∆ x

NC

∆ x∨¿X+∆ X−

NC

∆ x∨¿X−RA ¿¿ lim

∆r →0

NC

∆ x∨¿X+∆ X−

NC

∆ x∨¿X−RA=

dNcdx

−K1CA¿¿

dNcdx

−K1CA=0→d NC

dx=K1CA→Ecuación1NC=

−Deff d CA

dX→Ecuacion2

Ecuación 1 en ecuación 2:Deff d

2C A

d x2+K1C A=0

d2C A

d x2+K 1CA

D eff=0

Ecuación característica:r2+K1

Deff=0r=(−K1

Deff)12=( K 1

D eff)12∗iRaices

C A=A∗cos (√ k1D eff

x)+B∗sin(√ k 1Deff

x)√ k1D eff

=βCondiciones de frontera:

x=0N A=Finita x=X C A=C As

Nota: La condición de simetría se usa cuando las dimensiones del hexaedro son iguales

Primera condición

dCA

dx=−A∗β∗sin (βx )+B∗β∗cos (βx )0=B

Segunda condición

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NC∨ xNC∨ x+∆ x


C AS=A∗cos (βX )A=C AS

cos (βX )

La ecuación al reemplazar las constantes queda como:

C A=CAS

cos (βX )∗cos (βx )

dC A

dx=

−CAS

cos (βX )∗β∗sin (βx )N A=

−Deff∗dC A

dxflux=N A ¿X∗A

flux=N A ¿X∗B∗Y

Donde B y Y son iguales.

ANÁLISIS DE GRÁFICASPara determinar qué tipo de geometría es la adecuada para el proceso bioquímico que ocurre dentro del empaque, se realizó un análisis de optimización. Para ello, en cada balance planteado anteriormente se fijaron todos los valores de los que depende el flujo a excepción del radio para el cilindro y del ancho en el caso del hexaedro.Los valores fijados son los siguientes:

Deff=1,11∗10−5m2

sK= 28423400

Sβ=1600208,32

mC AS=

0,2molm3

Para el cilindro

tanto poroso como no poroso se asigna un valor de L=0,07m.

0 0.005 0.01 0.015 0.02 0.025 0.03

-30

-20

-10

0

10

20

30

Cilindro Poroso variando R

R (m)

Fluj

o M

olar

(mol

/s )

Gráfico 1. Flujo Molar para Cilindro Poroso.

En el Gráfico 1 se observa que para alcanzar un flujo de 26,55 mol/s se requiere de un radio de 0,013 m.

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Para el hexaedro poroso, se fijó un área de 0,001m2. En el caso del hexaedro poroso es necesario determinar sus dimensiones iguales, dado que se estableció la condición de simetría.

0 0.01 0.02 0.03 0.04 0.05 0.06 0.07 0.08

-0.000000002

-0.0000000015

-0.000000001

-5E-10

0

5E-10

0.000000001

0.0000000015Cubo Poroso variando X

X (m)

Fluj

o M

olar

(mol

/s)

Gráfico 2. Flujo Molar para Cubo Poroso.

En el Gráfico 3 se observa que para alcanzar un flujo de 1,06e-9 mol/s se requiere una distancia x en el cubo de 0,036 m.

MATERIALES Y MÉTODOSPara el desarrollo experimental se utilizó un medio simulado para un reactor. Este medio fue reproducido a través de un recipiente plástico (polipropileno) de forma cilíndrica con un volumen total de 2 litros. Este material resulta idóneo para la reproducción de los tanques de tratamiento a escala laboratorio dado que es económico y soporta condiciones óptimas de operación a pequeña escala, además de que se asemeja a los tanques industriales. Los cuales no se usan en la experimentación, ya que gran parte de éstos son fabricados en metal o cemento, material difícil de trabajar en laboratorio. Por otra parte, se decidió usar como biopelícula un material poroso como el hule espuma para favorecer la inmovilización de microorganismos a lo largo del empaque [12]. Para el hule espuma se estableció la forma de cilindro con una longitud de 7cm y radio de 1,3cm ya que estas dimensiones mostraron ser las más eficientes para la difusión del compuesto que se desea retirar del agua. Esto permitiría reducir en una mayor medida el flux de NOM (Materia

