UNIVERSIDAD DE CARABOBO ESCUELA DE INGENIERÍA...
Transcript of UNIVERSIDAD DE CARABOBO ESCUELA DE INGENIERÍA...
UNIVERSIDAD DE CARABOBO
FACULTAD DE INGENIERÍA
ESCUELA DE INGENIERÍA QUÍMICA
ESTUDIO DE UN BARRELODO HIDRÁULICO, EN UN MODELO A ESCALA PILOTO,
PARA UN REACTOR ANAERÓBICO DE LA PLANTA DE TRATAMIENTO DE
AGUAS RESIDUALES DE LA EMPRESA HIDROCENTRO,
LOS GUAYOS. ESTADO CARABOBO
Presentado a: Autores:
Tutor académico: Prof. María Cristina Colmenares GUARIGUATA, Luis
Tutor industrial: Ing. Diosa Rivero GUZMÁN, Modesto
Valencia, Noviembre 2008
UNIVERSIDAD DE CARABOBO
FACULTAD DE INGENIERÍA
ESCUELA DE INGENIERÍA QUÍMICA
ESTUDIO DE UN BARRELODO HIDRÁULICO, EN UN MODELO A ESCALA PILOTO,
PARA UN REACTOR ANAERÓBICO DE LA PLANTA DE TRATAMIENTO DE
AGUAS RESIDUALES DE LA EMPRESA HIDROCENTRO,
LOS GUAYOS. ESTADO CARABOBO
AUTORES
Luis Alberto Guariguata Villegas
Modesto Antonio Guzmán Morales
Trabajo especial de grado presentado a la Universidad de Carabobo como
requisito para optar al título de ingeniero químico
Valencia, Noviembre 2008
UNIVERSIDAD DE CARABOBO FACULTAD DE INGENIERÍA
ESCUELA DE INGENIERÍA QUÍMICA
CONSTANCIA DE APROBACIÓN
Los abajo firmantes, miembros del Jurado designado para estudiar el Trabajo Especial
de Grado titulado: “ESTUDIO DE UN BARRELODO HIDRÁULICO, EN UN MODELO A
ESCALA PILOTO, PARA UN REACTOR ANAERÓBICO DE LA PLANTA DE
TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES DE LA EMPRESA HIDROCENTRO, LOS
GUAYOS. ESTADO CARABOBO”, realizado por los bachilleres: Guariguata V. Luis A.,
C.I. 16.051.883 y Guzmán M., Modesto A., C.I. 15.533.780, hacemos constar que
hemos revisado y aprobado dicho trabajo, y que no nos hacemos responsables de su
contenido, pero lo encontramos correcto en su forma y presentación.
Prof. María Cristina Colmenares.
Presidente
Prof. Olga Martínez Prof. Tony Espinosa
Jurado Jurado
Valencia, Noviembre de 2008
UNIVERSIDAD DE CARABOBO
AGRADECIMIENTO
A Dios, sobre todas las cosas.
A la Universidad de Carabobo, por el excelente nivel académico que existe, lo cual
hace que los egresados de esta casa de estudios, sean prósperos en la vida.
A la profesora María Cristina Colmenares, nuestra tutora académica, quien nos ha
dado siempre su apoyo incondicional y nos ayudo a darle forma a nuestro trabajo de
grado.
A nuestra tutora industrial, Diosa Rivero, quien estuvo pendiente de la consecución de
este trabajo de grado.
A todo el personal que labora en la Facultad de Ingeniería, especialmente a Mary, por
su colaboración con nosotros y con los demás estudiantes de la Escuela de Ingeniería
Química, Te queremos mary.
A nuestra directora Olga Martínez, por su gran desempeño y colaboración para con la
escuela de Ingeniería Química.
Al profesor Tony Espinoza, por apoyarnos y estar de nuestro lado en el momento que
lo necesitamos.
A todas aquellas personas que contribuyeron o aportaron un granito de arena, para que
el sueño de ser Ingenieros Químicos, se hiciera realidad.
Los autores
UNIVERSIDAD DE CARABOBO
DEDICATORIA
A Dios, ante todo, por haberme ayudado en los momentos más difíciles.
A mi madre, Zuleima Villegas, por saberme conducir a esta etapa de mi vida, y por
tanta paciencia, durante el lapso de mi carrera.
A mi abuela, Esperanza Domínguez, por ser otra madre y brindarme su apoyo y
compresión en todo momento.
A mi hermana, Andrea Guariguata, que siendo menor que yo me ha inspirado por su
constancia, voluntad y dedicación.
A mi tío, Rafael Villegas, por estar ahí cuando se necesito de un consejo ayudándome
siempre a ser una mejor persona y ser él uno de mis ejemplos a seguir en mi vida.
A mis primos y amigos, por compartir mis experiencias y estar conmigo de forma
incondicional.
Luis Alberto Guariguata Villegas
UNIVERSIDAD DE CARABOBO
DEDICATORIA
Primero que todo quiero agradecer a Dios por haberme ayudado a cumplir esta meta.
A mi madre Dalia Morales y a mi abuela Teresa Romero, a quienes les debo
absolutamente todo lo que hoy soy y sin las cuales este esfuerzo no hubiese llegado a
su término. A quienes me vieron luchar a lo largo de la carrera y en esos momentos de
debilidad me brindaron una luz en el camino con su apoyo, comprensión y cariño,
gracias a las dos por estar siempre allí.
A mi novia Arnely Morales, quien me acompaño y me comprendió durante el desarrollo
de toda mi carrera como estudiante, mi cielo gracias por estar a mi lado.
A todos los miembros de mi familia, por ayudarme y prestarme su apoyo durante el
desarrollo de toda mi carrera, sin su apoyo no hubiese podido lograr esta meta tan
anhelada para mí.
A mis compañeros de estudio, profesores y amigos de la Universidad de Carabobo por
compartir conmigo esos momentos sin los cuales el estudiar Ingeniería Química no
hubiese sido la maravillosa experiencia que fue para mí.
Modesto Antonio Guzmán Morales
UNIVERSIDAD DE CARABOBO
RESUMEN
Debido a la acumulación de lodo en uno de los reactores de la planta de tratamiento de
aguas residuales de HIDROCENTRO C.A., ubicada en Los Guayos, fue necesario
realizar labores de reingeniería basadas en la instalación de un barrelodo hidráulico,
como consecuencia de esta instalación se produjo un desconocimiento del proceso
fisicoquímico que se llevará a cabo en el reactor debido a esta modificación, es por ello
que se plantea un estudio del comportamiento del sistema barrelodo-reactor a escala
piloto con la finalidad de proporcionar a la empresa una alternativa que genere los
mayores porcentaje en remoción de la materia orgánica.
El estudio reviste interés dada la importancia de la solución operacional de un equipo
del cual se tiene muy poca información y que puede fungir como piedra angular para la
implementación de nuevas tecnologías en el tratamiento de aguas residuales.
A fin de lograr establecer bajo qué condiciones se obtienen los mayores porcentajes de
remoción en materia orgánica; se estudia el comportamiento del sistema en tres fases
diferentes correspondientes a distintos tiempos de retención hidráulicos, para lo cual se
alimentó el reactor con agua residual proveniente del Colector marginal izquierdo Río
Valle ubicado en la urbanización “La Asunción” en la ciudad de Caracas.
De los resultados obtenidos, puede decirse como conclusión más relevante que el
sistema barrelodo-reactor genera mayores porcentajes de remoción en materia
orgánica a medida que la carga hidráulica aumenta.
Entre las recomendaciones más importantes de la investigación, se tiene que cuando la
actividad metanogénica presentada por el lodo permanezca baja y se incremente el
contenido de materia orgánica biodegradable se interrumpa la alimentación para evitar
el “estrés” de la biomasa presente en el sistema.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO ÍNDICE GENERAL
ÍNDICE GENERAL
Página
INTRODUCCIÓN 1
CAPÍTULO I. PLANTEAMIENTO DEL PROBLEMA
1.1 Descripción general del problema 3
1.2 Formulación del problema 7
1.2.1 Situación actual 8
1.2.2 Situación deseada 8
1.2.3 Alcance 9
1.3 Objetivos 10
1.4 Justificación 11
1.5 Limitaciones 11
CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO.
2.1 Antecedentes 12
2.2 Conceptos básicos 17
2.2.1 Reactor biológico anaeróbico (RBA) 17
2.2.2 Materia orgánica 18
2.2.2.1 Biomasa 18
2.2.3 Digestión anaeróbica 18
2.2.4 Microbiología de la digestión anaeróbica 20
UNIVERSIDAD DE CARABOBO ÍNDICE GENERAL
2.2.5 Tratamiento anaerobio de alta carga 21
2.2.6 Criterios para la utilización de reactores RBA 22
2.2.7 Arranque del sistema 24
2.2.8 Contenido de sólidos totales 27
2.2.9 Parámetros característicos del agua 27
2.2.10 Similitud geométrica 29
2.2.11 Sedimentación 30
2.2.12 Tiempo de retención hidráulica 38
2.2.13 Matrices de evaluación y selección 38
CAPITULO III: MARCO METODOLÓGICO
3.1. Procedimiento de la investigación 41
3.1.1 Caracterizar el reactor a escala piloto, con el propósito de definir las
dimensiones del sistema barrelodo-reactor a ser instalado. 41
3.1.2 Determinar las características físico-químicas del afluente a tratar en el
sistema, con la finalidad de conocer la carga orgánica del mismo. 44
3.1.3 Caracterizar el lodo a inocular en el sistema a escala piloto, con el propósito
de establecer su comportamiento hasta alcanzar condiciones anaeróbicas 47
3.1.4 Operación del sistema con distintas características, a fin de describir el
comportamiento de los parámetros físico-químicos analizados en cada una de las
fases desarrolladas
49
3.1.5 Evaluar el comportamiento de cada una de las fases, con el fin de proponer la
alternativa que permitan obtener los mayores porcentajes de remoción en materia
orgánica. 52
UNIVERSIDAD DE CARABOBO ÍNDICE GENERAL
CAPÍTULO IV. ANÁLISIS Y DISCUSIÓN DE RESULTADOS
4.1 Caracterización del reactor a escala piloto, con el propósito de definir las
dimensiones del sistema barrelodo-reactor a ser instalado. 56
4.2 Determinación de las características físico-químicas, del afluente al reactor
anaeróbico. 58
4.3 Caracterización del lodo a inocular en el sistema a escala piloto, con el propósito
de establecer su comportamiento hasta alcanzar condiciones anaeróbicas. 60
4.4 Operación el sistema con distintas características de operación a fin de describir
la tendencia de los parámetros fisicoquímicos analizados en cada una de las fases
desarrolladas.