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Orgánica Natural), lo que finalmente evidenciaría la efectividad del sistema [12]. La cantidad de empaques que se encuentran en el reactor, no es un parámetro de diseño que se obtiene analíticamente. Por tal motivo, es necesario evaluar la eficiencia del proceso con cantidades distintas de empaques. En el diseño que se propuso, inicialmente se escogieron dos cantidades distintas de empaques una de 12 -cilindros- y otra de 18 -cubos-. Sin embargo, debido a que el tamaño establecido inicialmente impedía que los empaques cilíndricos flotaran libremente dentro del reactor se redujo el tamaño de los mismos a la mitad, así como se aumentó la cantidad de empaques cúbicos para distribuirlos de forma uniforme dentro del reactor.Asimismo, para mantener en mezcla constante el lodo con el resto del ambiente e igualmente para mantener oxigenado el medio, se decidió incorporar un sistema de aireado en la parte inferior del tanque. Esto se realizó mediante una bomba y un tubo que permitía la llegada a todo el reactor. El agua a tratar correspondió a una muestra de agua residual de la planta de tratamiento del centro deportivo de la Universidad de los Andes, debido a que ésta es rica en NOM y cumple con las condiciones óptimas necesarias para el experimento que se buscó realizar.

DETERMINACIÓN EFICIENCIA REACTORPara determinar la eficiencia del reactor es necesario buscar un parámetro medible que se relacione con el flujo de alguno de los compuestos que hacen parte de la reacción química de degradación de materia orgánica realizada por los microorganismos. El parámetro que se va a medir es el DBO, se define como D.B.O. de un líquido a la cantidad de oxígeno que los microorganismos, especialmente bacterias (aeróbias o anaerobias facultativas: Pseudomonas, Escherichia, Aerobacter, Bacillius), hongos y plancton, consumen durante la degradación de las sustancias orgánicas contenidas en la muestra. Se expresa en mg / l [13].Este parámetro es indispensable para caracterizar la calidad de una fuente de agua generalmente ríos, lagos, lagunas y efluentes. Sin embargo, también se puede usar para aguas residuales. Cuanto mayor cantidad de materia orgánica contiene la muestra, más oxígeno necesitan sus microorganismos para oxidarla (degradarla)[13].

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La relación del DBO con la reacción C+O2→CO2 se da porque a mayor cantidad de materia orgánica que contiene la muestra, más oxígeno necesitan sus microorganismos para oxidarla (degradarla). Este valor es usado en reglamentaciones, donde se asignan valores límites de DBO que debe contener el agua residual que se debe verter a cursos naturales del agua [14].

Determinación del DBO: El procedimiento (Anexo A) para determinar la demanda biológica de oxígeno (DBO) consiste en incubar la muestra a una dilución apropiada durante un tiempo establecido y a una temperatura determinada -generalmente 5 días y 20°C-, dicha muestra debe inocularse previamente con un cultivo microbiano si no existen evidencias de que el cuerpo de agua a analizar presenta microorganismos. En caso que la muestra posea microorganismos, como fue el caso de la muestra analizada, el cálculo de la DBO se realiza a partir de la siguiente relación [15]:

Ecuación 1. Calculo del DBO

DBO=D1−D 2

P

Donde:

D1=O2disueltoinicial enmgL

D2=O2disuelto despuésde 5días a20 °C en mgL

El valor de P corresponde a la fracción residual decimal de la muestra, la cual está dada por [15]:

Ecuación 2. Calculo fracción residual

P=Volumende lamuestra (mL)

Volumendel recipiente paraDBO(mL)

El oxígeno puede ser fijado en las muestras en la cuales se va a determinar el DBO, esto, agregando 1ml de sulfato de magnesio (MnSO 4) y 1 ml de yoduro de potasio (KI) [16].Determinación del O2 disuelto:

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La determinación del oxígeno disuelto se puede realizar por medio de dos métodos: el de Winkler y el yodometrico. En este caso, se hace uso del método de Winkler, dado que este es el reglamentado por el IDEAM [17].Este método, se basa en la adición de solución de manganeso divalente, posteriormente la adición de un álcali fuerte a la muestra que está en un frasco de vidrio con cierre hidráulico, esto con la finalidad que la muestra no reaccione con el dióxido de carbono atmosférico y por lo tanto la alcalinidad del agua aumente y por lo tanto la cantidad de carbono orgánico total [18].Las ecuaciones estequiometrias de las reacciones que ocurren entre los componentes de la titulación son las siguientes, estas se dan cuando en la muestra hay presencia de oxigeno [19]:

2Mn ( II )+4O H−¿+O2→2MnO2+2 H 2O ¿

MnO2+4H+ ¿+2 I−1→I2+Mn ( II ) +2H 2O¿

Las principales reacciones que ocurren en la determinación del oxígeno son las siguientes:

MnSO 4+2KOH→K2SO4+Mn (OH )2

2H 2O+2MN (OH )2+O2→2Mn (OH )2

En la fijación del oxígeno con sulfato de manganeso, ocurren las siguientes reacciones redox, en donde el oxígeno se reduce formando hidróxidos con el magnesio, en este momento se produce un precipitado marrón. Anterior a esto se agrega el ácido sulfúrico, con la finalidad de mantener acida la solución.

2Mn2+¿→2M n4+¿+4e−¿¿¿¿

4 e−¿+2H 2O+O 2→ 4O H−¿¿ ¿

Mn (OH )4+H2SO4→Mn (S O4 )2+4 H2O

El medio se torna ácido y el precipitado de Hidróxido Mangánico se disuelve formando sulfato Mangánico, el cual oxida el Yoduro de Potasio.

Mn (SO4 )2+2KI→MnSO4+K2SO 4+ I2

El punto final de la titulación se puede detectar visualmente con un indicador de almidón, el cual tiene un viraje transparente.

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Esta titulación presenta interferencia de nitratos, que liberan yodo a partir de yoduros:

Para reducir el efecto de estas interferencia se realiza la titulación con azida tal como lo recomienda el IDEAM, esta modificación elimina eficazmente la interferencia producida por el nitrito, que es la más común en efluentes biológicos y muestras incubadas [19].

Cálculos determinación DBO final:

Con los valores obtenidos de titulante usado se realiza el cálculo del oxígeno disuelto del agua residual. El cálculo se realiza con base en lo estipulado por el IDEAM [20]:

Ecuación 3.Calculo oxígeno disuelto

[O2 ](mgL )=V N a2S2O3∗NN a2S2O3

∗8000∗V botella

V muestra∗(V botella−2)

Tabla 1. Resultados Calculo DBO dos geometrías

GeometriaV(Na2S2O3)

mL T0V(Na2S2O3)

mL T1V botella

(mL)Vmuestra

(mL)N(Na2S2O3)

mLO2 T0 (mg/L)

O2 T1 (mg/L)

P DBO final (mg/L)

Cubos 1,100 0,700 1750,000 250,000 0,025 0,881 0,561 0,143 2,243

Cilindros 10,000 8,200 1750,000 250,000 0,025 8,009 6,568 0,143 10,092

RESULTADOS DBO

Reglamentación nacional:

Tabla 2. Calidad de fuentes de agua residual [17]Parámetr

os Análisis según Nivel de calidad de acuerdo al grado de polución

DBO 5 días

Norma técnica

NTC

Standard

Method ASTM

Fuente Aceptable

Fuente Regular

Fuente Deficiente

Fuente muy deficiente

Promedio mensual

mg/L36370 ≤1.5 1.5-2.5 2.5-4 >4

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Máximo diario mg/L 1-3 3-4 4-6 >6