68
4.5 Evaluar el comportamiento de cada una de las fases, con el fin de proponer las
alternativas que permiten obtener los mayores porcentajes de remoción en materia
orgánica
109
CONCLUSIONES 115
RECOMENDACIONES 117
REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS 118
APÉNDICE A 121
APÉNDICE B 125
UNIVERSIDAD DE CARABOBO ÍNDICE DE FIGURAS
ÍNDICE DE FIGURAS
Página(s).
Figura N° 1.1: Vista diagonal del barre-lodo hidráulico 4
Figura N° 1.2: Diagrama de flujo del agua residual a través del barre-lodo
hidráulico en el reactor anaeróbico de la planta de tratamiento de aguas
residuales de Los Guayos.
5
Figura N° 1.3: Diagrama de flujo del lodo a través reactor anaeróbico de la planta
de tratamiento de aguas residuales de Los Guayos. 6
Figura N° 1.4: Perfil del agua a lo largo de una tubería que conforma al barre-lodo
hidráulico. 6
Figura N° 1.5: Remoción de lodo sedimentado en el fondo del reactor anaeróbico. 7
Figura Nº 2.1: Índices para determinar el tamaño del flóculo 32
Figura Nº 2.2: Corrientes térmicas 34
Figura Nº 2.3: Corrientes de densidad 34
Figura Nº 2.4: Corrientes cinéticas 36
Figura Nº 2.5: Efecto de la zona de salida en las líneas de flujo. 37
Figura Nº 2.6: Influencia del viento en la eficiencia de los equipos 38
Figura Nº 4.1: Vista longitudinal de la disposición del barrelodo en el reactor
anaeróbico ubicado en la planta de tratamiento de aguas de Los Guayos. 57
Figura Nº 4.2: Variación de pH del lodo a inocular en el período de evaluación
antes de inocular 62
Figura Nº 4.3: Variación de la alcalinidad presentada por el lodo en el tiempo de
evaluación antes de inocular. 63
Figura Nº 4.4: Ácidos grasos volátiles del lodo a inocular durante el tiempo de
evaluación antes de inocular 64
Figura Nº 4.5: Sólidos totales(a), fijos (b) y volátiles (c) del lodo a inocular durante
el período de evaluación. 65
Figura Nº4.6: Variación de la concentración del DQO en el lodo durante la
evaluación del mismo antes de inocular 67
UNIVERSIDAD DE CARABOBO ÍNDICE DE FIGURAS
Figura Nº4.7: Carga orgánica aplicada al reactor anaeróbico durante la evaluación
de la Fase I (comprendida de los días 1 al 121) 70
Figura N° 4.8: Variación (a) y eficiencia (b) del DQO en el reactor durante la
evaluación de la fase I (comprendida de los días 1 al 121) 72
Figura N° 4.9: Variación (a) y eficiencia (b) del DBO en el reactor durante la
evaluación de la fase I (comprendida de los días 1 al 121) 73
Figura Nº 4.10: Alcalinidad (a) y variación del pH (b) en el reactor anaeróbico
durante la evaluación de la Fase I (comprendida de los días 1 al 121) 75
Figura Nº 4.11: Variación de los sólidos totales en el reactor anaeróbico durante la
evaluación de la Fase I (comprendida de los días 1 al 121) 76
Figura Nº 4.12: Variación de la concentración de sólidos del efluente en el reactor
anaeróbico durante la evaluación de la Fase I. 77
Figura Nº 4.13: Variación de la eficiencia de remoción de sólidos en el efluente
durante la evaluación de la Fase I. 78
Figura Nº4.14: Variación del pH (a), ácidos grasos volátiles (b) y alcalinidad (c) del
lodo durante la Fase I 80
Figura Nº 4.15: Variación en la concentración de sólidos (a) y DQO (b) en el lodo
durante la evaluación de la Fase I 82
Figura N° 4.16: Carga orgánica aplicada al reactor durante la evaluación de la
fase II 84
Figura Nº 4.17: Variación de la DQO (a) y eficiencia en DQO (b) obtenida en el
reactor durante la fase II 86
Figura Nº 4.18: Variación de la DBO (a) y eficiencia en DBO (b) obtenida en el
reactor durante la fase II 87
Figura Nº 4.19: Variación del pH obtenida en el reactor durante la evaluación de la
fase II 88
Figura Nº 4.20: Variación de la alcalinidad obtenida en el reactor durante la
evaluación de la fase II 89
Figura Nº 4.21: Variación del comportamiento de los sólidos totales obtenida en el
reactor durante la evaluación de la fase II 90
UNIVERSIDAD DE CARABOBO ÍNDICE DE FIGURAS
Figura Nº 4.22: Variación en la concentración (a) y eficiencia (b) de remoción de
sólidos en el reactor durante la evaluación de la fase II 91
Figura Nº 4.23: Variación del comportamiento del pH en el lodo durante la
evaluación de la fase II 92
Figura Nº 4.24: Variación en la concentración de la alcalinidad total en el lodo
durante la evaluación de la fase II 93
Figura Nº 4.25: Variación en la concentración de los ácidos grasos volátiles en el
lodo durante la evaluación de la fase II 94
Figura Nº 4.26: Variación en la concentración de DQO en el lodo durante la
evaluación de la fase II 94
Figura Nº 4.27: Variación en la concentración de la alcalinidad en el lodo durante
la evaluación de la fase II 95
Figura N° 4.28: Carga orgánica aplicada al reactor durante la evaluación de la
fase III 97
Figura Nº 4.29: Variación en la concentración de la DQO en el reactor durante la
evaluación de la fase III 98
Figura Nº 4.30: Variación en la eficiencia de remoción de DQO en el reactor obtenida durante la evaluación de la fase III 99
Figura Nº 4.31: Variación en la concentración de la DBO (a) y eficiencias (b)
obtenidas en el reactor durante la evaluación de la fase III 100
Figura Nº 4.32: Variación del comportamiento del pH en el reactor durante la
evaluación de la fase III 101
Figura Nº 4.33: Variación de la alcalinidad en el reactor durante la evaluación de la fase III 102
Figura Nº 4.34: Variación de la concentración de los sólidos totales en el reactor durante la evaluación de la fase III 103
Figura Nº 4.35: Variación en la concentración de los sólidos (a) y eficiencias en remoción de sólidos (b) obtenidas en el reactor durante la evaluación de la fase III 104
Figura N° 4.36: Variación de pH (a), alcalinidad (b) y ácidos grasos volátiles (c) en el lodo durante la evaluación de la fase III 106
UNIVERSIDAD DE CARABOBO ÍNDICE DE FIGURAS
Figura Nº 4.37: Variación de la concentración de DQO en el lodo durante la evaluación de la fase III 107
Figura Nº 4.38: Variación de la concentración de los sólidos en el lodo durante la evaluación de la fase III 108
UNIVERSIDAD DE CARABOBO ÍNDICE DE TABLAS
ÍNDICE DE TABLAS
Página(s)
Tabla N° 3.1: Metodología empleada para el análisis de los parámetros
fisicoquímicos analizados en el afluente 46
Tabla N° 3.2: Metodología empleada para el análisis de los parámetros
fisicoquímicos analizados en el lodo 48
Tabla N° 3.3: Condiciones de operación para cada una de las fases 50
Tabla N° 3.4: Parámetros fisicoquímicos analizados en cada una de las fases
durante la evaluación del reactor 51
Tabla N° 4.1: Resultados obtenidos del escalamiento. 57
Tabla Nº 4.2: Características del sistema barrelodo-reactor del modelo a escala
piloto. 58
Tabla Nº 4.3: Características Físico-químicas del afluente, durante el periodo de
evaluación del reactor a escala piloto 60
Tabla Nº 4.4: Resumen del comportamiento de los parámetros analizados en el
lodo primario Municipal, durante dos meses de evaluación 61
Tabla N° 4.5 Condiciones del lodo inoculado al finalizar el proceso por carga. 69
Tabla Nº 4.6: Condiciones de operación del sistema barrelodo-reactor, en cada
fase de evaluación desarrollada. 110
Tabla Nº 4.7: Valores promedio de las concentraciones y eficiencias presentadas
por el efluente del sistema barrelodo-reactor en cada fase desarrollada. 112
Tabla Nº 4.8: Valores promedios de los parámetros físico – químicos evaluados en
el lodo en cada fase desarrollada. 113
Tabla Nº 4.9: Matriz de selección para identificar la alternativa que permita obtener
los mayores porcentajes de remoción en materia orgánica. 114
UNIVERSIDAD DE CARABOBO INTRODUCCIÓN
1
INTRODUCCIÓN
La compañía anónima HIDROLÓGICA DEL CENTRO, “HIDROCENTRO”, es una
institución cuya finalidad es operar los sistemas de abastecimiento de agua potable y
recolección de aguas servidas en las poblaciones de los estados Aragua, Carabobo y
Cojedes. Actualmente su estrategia está orientada a reducir el agua contaminada y a la
rehabilitación de todas sus instalaciones, la descentralización, regionalización,
autonomía y autofinanciamiento.
Dicha empresa tiene por objeto la administración, operación, mantenimiento, ampliación
y reconstrucción de los sistemas de distribución de agua potable y de los sistemas de
recolección, tratamiento y disposición de aguas residuales en Aragua, Carabobo y
Cojedes; sistemas que son prestados como servicios por parte de la empresa a toda la
comunidad que integra dichos estados.
La planta de tratamiento de aguas residuales ubicada en Los Guayos perteneciente al
ente mencionado cuenta con un reactor anaeróbico. Esta planta actualmente se
encuentra fuera de servicio debido a un proceso activo de reingeniería, el cual se basa
en la instalación de un barrelodo hidráulico con el fin de evitar la acumulación y
sedimentación de lodo en el fondo del reactor. Este equipo se encarga de remover todo
el lodo que se deposite en el fondo del reactor así como también mantener en
suspensión a las bacterias anaeróbicas para que estas logren estar en contacto con la
materia orgánica con la que se dispone a lo largo del reactor, esto genera un aumento
de la superficie de contacto entre estas, esto se lleva a cabo bajo un proceso continuo
en el cual el lodo se deposita en las dos tolvas invertidas que se encuentran ubicadas al
final del reactor, este lodo se succiona con la ayuda de una bomba para trasladarlo
hasta un lecho de secado para luego ser comercializado como lodo digerido o abono
según sus diversos alcances comerciales.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO INTRODUCCIÓN
2
Como consecuencia de la instalación del barrelodo hidráulico, se produjo un
desconocimiento en el proceso físico-químico que ocurre dentro del reactor, impidiendo
a la empresa HIDROLÓGICA DEL CENTRO operar el mismo de forma efectiva.
En función de lo anterior expuesto, se planteó el trabajo de investigación que se
presenta y cuyo objetivo está orientado a desarrollar un estudio del comportamiento del
barrelodo hidráulico en un modelo escala piloto, para un reactor anaeróbico de la planta
de tratamiento de aguas residuales de HIDROCENTRO-Los Guayos con la finalidad de
proporcionar a la empresa hidrológica una alternativa para operar el sistema
adecuadamente.
El estudio se estructuró en cinco capítulos. En el primero se presenta el problema con
su descripción, formulación, objetivos, justificación y limitaciones. En el segundo
capítulo se presenta el marco teórico que alcanza los antecedentes y las bases
teóricas. El tercer capítulo comprende el marco metodológico y el capítulo cuatro, se
exponen los resultados y su discusión con el correspondiente cuerpo de conclusiones y
recomendaciones.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO I PLANTEAMIENTO DEL PROBLEMA
3
CAPÍTULO I
I. PLANTEAMIENTO DEL PROBLEMA
En esta sección se presenta una descripción de la problemática planteada en estudio,
para lo cual fue necesario establecer los parámetros del proyecto, así como también el
desarrollo del objetivo general y de los objetivos específicos, tomando en cuenta la
situación actual, la situación deseada, la justificación y las limitaciones que presenta el
proyecto.
1.1 DESCRIPCIÓN DEL PROBLEMA
La compañía anónima HIDROLÓGICA DEL CENTRO, “HIDROCENTRO”, es una
institución cuya finalidad es operar los sistemas de abastecimiento de agua potable y
recolección de aguas servidas en las poblaciones de los estados Aragua, Carabobo y
Cojedes. Actualmente su estrategia está orientada a reducir el agua contaminada y a la
rehabilitación de todas sus instalaciones, la descentralización, regionalización,
autonomía y autofinanciamiento.
Dicha empresa tiene por objeto la administración, operación, mantenimiento, ampliación
y reconstrucción de los sistemas de distribución de agua potable y de los sistemas de
recolección, tratamiento y disposición de aguas residuales en Aragua, Carabobo y
Cojedes; sistemas que son prestados como servicios por parte de la empresa a toda la
comunidad que integra dichos estados.
La planta de tratamiento de aguas residuales ubicada en Los Guayos perteneciente al
ente mencionado cuenta con un reactor anaeróbico. Esta planta actualmente se
encuentra fuera de servicio debido a un proceso activo de reingeniería, el cual se basa
en la instalación de un barrelodo hidráulico con el fin de evitar la acumulación y
sedimentación de lodo en el fondo del reactor. Este equipo se encarga de remover todo
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO I PLANTEAMIENTO DEL PROBLEMA
4
el lodo que se deposite en el fondo del reactor así como también mantener en
suspensión a las bacterias anaeróbicas para que estas logren estar en contacto con la
materia orgánica con la que se dispone a lo largo del reactor, esto genera un aumento
de la superficie de contacto entre estas, esto se lleva a cabo bajo un proceso continuo
en el cual el lodo se deposita en las dos tolvas invertidas que se encuentran ubicadas al
final del reactor, este lodo se succiona con la ayuda de una bomba para trasladarlo
hasta un lecho de secado para luego ser comercializado como lodo digerido o abono
según sus diversos alcances comerciales. Es importante señalar que esta bomba se
utiliza tanto para la succión del lodo como también para la recirculación de agua a lo
largo del reactor es por ello que estaremos hablando a lo largo del trabajo de la posición
1 (recirculación) y posición 2 (succión).
El barrelodo hidráulico se dispone de forma transversal en todo el reactor con un
sistema en paralelo de tuberías, las cuales poseen orificios a lo largo de las mismas,
estas son las encargadas de poner en suspensión al lodo, todas conectadas a una
bomba centrifuga la cual genera la presión necesaria para que el barrido se realice.
En la figura N° 1.1 se muestra la disposición de las tuberías a lo largo del reactor
anaeróbico.
Figura N° 1.1: Vista diagonal del barre-lodo hidráulico
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO I PLANTEAMIENTO DEL PROBLEMA
5
En la figura N° 1.2 se presenta una vista de planta del reactor anaeróbico con el
diagrama de flujo que sigue el agua residual en el barrelodo, en la posición 1 desde el
fin del reactor hasta hacer un recorrido a lo largo del mismo.
Figura N° 1.2: Diagrama de flujo del agua residual a través del barre-lodo
hidráulico en el reactor anaeróbico de la planta de tratamiento de aguas
residuales de Los Guayos.
En la figura N° 1.3 se presenta una vista de planta del reactor anaeróbico con el
diagrama de flujo que sigue el lodo en la posición 2 que entra al reactor hasta que se
almacena.
Tolvas invertidas
Agua de recirculación
Tuberías del barre lodo
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO I PLANTEAMIENTO DEL PROBLEMA
6
Figura N° 1.3: Diagrama de flujo del lodo a través reactor anaeróbico de la planta
de tratamiento de aguas residuales de Los Guayos.
Los orificios dispuestos a lo largo del arreglo de tuberías del equipo poseen el mismo
diámetro, Tanto la dirección como el flujo de agua para la acción de barrido son
conocidos; como se puede observar en la figura Nº 1.4 el líquido sale a la derecha e
izquierda a lo largo de la tubería, garantizando de esta manera que los sólidos no se
acumulen en el fondo del reactor.
En la figura N° 1.4 se observa el perfil que describe el agua de recirculación a lo largo
de las tuberías cuando sale por los orificios.
Figura N° 1.4: Perfil del agua a lo largo de una tubería que conforma al barrelodo
hidráulico.
DESARENADOR
Flujo de lodo
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO I PLANTEAMIENTO DEL PROBLEMA
7
En la actualidad la información necesaria para la operación efectiva del barrelodo
hidráulico no se encuentra disponible para los operarios, esto debido a que se conoce
su eficiencia en la remoción del lodo depuesto a lo largo del reactor, pero no existe
información acerca de su efecto en el tratamiento físico-químico que se da en el reactor
al operarlo. Teniendo en cuenta el desconocimiento antes mencionado por el barrelodo
y en la búsqueda de ofrecer a la empresa los mejores parámetros de operación del
reactor, que garantice una mayor remoción de materia orgánica. Se plantea como
estrategia la utilización de un modelo a escala piloto que permita caracterizar el proceso
físico-químico que ocurre en el sistema barrelodo-reactor y establecer sus condiciones
de operación.
1.2 FORMULACIÓN DEL PROBLEMA
Como se puede observar en la figura Nº 1.5 el lodo acumulado en el fondo del reactor
se encuentra a nivel de la alimentación de agua del mismo, debido a esta situación se
implementa un barrelodo hidráulico en el reactor anaeróbico de la planta de tratamiento
de aguas residuales ubicada en Los Guayos, a fin de disminuir la cantidad de lodo
sedimentado.
Figura N° 1.5: Remoción de lodo sedimentado en el fondo del reactor anaeróbico
Alimentación
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO I PLANTEAMIENTO DEL PROBLEMA
8
Como consecuencia de la instalación del barrelodo hidráulico, se produjo un
desconocimiento de los efectos en el proceso físico-químico que ocurre dentro del
reactor, impidiendo a la empresa HIDROLÓGICA DEL CENTRO operar el mismo hasta
no conocer dichos efectos.
La interrogante surge de estudiar el comportamiento físico-químico en el reactor
anaeróbico que se genera por la acción del barrelodo, y proponer alternativas que
logren mayores porcentajes de remoción en materia orgánica para establecer las
condiciones de operación del sistema.
1.2.1 SITUACIÓN ACTUAL
El Ministerio del Ambiente se encuentra realizando labores de reingeniería en la planta
de tratamiento de aguas residuales ubicada en Los Guayos de la compañía anónima
HIDROLÓGICA DEL CENTRO, en dichas labores se implemento un sistema de
barrelodo-reactor , con el objetivo de evitar la acumulación de lodo sedimentado en el
fondo del reactor, debido a esta modificación HIDROCENTRO desconoce el
comportamiento del proceso físico-químico que se llevará a cabo en el reactor
anaeróbico de la planta de tratamiento en referencia.