Adicionalmente, en este reglamento se estipulan los procesos mínimos de tratamiento en función de la calidad de agua de la fuente. La Tabla 2 muestra los rangos en los que se considera el nivel de calidad de agua que se deben cumplir en todo el territorio nacional en la red de distribución de los sistemas de acueducto independiente de su nivel de complejidad. En el artículo 104, se establece que una fuente aceptable debe cubrir al menos un ciclo de lluvias y ciclo seco, durante el 90% del tiempo, manteniendo los parámetros de calidad, los procesos de tratamiento mínimos a diseñar, construir y operar de forma que remuevan el material flotante, seguido de desinfección y ajuste de pH si es necesario.Con base en los resultados obtenidos para el reactor diseñado con empaques de geometría cúbica, se puede observar que la DBO fue de 2.242 mg/L. Este valor se clasifica en el rango para fuentes aceptables, lo que permite analizar que efectivamente este reactor cumplió la función de remover cierta cantidad de las bacterias presentes en el agua residual. Por otro lado, se obtuvo que para el reactor con empaques de geometría cilíndrica la remoción de DBO fue de 10.092 mg/L. De acuerdo al artículo 106, según este resultado se clasificaría como fuente deficiente. Para este caso, los procesos mínimos a diseñar, construir y operar son: remoción de materiales, coagulación, desarenación, sedimentación, filtración rápida seguida de desinfección y ajuste de pH. Los procesos de coagulación y sedimentación deben diseñarse para obtener una eficiencia tal que permitan reducir la turbiedad.Es importante tener en cuenta que se requiere medir otros parámetros como: cloruros, fluoruros y nitratos para determinar el tipo de microorganismos que se encuentran en el lodo, así como tener información acerca del microrganismo dominante en la muestra y determinar que microrganismo es el adecuado para el tipo de agua, logrando así un mejor tratamiento. En el caso de los lodos activados, dentro de los principales microorganismos presentes en los flóculos -alrededor de los cuales se lleva a cabo el proceso de depuración biológica del agua residual- se encuentran protozoos y bacterias filamentosas. Los protozoos son depredadores de bacterias en sistemas acuáticos, los cuales facilitan la regulación del crecimiento

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de sus poblaciones; mientras que las bacterias filamentosas actúan como descomponedores, consumiendo la materia orgánica presente [21]. Los microorganismos más comunes en cuanto a las bacterias son: Zooglea, Pseudomonas y Bacillus, y en cuanto a los Protozoos: ciliados, flagelados y rizópodos. Asimismo se pueden encontrar Hongos en los flóculos, tales como: Penicillium y Cephalosporium [22].El Reglamento Técnico Del Sector De. Agua Potable Y. Saneamiento Básico del año 2000 (RAS) [17] en el artículo 169, estipula los parámetros de diseño obligatorios que se deben tener en cuenta al momento de realizar pretratamiento de aguas residuales por medio de lodos activados. En este, se establece que aunque la determinación del tipo de lodo que se va a usar es decisión del diseñador, es necesario mantener los niveles de ruido y olores causados por el proceso lo más bajos posible. Igualmente, se requiere especial cuidado y operación supervisada que se basa en el control diario.En la tabla 3, se resumen las características de operación típicas de los procesos de lodos activados y las eficiencias mínimas en remoción de DBO que se deben cumplir.

Tabla 3.Lodos activados, requisitos mínimos [17]

Modificación al proceso

Modelo de flujo

Sistema de Aeración

Eficiencia en remoción de

DBO, %

Reactor SBRFlujo

intermitente reactor agitado

Aire difuso 85-95

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Como se evidencia en la tabla 3, el reactor estipulado en el RAS es el reactor SBR (Reactores biológicos secuenciales), el cual resulta ser el que presenta más similitudes con el reactor que se usó para el pretratamiento de aguas residuales, el cual corresponde a un reactor MBBR, (reactor de lecho con biopelicula en movimiento). Lo que difiere entre estos dos reactores es que el SBR, es un reactor sin empaques y por lo tanto el manejo del agua solo se realiza con el tanque primario. En esta tabla, se evidencia que uno de los requisitos mínimos que se deben tener en cuenta al momento de diseño es la eficiencia en la remoción de DBO. Sin embargo, en la experimentación solo se determinó la cantidad de DBO al final del proceso de pretratamiento. Por lo tanto, para definir este parámetro en la muestra antes del pretratamiento, se hace uso del valor reportado por Ramos Castiblanco [23] en el cual se establece que la DBO para aguas residuales es de 18,15mgL .