1.2.2 SITUACIÓN DESEADA
Hidrológica del Centro C.A., requiere disponer de un estudio que determine los efectos
físico-químicos causados por la implementación del barrelodo hidráulico en el reactor
anaeróbico de la planta de tratamiento de aguas residuales, ubicada en Los Guayos
estado Carabobo.
Con esto se desea conocer el comportamiento del proceso físico-químico en el reactor,
y lograr establecer bajo qué condiciones se obtienen los mayores porcentajes de
remoción en materia orgánica, que a la vez permitan cumplir con la normativa de
descarga existente en el país.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO I PLANTEAMIENTO DEL PROBLEMA
9
1.2.3 ALCANCE
En cuanto al alcance, se determinará el comportamiento físico-químico dentro del
sistema a escala piloto, con el fin de proponer alternativas que logren mayores
porcentajes en remoción de materia orgánica y establecer las condiciones de
operación que ofrezcan el mayor rendimiento en base a los requerimientos de la
empresa.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO I PLANTEAMIENTO DEL PROBLEMA
10
1.3 OBJETIVOS
1.3.1 OBJETIVO GENERAL
Estudiar el comportamiento del barrelodo hidráulico en un modelo escala piloto, para un
reactor anaeróbico de la planta de tratamiento de aguas residuales de HIDROCENTRO-
Los Guayos.
1.3.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS
1. Caracterizar el reactor a escala piloto, con el propósito de definir las dimensiones
del sistema barrelodo-reactor a ser instalado.
2. Determinar las características físico-químicas del afluente a tratar en el sistema,
con la finalidad de conocer la carga orgánica del mismo.
3. Caracterizar el lodo a inocular en el sistema a escala piloto, con el propósito de
establecer su comportamiento hasta alcanzar condiciones anaeróbicas.
4. Operar el sistema con distintas características de operación, a fin de describir la
tendencia de los parámetros físico-químicos analizados en cada una de las fases
desarrolladas.
5. Evaluar el comportamiento de cada una de las fases, con el fin de proponer las
alternativas que permiten obtener los mayores porcentajes de remoción en
materia orgánica.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO I PLANTEAMIENTO DEL PROBLEMA
11
1.4 JUSTIFICACIÓN
El desarrollo de esta investigación permitirá evaluar el comportamiento de los
parámetros físico-químicos de un sistema a escala piloto compuesto por un reactor
anaeróbico y un barrelodo hidráulico, conociendo con ello las condiciones de operación
que logran un mayor rendimiento en la remoción de la materia orgánica. Es importante
recalcar que durante la elaboración del presente trabajo de investigación se llevarán a
cabo prácticas que permitirán reforzar conocimientos y habilidades adquiridas, a lo largo
de la carrera universitaria, específicamente en las áreas de fenómenos de transporte,
diseño de procesos, operaciones unitarias y operaciones avanzadas de ingeniería
química, además de ofrecer experiencia en el ámbito laboral e industrial.
Entre las implicaciones prácticas se encuentra la solución operacional de un equipo del
cual se tiene muy poca información y que puede fungir como piedra angular para la
implementación de nuevas tecnologías en el tratamiento de aguas.
El aporte metodológico que presenta este proyecto es significativo, ya que se
establecerá una estrategia para lograr caracterizar un dispositivo único y novedoso,
ofreciendo una herramienta de ayuda para futuras investigaciones en donde se busque
el desarrollo, caracterización, estudio o conocimiento de este tipo de equipos.
1.5 LIMITACIONES
La información con respecto a este tipo de equipo es muy escasa, por tanto es
necesario valerse de un desarrollo empírico para lograr los objetivos planteados;
basando la recolección de datos principalmente en estudios de campo. Aunado a ello
el factor tiempo definirá el desarrollo del proyecto.
El cierre de la planta de tratamiento de aguas residuales de Los Guayos impide la
experimentación directa en el equipo, así como también se ve seriamente obstaculizada
la recolección de muestras del fluido de trabajo para su caracterización.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
12
CAPÍTULO II
MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
Este capítulo presenta de manera especificada algunos proyectos anteriores
presentados que guardan relación con esta investigación, toda la información
bibliográfica necesaria el desarrollo de este trabajo.
2.1 ANTECEDENTES
Zenia Gutiérrez T. y Gabriela Moeller (2006). Degradabilidad de lodos residuales de
diferentes procedencias por medio de bioensayos anaerobios. Instituto Mexicano
de Tecnología del Agua. México.
En este trabajo se realizaron pruebas de biodegradación anaeróbica para asegurar que
los diferentes tipos de lodos (municipales, industriales y parcialmente digeridos) eran
susceptibles de ser tratados por el proceso de digestión anaeróbica.
Se utilizó como inóculo lodo primario digerido de la Planta de Chapultepec, usado en
proyectos anteriores y adaptados en un reactor anaerobio de 15 litros. Se esperaba que
hubiera diferentes comportamientos del proceso ya que los lodos usados como fuente
de alimento varían desde la categoría de municipales (Planta de Tratamiento de Aguas
Residuales de Chapultepec), mixto con la mayor proporción de lodos industriales
(Empresa para el Control de la Contaminación del Agua del Corredor Industrial Valle
Amecameca-Cuernavaca, ECCACIV) y parcialmente digeridos (Fosa séptica del
Instituto Mexicano de Tecnología del Agua, IMTA). El experimento se realizó con
diferentes tiempos de retención. Basados en estudios anteriores, se identificaron
algunos tiempos de retención críticos que están entre el quinto y décimo día, para este
intervalo se realizaron los bioensayos por duplicado (reactores batch de 250 mL). Para
el resto de los bioensayos se trabajó con muestras simples en un intervalo entre 1 y 30
días de tiempo de retención. Al término del trabajo de investigación, se obtuvieron los
siguientes resultados en relación con la demanda química de oxígeno: 35% de
eficiencia de remoción para el lodo de Chapultepec; 38% de eficiencia de remoción
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
13
para el lodo de ECCACIV y un 72% de eficiencia de remoción para la fosa séptica del
IMTA.
Este antecedente presenta similitud con la investigación que se llevará a cabo ya que
en este se caracteriza el lodo realizando diferentes pruebas físico-químicas para ello.
Además se estudía en este la degradación de la materia orgánica, valiendo de guía los
resultados y diseño de experimentos ya obtenidos para el actual estudio ya que ambos
son a escala piloto. La diferencia de este antecedente con respecto al trabajo a
realizarse es que se estudía la degradación del lodo de acuerdo a diferentes tiempos
de retención, pero no el movimiento del lodo como influyente en la eficiencia de
remoción de la materia orgánica dentro de un reactor anaeróbico.
Elisabeth H. Behling (2005). Eficiencia de un reactor anaeróbico en el tratamiento
del efluente de una tenería. Universidad del Zulia. Venezuela-Edo Zulia.
En este trabajo se evaluó la eficiencia de un reactor anaeróbico de manto de lodo de
flujo ascendente (RBA) de 4,570 L, para el tratamiento del efluente de una tenería bajo
condiciones mesofílicas. Se evaluaron las cargas orgánicas (CO) de 1,0; 2,0; 2,5 y
3,0kg DQO/m3, manteniendo un tiempo de retención hidráulico (TRH) de 24 h. Se
analizaron los siguientes parámetros: demanda química de oxígeno (DQO), producción
de biogás, contenido de metano, pH, alcalinidad total, sólidos suspendidos totales
(SST), sólidos suspendidos volátiles (SSV), producción de ácidos grasos volátiles
(AGV) y temperatura. Se obtuvieron porcentajes promedio de remoción de DQO de
72% y 58% para las CO de 2,5 kg DQO/m3y 3,0 kg DQO/m3, respectivamente. El
sistema mantuvo el equilibrio, mostrando relaciones AGV/alcalinidad bicarbonática
menores de 0,30. Los valores promedio de porcentaje de metano fueron superiores al
89%. Los resultados muestran que el sistema estudíado arrojó una relativa alta
eficiencia y una alta actividad metanogénica, bajo las condiciones operacionales
aplicadas en este estudio. La mayor eficiencia de remoción de la DQO se alcanzó
cuando el sistema se sometió a la menor carga orgánica.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
14
Este antecedente presenta similitud con la investigación que se va a llevar a cabo, en la
metodología para la realización de los distintos análisis fisicoquímicos y el estudio de la
eficiencia del reactor en el cual nos servirán de datos muchos resultados obtenidos pero
principalmente su metodología de trabajo. Y su diferencia es que en este trabajo
estudían al reactor bajo condiciones mesofílicas sin tomar en cuenta la transferencia y
el movimiento de la materia orgánica debido a la implementación de un barrelodo
hidráulico dentro del reactor anaeróbico.
Carolina Pizarro Torres (2002). Evaluación de reactores anaeróbicos granulares en
la remoción conjunta de materia orgánica. Departamento de bioquímica de la
Universidad Católica de Valparaíso. Chile.
El objetivo de este trabajo es la evaluación del comportamiento de dos reactores
anaerobios granulares en la remoción conjunta de materia orgánica y sulfatos a
diferentes razones DQO/Sulfato, para lo cual se utilizó un reactor EGSB de 6,8 L de
volumen útil, y un reactor RBA de 1,7 L. En ambos sistemas la alimentación tenía una
concentración de 4500 mgDQO/L, a la que se le adicionó sulfato de sodio para alcanzar
distintas relaciones DQO/SO4 De manera general ambos sistemas presentaron una
buena respuesta frente al aumento de sulfato en la alimentación; dado por los valores
de remoción de materia orgánica siempre por sobre el 75%. La biomasa que se
encuentra en forma granular, presentaría una mayor resistencia al efecto tóxico del H2S.
Sin embargo sí se presentaron diferencias con respecto a la eficiencia de remoción de
sulfatos, siendo mayor en el reactor EGSB, concordando también con la mayor
concentración de sulfuro de hidrógeno en el gas comparada con la del RBA;
evidenciando que en el reactor EGSB se propicia el fenómeno de desorción de H2S en
mayor medida que en el RBA.
Este trabajo presenta similitud con la investigación que se llevara a cabo, debido a la
metodología planteada para la operabilidad del reactor RBA y el tratamiento de la
biomasa es por tanto que se utilizara como referencia con fines teóricos para obtener la
mayor eficiencia en la operación del reactor a escala piloto basándonos en la
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
15
capacidad de este en remover el material orgánico presente. La principal diferencia con
el trabajo a realizar es que en este se estudían la eficiencia de dos reactores diferentes
y no se estudía la relación que existe entre un barrelodo hidráulico y la eficiencia del
reactor anaeróbico.
Sergio Zamora Sauma (2001). Análisis de la utilización de un reactor anaeróbico en
las purgas de equipos de sedimentación utilizados en el tratamiento aguas
residuales avícolas. Universidad Central de Venezuela. Venezuela.
Para el estudio en esta investigación se utilizo un reactor anaerobio de flujo ascendente
de 100m3 de volumen y 61m3 de volumen efectivo para tratamiento del agua residual. El
reactor contiene lodo anaerobio granular generado in situ en las antiguas condiciones
de operación del reactor (velocidad ascensional de 6 m/h). El equipo de sedimentación
del que provienen las purgas es un flotodecantador, equipo que realiza tanto la flotación
como la separación de sólidos suspendidos por sedimentación. Además, se tiene un
tanque de 47m3 el cual se utiliza como acidificador o tanque de hidrólisis.
Adicionalmente, se utiliza un reactor a escala de laboratorio para observar el proceso
que pueda ocurrir en el reactor a gran escala. Una bomba de pulsos envía el agua
residual desde un balde hacia un reactor a escala laboratorio. Se agrega un flujo de
agua residual al reactor del laboratorio con una velocidad ascensional igual a la que
presenta el reactor a escala industrial.
Este antecedente presenta similitud con la investigación que se llevara a cabo ya que
en este se utiliza una metodología parecida a la propuesta para realizar el actual
estudio en cuanto a las normas de escalamiento de una estructura de escala industrial
a una escala piloto valiéndonos los resultados y modelos matemáticos de base para el
presente trabajo.
La diferencia de este antecedente con el trabajo en curso es que en él se estudía la
posibilidad de implementar un reactor anaeróbico en las purgas de sedimentación
utilizadas en la planta de tratamiento y su utilidad en ello pero no se involucra como tal
al barrelodo ni la eficiencia del reactor sino su funcionabilidad.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
16
Eduardo Ferreira (2001). Evaluación del desempeño de lagunas anaeróbicas en el
tratamiento de efluentes industriales. Universidad de los Andes. Venezuela.
El presente trabajo es el resultado de la evaluación del funcionamiento de una laguna
anaeróbica que procesa los efluentes generados en una industria de producción de
levaduras.
Se discute la pertinencia de la utilización de la eficiencia de remoción de DQO como
parámetro para la evaluación del desempeño de lagunas anaeróbicas con alimentación
variable. Se analiza el tipo de comportamiento hidráulico de la laguna y se plantea la
utilización del factor alfa, cociente entre alcalinidad de bicarbonato y concentración de
ácidos volátiles a la salida, como parámetro de evaluación alternativo.
La determinación de la concentración de ácidos volátiles y alcalinidad se realiza por
medio de una valoración con ácido que puede tener un pH dentro de un rango de 4,3 a
5,75; lo que constituye un procedimiento económico y sumamente sencillo de
implementar a nivel de la industria.
Se concluye que la utilización de la eficiencia de remoción de DQO como parámetro de
evaluación no refleja el desempeño de la laguna dando lugar a interpretaciones
erróneas. El factor alfa resultó ser un parámetro de evaluación de desempeño
adecuado ya que presentó sensibilidad y mostró una variación acorde a los cambios de
temperaturas registradas y carga orgánica aplicada.
Esta investigación sirve de antecedente para el actual trabajo ya que presentan una
similitud en los objetivos determinando en ambos, las mejores condiciones de operación
para un óptimo desempeño de un reactor anaeróbico sirviendo entonces los datos y
resultados de la investigación antes descrita. Su principal diferencia es que en este
trabajo los análisis del comportamiento del reactor anaeróbico son llevados a cabo
mediante el uso de ecuaciones y no de pruebas fisicoquímicas propiamente.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
17
2.2 CONCEPTOS BÁSICOS
2.2.1 REACTOR BIOLÓGICO ANAERÓBICO (RBA)
Dentro de las unidades que conforman el tratamiento biológico, el RBA es una de las
unidades más pequeñas, el mismo tiene por lo general una profundidad de 2 a 6 metros
y recibe cargas orgánicas mayores a 100 gDBO5/m3 por día, estos RBA se diseñan
principalmente para la remoción de materia orgánica suspendida y parte de la fracción
soluble de materia orgánica DBO5, además si el RBA está bien diseñado puede
alcanzar remociones de DBO5 alrededor del 60% a temperaturas de 20°C. Un tiempo
de retención hidráulico (TRH) de 1 día es suficiente para aguas residuales con una
DBO5 de hasta 300 mg/L y temperaturas superiores a 20°C. Los RBA se emplean como
tratamiento de aguas residuales con fuerte componente industrial o agrícola, en esos
casos, al recibir altas cargas de contaminación, se producen fuertes demandas de
oxígeno que imposibilitan la existencia de zonas anaeróbicas, por lo cual se produce
una digestión de la materia orgánica a cargo de las bacterias anaeróbicas. El proceso
de digestión anaeróbica es básicamente un proceso de dos etapas, la primera es la
putrefacción:
bacterias materia orgánica --------> nuevas células bacterianas + ácidos orgánicos
mezclados.
En la segunda etapa, las bacterias metanogénicas convierten los productos de la
primera etapa llamada putrefacción en metano y otros productos simples:
bacterias ácidos orgánicos -------> nuevas células bacterianas + CH4 + CO2 + H2O +
NH3 + otros.
La materia orgánica que ingresa al RBA se halla en estado de sólidos sedimentables y
sólidos en suspensión, éstos a su vez en estados coloidales y diluidos. Los sólidos
sedimentables y coloidales floculados, sedimentan en el fondo del RBA y
particularmente en la zona de ingreso. En cambio, el resto de la materia orgánica
permanece en la masa líquida. Los sólidos biodegradables depositados son
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
18
estabilizados por las bacterias formadoras de ácidos y de metano que en condiciones
anaeróbicas producen gases que escapan a la atmósfera, y compuestos solubles en la
masa líquida. Las bacterias, especialmente las facultativas, estabilizan la fracción no
sedimentable de la materia orgánica presente en el efluente y la solubilizada del lodo
sedimentado (Zambrano, 1997).
2.2.2 MATERIA ORGÁNICA
La materia orgánica es el producto de la descomposición de vegetales y animales
muertos, la misma se basa en carbono, hidrógeno y oxígeno. Puede almacenar gran
cantidad de agua y es muy rica en minerales (Hernández, 1996).
2.2.2.1 BIOMASA
Materia orgánica originada en un proceso biológico, espontáneo o provocado, utilizable
como fuente de energía (Hernández, 1996).
2.2.3 DIGESTIÓN ANAERÓBICA
La digestión anaeróbica consiste en una serie de procesos microbiológicos que
convierte la materia orgánica en metano en ausencia de oxígeno. Este proceso, al
contrario de la digestión aeróbica, es producido casi únicamente por bacterias. El
proceso se lleva a cabo en un RBA, que permite la realización de las reacciones
correspondientes y la decantación de los lodos digeridos en su parte final llamada tolva
invertida. En el proceso se produce un gas, denominado gas biológico (mezcla de
metano y CO2 principalmente) que se evacua del recinto. La digestión anaeróbica
puede hacerse en una o dos etapas. Generalmente, el hacerlo en dos etapas (reactores
primarios y secundarios) produce mejores resultados. En los primarios, el lodo se
mezcla constantemente con el propio gas producido para favorecer la digestión,
mientras que en el secundario simplemente se deja sedimentar el lodo antes de
extraerlo (Nemerow y Dasgupta, 1998).
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
19
De acuerdo a Nemerow, N., y Dasgupta, A., en 1998 las ventajas y desventajas de la
digestión anaeróbica con respecto a la digestión aeróbica son las siguientes:
Ventajas:
El aceptor final de electrones suele ser CO2, por lo que no hace falta la constante
adición de oxígeno, abaratando el proceso.
Produce menor cantidad final de lodos, pues el desarrollo de estas bacterias es
más lento y la mayor parte de la energía se deriva hacia la producción del
producto final, metano. Solo un 5% del carbono orgánico se convierte en
biomasa, en contraste con hasta el 50% de las condiciones aeróbicas.
El metano tiene un valor calorífico de aproximadamente 9000 kcal/m3 y se puede
utilizar para producir calor para la digestión o como fuente de energía eléctrica
mediante motores generadores.
La energía requerida para el tratamiento de las aguas residuales es muy baja.
Se puede adaptar a cualquier tipo de residuo industrial.
Se pueden cargar los reactores con grandes cantidades de materia.
Desventajas:
Es un proceso más lento que el aeróbico.
Es más sensible a tóxicos inhibidores.
La puesta a punto del sistema requiere también largos períodos.
En muchos casos, se requiere mayor cantidad de producto a degradar para el
buen funcionamiento.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
20
2.2.4 MICROBIOLOGÍA DE LA DIGESTIÓN ANAERÓBICA. (Mejía, 1996)
La degradación anaeróbica de la materia orgánica se resume en la siguiente ecuación:
Materia orgánica + nutrientes + microorganismos --> CH4 + CO2 + NH3 + H2S + materia
orgánica + nuevos microorganismos.
La mezcla de gases es aproximadamente 2/3 de CH4 y 1/3 de CO2 y se le denomina
biogás, el mismo puede ser utilizado como combustible semejante al gas natural.