Con este valor, es posible realizar la comprobación del parámetro de eficiencia de cada una de las geometrías que se trabajaron. La eficiencia se calcula como sigue:

η=DQOinicial−DQOfinal

DQOinicial

Tabla 4. Eficiencia de los reactores

Geometría

DBO final (mg/

L)

DBO inicial (mg/L) η %

Cubos 2,243 18,15087,6

%

Cilindros10,09

2 18,15044,4

%

Como se observar al comparar la tabla 3 correspondiente a la de la reglamentación y la tabla 4, correspondiente a la eficiencia real en cada reactor. Se puede evidenciar que el reactor con empaques cúbicos es el único que cumple con el parámetro de diseño referente a la eficiencia, dado que es mayor a 85%. Sin embargo, esto no ocurre con el reactor de empaques cilindros que presenta una eficiencia mucho menor que la exigida. Por lo tanto, este tipo de reactor no puede ser usado como método de pretratamiento con lodos activados.

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ANÁLISIS DE RESULTADOSLa experimentación se divide en tres partes, inicialmente se realizó el montaje del reactor MBBR, luego se procedió a cambiar el agua cada tres a cuatro días la muestra de agua residual que se trató, con el fin de realizar el proceso de inoculación para añadir microrganismos patógenos o antígenos que estimulaban la producción de los catalizadores. Posteriormente, se realizó el análisis del DBO para medir la eficiencia del pretratamiento de aguas por lodos activados. Con base a los resultados obtenidos, Para el reactor con empaques de geometría cilíndrica se verifica que su eficiencia no fue óptima debido a errores en el montaje debido a que el material empleado para la parte externa, fue una malla de alambre, que al cortarlo y formar los empaques se enredaban entre sí por las terminaciones en punta. Adicionalmente, debido a su densidad se sedimentaron, pese a la aireación que se tenía en el reactor, dado que en este tipo de reactores la aireación, no solo se usa para permitir el movimiento constante de los lodos. Sin embargo, esto no impidió la creación de biopelícula alrededor del empaque, evidenciando la formación de un conglomerado. Además, el agua presento una tonalidad mucho más clara, lo que da evidencia del proceso de floculación que se originó al unir la materia orgánica natural presente en el cuerpo de agua residual.Por otra parte, debido a la estequiometría de la ecuación que se está teniendo en cuenta para la degradación del carbono, se sabe que es necesaria un mol de oxígeno para el consumo de un mol de carbono, por lo tanto, al calcular el cambio de la demanda biológica de oxígeno (DBO) se logrará ver cómo cambió la cantidad de materia orgánica degradable dentro de la muestra de agua residual, la cual representará el flujo total de carbono debido a la biopelícula, pues éste, al ser metabolizado por los microorganismos incrustados en los empaques no se podría consumir después de ser retirado del reactor de tratamiento. Posterior a esto, puede determinarse cuál sería el consumo individual de carbono debido a un empaque determinado para así hallar la eficiencia de cada geometría.De acuerdo a los resultados obtenidos y presentados, es evidenciable que, sin lugar a dudas, la geometría que presenta una mayor eficiencia al momento de generar un flujo de carbono es la de cubos. Debida la reducción de la DBO, se puede concluir una menor cantidad de material orgánico contaminante y nocivo dentro de las muestras que se equiparon con los empaques porosos de forma cúbica. Esta

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geometría entonces, genera un consumo mayor de NOM durante el tiempo que es expuesto a la aireación de la muestra de agua residual. Sería interesante analizar la capacidad total de captura de microorganismos en la biopelícula, pues este proceso podría ser optimizando teniendo la cantidad justa de empaques para poder aprovechar al máximo la presencia de los microorganismos dl agua desechada sin generar un gasto extra. Todo esto podría ser calculado con base a la DBO inicial que tenga dicha agua y sería útil para incrementar la eficiencia industrial que podría llegar a tener este mecanismo de desinfección.Por último, cabe resaltar los errores experimentales debidos a la aireación a la que se sometieron los reactores, esto, dado que el fin de la aireación es concentrar el oxígeno disuelto (OD) para permitir la respiración de los microorganismos, lo que implica que se debe utilizar el mecanismo que menos evaporación de agua pueda causar. En el caso de lodos activados, el mejor mecanismo a utilizar es la aireación de superficie, la cual se basa únicamente en el arrastre de oxígeno del aire atmosférico, por lo tanto, no existe flujo de aire en el sistema [14]. Sin embargo, en el laboratorio se utilizó el flujo de aire proveniente de la cabina de extracción, lo que pudo incidir en que el proceso de trasferencia no ocurriera de forma eficiente y correcta.