Los procesos microbiológicos de degradación anaeróbica que ocurren en el RBA son los
siguientes:
Hidrólisis: la hidrólisis es el primer paso necesario para la degradación anaeróbica de
substratos orgánicos complejos, ya que no pueden ser utilizados directamente por los
microorganismos a menos que se hidrolicen en compuestos solubles, que puedan
atravesar la membrana celular. La hidrólisis de estas partículas orgánicas es llevada
a cabo por enzimas extracelulares excretadas por las bacterias fermentativas. En este
proceso predominan las bacterias gram+ incluidas en los géneros clostridium y
staphyloccocus, y bacterias gram-.
Acidogénesis: las moléculas orgánicas solubles son fermentadas por varios
organismos formando compuestos que pueden ser utilizados directamente por las
bacterias metanogénicas (ácido acético, ácido fórmico, H2). En esta etapa se presentan
las siguientes bacterias:
Fermentación: predominan bacterias gram+ del ácido láctico y relacionadas:
lactobacillus, streptoccocus, staphylococcus, micrococcus; gram-, escherichia,
salmonella, veillonela y reductoras de sulfato.
ß-oxidación: clostridium, syntrophomonas.
Acetogénesis: las moléculas orgánicas solubles son fermentadas por varios
organismos fermentativos formando compuestos orgánicos muy reducidos (láctico,
etanol, propiónico, butírico) que tienen que ser oxidados por bacterias acetogénicas a
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
21
substratos que puedan utilizar las bacterias metanogénicas. En este proceso están
presentes las sintrofobacterias tales como syntrophobacter.
Metanogénesis: las bacterias metanogénicas (las más importantes) son las
responsables de la formación del metano a partir de substratos
monocarbonados o con dos átomos de carbono unidos por un enlace covalente.
Las bacterias metanogénicas son quimioautótrofas, estrictamente anaeróbicas,
obtienen energía mediante una forma exclusiva de respiración anaeróbica, son capaces
de utilizar determinados sustratos y para crecer precisan de un medio con potencial de
oxido-reducción muy bajo (aproximadamente de 300 mV) y un rango ideal de pH entre
6,5 y 7,5.
Su desarrollo es lento aún en óptimas condiciones. Los microorganismos que
intervienen en este proceso son:
Hidrogenotrófica: methanobacterium, methanobrevibacter.
Hidrogenoclástica: methanosarcina y methanosaeta (antesmethanotrix).
2.2.5 TRATAMIENTO ANAEROBIO DE ALTA CARGA. (PAN, 1991)
Los reactores anaerobios de alta carga, definidos por la separación de los tiempos de
retención hidráulicos y celulares permiten a los microorganismos (que crecen
lentamente) permanecer en el reactor independientemente del caudal de agua residual
que circula por el mismo, lográndose con ello la aplicación de cargas hidráulicas y
velocidades mayores. En este sentido, el concepto de los reactores de alta carga se
basa en tres pilares fundamentales:
1. Acumulación de la biomasa dentro del reactor por medio de sedimentación,
adhesión a sólidos (fijos o móviles) o por recirculación. Esto permite la retención
de los microorganismos de crecimiento lento, asegurando que el tiempo de
retención medio de los sólidos sea superior al tiempo de retención hidráulico.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
22
2. Mayor contacto entre la biomasa y el agua residual, superando los problemas
de difusión de los sustratos y productos entre líquido y las biopelículas o
gránulos.
3. Mayor actividad de la biomasa, por adaptación al sustrato y por crecimiento.
2.2.6 CRITERIOS PARA LA UTILIZACIÓN DE REACTORES RBA. (Ragatz,1988)
De acuerdo a Ragatz, L., en 1988 es de gran relevancia el conocimiento de los criterios
bajos los cuales puede emplearse este tipo de equipo siendo algunos de ellos:
Compuestos tóxicos:
Uno de los factores que pueden hacer imposible el tratamiento en un reactor RBA, es la
presencia de compuestos potencialmente tóxicos para las bacterias (metales pesados,
sulfatos, sulfuros, cloroformo, cianuros, fenoles, cloruros, nitratos y oxígenos, entre
otros).
Cuando un desecho contiene compuestos tóxicos altamente inhibitorios pueden
utilizarse algunas técnicas para hacer posible el tratamiento anaerobio, como es la
dilución del desecho, recirculación del efluente en el digestor, mezcla con otros
desechos, preacidificación, por citar algunos ejemplos.
Temperatura:
La temperatura es un factor importante para la factibilidad económica del proceso, ya
que ella ejerce una fuerte influencia sobre la eficiencia del mismo, debido a que afecta
las constantes de equilibrio químico así como la actividad biológica y la predominancia
de especies en el reactor, determinando finalmente la cantidad de energía neta
producida o requerida por el sistema.
Aunque existe interés en el estudio de las operaciones en el rango de temperatura
psicrófila (5-20)ºC, particularmente en el tratamiento de aguas residuales urbanas, la
operación en el rango mesófilo (20ºC a 40ºC, con un óptimo de 37ºC) es sin duda el
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
23
más popular. El proceso ocurre a una tasa de aceptable entre 15ºC y 25ºC y a una tasa
relativamente alta entre 30ºC y 40ºC, siendo importante evitar variaciones bruscas de
temperatura.
En regiones de clima tropical, la temperatura ambiente es lo suficientemente alta para
mantener la temperatura requerida por la biomasa, condición térmica crítica, el metano
producido en el proceso puede ser usado como combustible para lograr el
calentamiento del sistema.
Cuando el agua residual es generada en el rango termófilo (entre 50ºC y 60ºC) el
tratamiento en este tipo de reactores es viable, lo que traerá consigo altas tasas de
reacción y grandes eficiencias cuando se compara con el rango mesófilo.
Carga orgánica y variaciones de flujo:
El reactor RBA también puede ser usado para el tratamiento de desechos que
presenten variaciones significativas en caudal o en concentración de material orgánico.
Entre las precauciones que se pueden tomar figuran:
o Uso inicial de tanques de igualación o bien la recirculación del efluente del
digestor ya que esta mezcla con el desecho a tratar puede contribuir a
igualar el contenido, en el caso de desechos con una alta concentración
de material orgánico. Como la calidad del efluente es más uniforme que la
de los afluentes, la mezcla de ambos incrementa el nivel de
homogeneidad en la alimentación al reactor, constituyéndose en un efecto
beneficioso de dilución.
o Uso de varios reactores operando en paralelo, puede ser una solución
viable en el caso donde se produce una gran variación en la tasa de flujo.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
24
Nutrientes:
Una de las ventajas del proceso de digestión anaeróbica son los bajo requerimientos de
nutrientes, derivada lógicamente de la baja velocidad de crecimiento de las bacterias
anaeróbicas. Los principales nutrientes necesarios para el crecimiento son nitrógeno (N)
y fósforo (P). En este sentido, el tratamiento de líquidos residuales con bajo contenido
de nutrientes, es posible en reactores RBA si los mismos son suministrados en las
siguientes proporciones:
DQO/N < 70 y DQO/P < 350
Varios micronutrientes o elementos trazas como níquel (Ni), cobalto (Co) y molibdeno
(Mo), también son necesarios y su carencia dificulta el tratamiento.
pH:
El pH óptimo en el proceso de digestión anaeróbica se encuentra alrededor de 7,0;
siendo importante destacar que los diferentes grupos bacterianos presentan niveles de
actividad óptima a pH bastante próximos aunque ligeramente diferentes; así los
hidrolíticos operan adecuadamente entre un rango de valores de pH de 7,2 – 7,4; los
acetogénicos en el entorno de 6,0 en pH y los metanogénicos, hasta que por debajo 6,2
cesa casi completamente. En este caso el pH puede continuar disminuyendo debido a
que se mantiene la actividad, aunque más limitada de los otros grupos. Por debajo de
4,5 se detiene la actividad de todos los microorganismos implicados en el proceso.
2.2.7 ARRANQUE DEL SISTEMA:
El arranque de los sistemas RBA, depende de numerosos parámetros biológicos,
químicos y físicos, estando influenciado por la composición y concentración del agua
residual, el volumen, actividad y adaptación del inóculo, parámetros ambientales como
temperatura, pH, nutrientes y contenido de elementos traza, parámetros de operación
como tasa de carga, tiempo de retención, mezcla líquida y por último pero no menos
importante, la configuración del reactor, geometría y tamaño.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
25
Todos estos parámetros permanecen en una fuerte interacción, lo que significa que
para un agua residual dada y un reactor de alta carga, el arranque depende en grado
muy limitado del tipo y configuración del reactor y una parte considerable depende de la
calidad y cantidad de biomasa inoculada y de los parámetros ambientales y
operacionales (Malina y Pohland, 1992).
Joseph F. Malina, y Frederick G. Pohland en 1992, reportan que la selección de un
material de inóculo adecuado es esencial para el arranque de un reactor RBA y además
describen algunos de los factores involucrados en este proceso:
1.) Fuente de inóculo:
El material de inóculo debe de poseer microorganismos capaces de degradar los
compuestos orgánicos presentes en el agua residual e inducir la formación de gránulos
o el desarrollo de lodo con buenas propiedades de sedimentación. El inóculo puede ser
lodo granular o lodo no granular.
Lodo no granular:
En el arranque de reactores RBA se han usado inóculos de lodo no granular como lodo
anaerobio dirigido, desechos de lodo activado y estiércol de ganado. Cuando se logra
una tasa estable de remoción de cargas orgánicas de DQO entre (8-15) kgDQO/m3.d y
bajo condiciones mesófilas (30-40)ºC, o cuando se logra una tasa de (3-5) kgDQO/m3.d
a temperatura ambiente (15-26)ºC, el arranque del reactor usualmente es considerado
completo.
El desarrollo de lodo granular generalmente requiere de 2 a 6 meses a temperatura
mesófila y de 10 a 12 meses a temperatura ambiente y aún sin la formación de gránulos
es posible operar a reactores RBA, siempre que el lodo cuente con suficiente capacidad
de sedimentación.
2.) Características del agua residual:
La complejidad del agua residual, particularmente de la fracción de materia orgánica
insoluble es un factor de gran importancia con respecto al potencial de carga orgánica
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
26
aplicable al reactor, a fin de lograr un contacto suficiente entre el lodo retenido y el
afluente bajo todas las condiciones operacionales posibles. En tal sentido es necesario
conocer:
a.) Contenido de materia orgánica:
El contenido de materia orgánica debe ser suficientemente alto como para mantener
buenas condiciones para el crecimiento bacterial. El nivel mínimo de DQO sugerido es
de aproximadamente 1000 mg/L; sin embargo, en la mayoría de las investigaciones
realizadas con agua residual de origen doméstico, la concentración de DQO utilizada es
menor de 500 mg/L.
b.) Naturaleza del material suspendido:
Materia dispersa retarda la granulación.
c.) Composición:
La granulación es más rápida en sustratos principalmente de carbohidratos solubles
comparada a la de sustratos de ácidos grasos volátiles (particularmente bajo
condiciones termófilas). En presencia de proteínas y pH del reactor > 6,5 estas son
degradadas casi por completo.
Altas concentraciones de iones (Ej. Ca+2, Mg+2) conducirán a precipitación química
(CaCO3, CaHPO4, MgNH4PO4), que resulta en la formación de un lodo granular con un
alto contenido de cenizas.
3.) Factores ambientales:
a.) Temperatura óptima de (30-40)ºC bajo condiciones mesófilas y de (50-60)ºC
bajo condiciones termófilas.
b.) El pH debe mantenerse superior a 6,2 en el reactor.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
27
c.) Todos los factores esenciales de crecimiento, tales como nitrógeno, fósforo,
azufre y elementos traza deben estar presentes en cantidades y formas
disponibles.
d.) Ausencia de compuestos tóxicos en concentraciones inhibitorias, o permitir
suficiente tiempo para la aclimatación bacterial.
2.2.8 CONTENIDO DE SÓLIDOS TOTALES
El contenido de sólidos totales de un desecho sólido se define como toda materia que
permanece como residuo luego de la evaporación a la temperatura de (103-105)ºC.
Todos los materiales que ejercen una presión de vapor significativa a estas
temperaturas, se pierden durante el secado. La temperatura a la cual se seca el
residuo, tiene una relación importante en los resultados de este ensayo, ya que la
pérdida de peso debido a la volatilización de la materia orgánica, el agua
mecánicamente absorbida y los gases de la descomposición química producida por el
calor, así como el peso ganado debido a la oxidación, dependen de la temperatura y el
tiempo al cual se le somete al calor (Metcalf & Eddy, 1991).
2.2.9 PARÁMETROS CARACTERÍSTICOS DEL AGUA. (Campos, 2000)
ALCALINIDAD
La alcalinidad es la capacidad que tiene el agua para absorber iones H+ sin tener un
cambio significativo en su pH. Las sustancias que le imparte alcalinidad al agua son
básicamente: hidróxidos, carbonatos y bicarbonatos de sodio, calcio y magnesio, por lo
cual se expresa en ppm como CaCO3. Existen dos tipos de alcalinidad:
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
28
Alcalinidad parcial
Está representada por la cantidad de hidróxidos (OH-) y de carbonatos (CO3-2)
presentes en el agua, los cuales se determinan empleando fenolftaleína como
indicador. Se denota comúnmente con la letra P.
Alcalinidad total
Está representada por el contenido de alcalinidad parcial en el agua y adicionalmente
por los bicarbonatos de sodio, calcio y magnesio presentes. Se denota con la letra M.
DEMANDA BIOLÓGICA DE OXÍGENO (DBO)
La demanda biológica de oxígeno, también denominada demanda bioquímica de
oxígeno, (DBO) es un parámetro que mide la cantidad de materia susceptible de ser
consumida u oxidada por medios biológicos que contiene una muestra líquida, y se
utiliza para determinar su grado de contaminación. Normalmente se mide transcurridos
5 días (DBO5) y se expresa en mg O2/L.
Es un método aplicable en aguas superficiales continentales (ríos, lagos, acuíferos,
etc.), aguas residuales o cualquier agua que pueda contener una cantidad apreciable
de materia orgánica. No es aplicable para las aguas potables debido al valor tan bajo
que se obtendría.
DEMANDA QUÍMICA DE OXÍGENO (DQO)
La demanda química de oxígeno (DQO) determina la cantidad de oxígeno requerido
para oxidar la materia orgánica en una muestra de agua residual, bajo condiciones
específicas de agente oxidante, temperatura y tiempo.
SÓLIDOS SUSPENDIDOS
Este término se refiere a las partículas orgánicas e inorgánicas así como líquidos
inmiscibles que se encuentran en el agua. Dentro de las partículas orgánicas tenemos,
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
29
entre otros, fibras de plantas, células de algas, bacterias y sólidos biológicos. Por otra
parte arcilla y sales son elementos considerados como partículas inorgánicas.
Dentro de los impactos que pueden causar los llamados sólidos suspendidos se tienen:
Son desagradables a la vista (poco estéticos).
Proveen superficies de adsorción para agentes químicos y biológicos.
Pueden degradarse, lo que causaría productos secundarios perjudiciales.
Aquellos elementos biológicamente activos pueden ser agentes tóxicos o
causantes de enfermedades.
SÓLIDOS DISUELTOS
Son los materiales que permanecen en el agua, luego de que ésta es filtrada, para
determinar los sólidos suspendidos. Los sólidos disueltos en el agua resultan de la
acción solvente del agua, luego de actuar sobre sólidos, líquidos y gases.
Los efectos más notables de los sólidos disueltos sobre la calidad del agua son las
propiedades cancerígenas o tóxicas de algunos de ellos directa o indirectamente
(mediante combinación con otros elementos).
2.2.10 SIMILITUD GEOMÉTRICA
En un sentido estricto, la similitud geométrica implica que la proporción de todas las
longitudes correspondientes, en los dos sistemas, deben ser las mismas. Así, si ciertas
longitudes seleccionadas en las direcciones X, Y y Z (y los dos sistemas son
designados con los subíndices M y P), la condición para la similitud geométrica según
Potter, M., y Wiggeri, D., en 2002 es:
(2.2) (Potter, M., y Wiggeri, D. 2002)
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
30
donde LR, es la escala de longitudes, mediante la cual se describen las dimensiones
relativas de los dos sistemas. En este capítulo el subíndice r se empleará para designar
la relación entre cantidades correspondientes en los dos sistemas.
Una consecuencia de la similitud geométrica es que las escalas de las áreas y los
volúmenes, en los dos sistemas, pueden expresarse en términos del cuadrado y el cubo
de la escala de longitudes y, por lo tanto,
(2.2) (Potter, M., y Wiggeri, D. 2002)
(2.3) (Potter, M., y Wiggeri, D. 2002)
En algunos casos como lo explica Potter, M., y Wiggeri, D., en 2002 es imposible lograr
una similitud geométrica exacta, particularmente en modelos, en los cuales la
profundidad es pequeña en relación con la anchura y la longitud. Tales modelos
frecuentemente están distorsionados en la dirección vertical, siendo necesario, en tal
caso definir dos escalas de longitudes, por medio de una ecuación adicional similar a
las anteriores; por ejemplo:
(2.4) (Potter, M., y Wiggeri, D. 2002)
(2.5) (Potter, M., y Wiggeri, D. 2002)
2.2.11 SEDIMENTACIÓN. (Sette, R., y Jiménez, D. 2002)
Se entiende por sedimentación la remoción por efecto gravitacional de las partículas en
suspensión presentes en el agua. Estas partículas deberán tener un peso específico
mayor que el fluido. La remoción de partículas en suspensión en el agua puede
conseguirse por sedimentación o filtración. De allí que ambos procesos se consideren
como complementarios. La sedimentación remueve las partículas más densas, mientras
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
31
que la filtración remueve aquellas partículas que tienen una densidad muy cercana a la
del agua o que han sido resuspendidas y, por lo tanto, no pudieron ser removidas en el
proceso anterior.
La sedimentación es, en esencia, un fenómeno netamente físico y constituye uno de los
procesos utilizados en el tratamiento del agua para conseguir su clarificación. Está
relacionada exclusivamente con las propiedades de caída de las partículas en el agua.
Cuando se produce sedimentación de una suspensión de partículas, el resultado final
será siempre un fluido clarificado y una suspensión más concentrada. A menudo se
utilizan para designar la sedimentación los términos de clarificación y espesamiento. Se
habla de clarificación cuando hay un especial interés en el fluido clarificado, y de
espesamiento cuando el interés está puesto en la suspensión concentrada. Las
partículas en suspensión sedimentan en diferente forma, dependiendo de las
características de las partículas, así como de su concentración. Es así que podemos
referirnos a la sedimentación de partículas discretas, sedimentación de partículas
floculentas y sedimentación de partículas por caída libre e interferida.