CONCLUSIONES Se logró llevar a cabo la remoción de materia orgánica biológica

del agua residual seleccionada mediante el diseño y uso de un reactor MBBR (Moving Bed Biofilm Reactor) en pequeña escala. Asimismo, gracias a la versatilidad, economía y facilidad parar adaptar el reactor a condiciones de operación, se puede implementar este reactor en procesos a gran escala para tratamiento de aguas residuales domésticas.

El reactor con empaques cúbicos tuvo una mejor eficiencia (87,6%) para la limpieza del agua residual, con respecto al reactor con empaques cilíndricos (44,4%). Pues bien, la DBO del primero fue mayor indicando que la geometría de dicho empaque favoreció la adhesión de microorganismos purificadores a la biopelícula que se formó alrededor de los mismos.

El reactor con empaques cúbicos cumplió de manera satisfactoria con los niveles permitidos para DBO según la normatividad. Por ende, el agua luego de ser tratada, puede clasificarse como fuente aceptable, de tal forma que se cumplió

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con la remoción de bacterias. Este hecho, permitió su clasificación dentro del rango estipulado por la Dirección General de Agua Potable y Saneamiento Básico (Ministerio de desarrollo económico).

Para lograr una mayor eficiencia en la remoción de patógenos por el método de lodos activados se deben utilizar preferiblemente bacterias filamentosas y protozoos como microorganismos purificadores. Además, como mecanismo de aireación el óptimo a utilizar es la aireación superficial, dado que permite la oxigenación uniforme requerida.

Los errores humanos durante la realización del montaje fueron determinantes en los resultados obtenidos debido a que este se tuvo que realizar dos veces en distintos días. Por lo tanto, el proceso de limpieza que se había logrado se vio interrumpido. Asimismo, dado que se utilizó como fuente de aireación un flujo de aire, la concentración de oxígeno no se dio de forma correcta, generando posibles errores debidos a la evaporación de aire en grandes cantidades.

Un error determinante para los empaques cilíndricos, fue el material empleado para la parte exterior. Al ser una malla de alambra, cuando se formaron los cilindros las puntas de los extremos se enredaban una vez depositados en el reactor. Pues al haber aireación, se facilitó que dos o más empaques se juntaran por dicha razón.

La materia orgánica está compuesta por bacterias anaerobias y aerobias. Al medir únicamente la DBO mediante el método de Winkler, solo se tomaron en cuenta las bacterias aerobias. Este hecho, pudo afectar los resultados obtenidos en ambos reactores, ya que cierto porcentaje de ineficiencia no es debido al proceso implementado o a la geometría del empaque, sino que se debe a la omisión de la otra composición del agua residual (bacterias anaerobias), dando lugar a un error más grande.

Para trabajos futuros se podría escoger otro método para determinar la eficiencia del proceso-rector considerando la composición total de la materia orgánica (bacterias anaeróbicas y aeróbicas). Asimismo, cambiar el material de los empaques

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cilíndricos y su tamaño con respecto al reactor ya que fue uno de los problemas iniciales en la experimentación.

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ANEXOS

ANEXO A: PROCEDIMIENTO DETERMIANCIÓN DE LA DBO

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Figura 8. Preparación de tiosulfato de sodio.

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Figura 9. Reactivos necesarios para medición de DBO método Winkler.

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Figura 10. Muestra obtenida antes de la titulación. Suspensión de sólidos.

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Figura 11. Proceso de titulación, determinación DBO método Winkler.

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Figura 12. Resultado final para cada una de las muestras según la geometría y material del empaque.

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