Sedimentación de partículas floculentas
Partículas floculentas son aquellas producidas por la aglomeración de partículas
coloides desestabilizadas a consecuencia de la aplicación de agentes químicos. A
diferencia de las partículas discretas, las características de este tipo de partículas;
forma, tamaño y densidad sí cambian durante la caída. Se denomina sedimentación
floculenta o decantación al proceso de depósito de partículas floculentas. Este tipo de
sedimentación se presenta en la clarificación de aguas, como proceso intermedio entre
la coagulación-floculación y la filtración rápida. Las partículas que se remueven en una
planta de tratamiento de agua son sólidos inorgánicos y orgánicos. Los factores
primordiales que influyen en la velocidad de sedimentación son su tamaño, forma y
densidad. La materia en suspensión que origina la turbiedad consiste principalmente en
sílice finamente dividida, arcilla y limo; la densidad original de las partículas es cercana
a 2,60. El color, en cambio, es producido principalmente por ácidos orgánicos (fúlvicos,
húmicos, etc.) de origen vegetal con densidades variables de 1 a 1,5 dependiendo de
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
32
su concentración. Las partículas se presentan principalmente en estado coloidal y es
necesario añadirles coagulantes químicos y someterlas a procesos de coagulación y
floculación para incrementar su tamaño o densidad antes del proceso de
sedimentación. Las partículas en suspensión de aguas tratadas con coagulantes,
consisten en flóculos formados por óxidos metálicos (Al2O3 o Fe2O3), agua en 85% a
95% y turbiedad y/o color con densidades variables entre 1,002 cuando predomina el
color y 1,03 cuando predomina la turbiedad. En procesos de ablandamiento los flóculos
tienen densidades cercanas a 1,20. El diámetro de los flóculos es variable desde menos
de 0,001 mm hasta más de 5 mm, dependiendo de las condiciones de mezcla y
floculación (gradientes de velocidad y tiempo de retención). Sette, R., y Jiménez, D., en
1996 clasifican los flóculos por su tamaño como se puede observar en la figura N° 2.1.
Figura Nº 2.1: Índices para determinar el tamaño del flóculo
(Fuente: Sette y Jiménez, 1996)
La velocidad de sedimentación de suspensiones floculentas depende de las
características de las suspensiones, así como de las características hidráulicas de los
sedimentadores y de la presentación de procesos contaminantes: floculación por
diferencia de velocidades de sedimentación de los flóculos, influencia de turbulencia y
variación de gradientes de velocidad, factores que imposibilitan la preparación de un
modelo matemático general. Por este motivo se recurre a ensayos en laboratorio o
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
33
plantas piloto con el propósito de predecir las eficiencias teóricas remocionales en
función de cargas superficiales o velocidades de sedimentación preseleccionadas. En
ellos se deben tomar las siguientes precauciones: que la muestra de la suspensión sea
representativa y que se mantenga a igual temperatura (Sette y Jiménez, 1996).
FACTORES QUE INFLUYEN EN EL PROCESO DE SEDIMENTACIÓN
Los siguientes factores influyen en el proceso de sedimentación o decantación:
Calidad de agua
Las variaciones de concentración de materias en suspensión modifican, en primer
lugar, la forma de sedimentación de las partículas (con caída libre o interferida), así
como las propiedades de las partículas modifican la forma de depósito (sedimentación
para partículas discretas y decantación para partículas floculentas).
Adicionalmente, variaciones de concentración de partículas o de temperatura producen
variaciones de densidad del agua y originan corrientes cinéticas o térmicas que, a su
vez, generan cortocircuitos hidráulicos en las unidades.
Al entrar agua más fría al sedimentador, la masa de agua se desplaza por el fondo de
este y produce el tipo de corriente indicada en la figura N° 2.2a.
En cambio, con agua más caliente, se produce el fenómeno inverso, que aparece
indicado en la figura N° 2.2b.
En el caso de variar la concentración, se producen corrientes de densidad por
diferencias en las distintas masas de agua, que suelen crear fuerzas más importantes
que las térmicas. En la figura N° 2.3 se indican las densidades del flóculo producido con
distintas concentraciones de suspensión de caolín. Haciendo la misma consideración
anterior, un volumen de agua de 100.000 m3 con 20 mg/L de caolín pesaría 100.560 t y
con 80 mg/L, 102.250 t, lo que da una diferencia de 960 t ó 6,9 kg/m3.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
34
Figura Nº 2.2: Corrientes térmicas
(Fuente: Sette y Jiménez, 1996)
Afortunadamente, la mayor concentración de partículas suele estar en el fondo, pero
cualquier perturbación en el flujo, ya sea por temperatura, obstrucciones, alta velocidad
de las paletas del floculador u otras causas, puede alterar el equilibrio y producir un flujo
sinuoso o envolvente sobre sí mismo, muy diferente del teórico calculado, que es el que
con frecuencia aparece, incluso en los bien diseñados (véase la figura N° 2.3).
Figura Nº 2.3: Corrientes de densidad
(Sette y Jiménez, 1996)
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
35
Condiciones hidráulicas
Los criterios y parámetros hidráulicos de diseño tienen gran influencia en la eficiencia. A
continuación se detallan los principales:
a) En la zona de sedimentación
En esta zona se debe tener un número de Reynolds lo más bajo posible y el número de
Froude más elevado para tender a un flujo laminar y estabilizar el flujo. En esta zona las
líneas de flujo no deben encontrarse con ningún tipo de obstrucciones que alteren su
trayectoria.
Adicionalmente, la presencia de flujo de pistón mejora el proceso y el flujo mezclado no
lo favorece.
b) En la zona de entrada
La zona de entrada es un conjunto de estructuras que debe permitir una distribución
uniforme del flujo de agua hacia la zona de sedimentación. En una unidad de este tipo,
esta distribución uniforme debe darse a todo lo ancho de la unidad y en profundidad.
Las alteraciones del flujo en la zona de entrada deben evitarse y su presencia puede
deberse a una velocidad excesiva del flujo en la entrada, o a que los orificios de ingreso
sean muy grandes. Al no haber disipación de esta energía en el tabique divisorio (caso
de unidades convencionales de flujo horizontal), las masas de agua entran con
diferente gradiente de velocidad, creando turbulencias que pueden extenderse dentro
de la zona de sedimentación. Similarmente, puede mencionarse como causa de
corrientes cinéticas la distribución desigual del flujo en la entrada (orificios de distintos
diámetros o algunos parcialmente obstruidos), la existencia de tabiques que dejan
pasar el agua solamente por el fondo, vertederos y otros, lo que produce corrientes
como las indicadas en la figura N° 2.4 y que adicionalmente modifican el tiempo de
retención.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
36
Figura Nº 2.4: Corrientes cinéticas
(Fuente: Sette y Jiménez, 1996)
c) En la zona de salida
Esta zona se caracteriza por permitir una recolección uniforme de agua sedimentada a
una velocidad tal que evite arrastrar flóculos en el efluente. Canaletas de pequeña
longitud, mal ubicadas, mal niveladas o impropiamente diseñadas producen
cortocircuitos hidráulicos y zonas muertas que pueden inutilizar grandes áreas del
equipo.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
37
En la figura N° 2.5 se esquematizan las modificaciones normales de las líneas de flujo
debido a las estructuras de la zona de salida.
Figura Nº 2.5: Efecto de la zona de salida en las líneas de flujo.
(Fuente: Sette y Jiménez, 1996)
Factores externos
Paradójicamente, los factores externos al proceso de sedimentación-acondicionamiento
previo (procesos previos a la sedimentación), prácticas operacionales y factores
ambientales son los que tienen más influencia en la eficiencia del equipo.
Buena o inadecuada coagulación y floculación ocasionan, respectivamente, altas o
bajas eficiencias en los equipos. Idéntico comentario cabe realizar acerca de la
operación y el estado de la unidad, así como sobre los programas de mantenimiento
existentes. A la vez, el viento, al soplar sobre la superficie del equipo, puede producir
corrientes de suficiente intensidad como para inducir cambios en la dirección del flujo y
alterar el precario equilibrio de las masas de agua.
En unidades grandes el viento puede crear oleajes de cierta magnitud, lo que interfiere
el proceso o desequilibra la distribución del flujo en las canaletas de salida. En la figura
N° 2.6 se indica la influencia de la velocidad del viento en la eficiencia de un equipo.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
38
Figura Nº 2.6: Influencia del viento en la eficiencia de los equipos
(Fuente: Sette y Jiménez, 1996)
2.2.12 TIEMPO DE RETENCIÓN HIDRÁULICA
La velocidad de carga orgánica máxima de un proceso anaerobio está limitada por el
tiempo de retención y por la actividad de los microorganismos implicados en los
mecanismos bioquímicos de degradación de la materia orgánica. Puesto que las
bacterias formadoras de metano tienen una velocidad de crecimiento baja, la retención
de la biomasa activa es la clave de la operación de los reactores anaerobios
avanzados, que permiten operar con bajos tiempos de retención hidráulicos (TRH) y
elevados tiempos de retención de sólidos (TRS) (Sette y Jiménez, 1996).
2.2.13 MATRICES DE EVALUACIÓN Y SELECCIÓN. (Sánchez, 2003).
Las matrices de selección y evaluación de problemas son arreglos de filas y columnas
donde las primeras constituyen las alternativas (problemas, causas, soluciones) que
requieren ser jerarquizadas y las columnas los múltiples criterios que conviene utilizar
en la selección. La utilidad del análisis a través de matrices reside en que ayuda a los
grupos de trabajo a tomar decisiones más objetivas, cuando se requiere tomarlas sobre
la base de criterios múltiples.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
39
FASES DE LA TÉCNICA DE MATRICES DE EVALUACIÓN Y SELECCIÓN
Los pasos que se siguen para utilizar una matriz de evaluación y selección son los
siguientes:
Definir las alternativas que van a ser jerarquizadas: estas alternativas pueden estar
referidas a problemas, causas o soluciones.
Definir los criterios de evaluación: en este caso es importante asegurar que todas las
personas involucradas en la selección entiendan de igual forma, el significado de cada
criterio. El utilizar ejemplos ayuda a homogeneizar el significado de los criterios
definidos.
Establecer el peso para cada uno de los criterios: todos los criterios no tienen la
misma importancia. En este caso, es necesario definir el peso que tienen cada uno de
los criterios con los cuales se evalúan las diferentes alternativas. Para esto, lo más
recomendable es repartir entre los criterios definidos, un número de puntos de acuerdo
a una escala dándole puntuación más alta a aquel que se considere más importante.
Podrá haber criterios que de no cumplirse para alguna alternativa, esta no podrá ser
seleccionada, aunque sea la que mayor cumpla con todos los demás criterios. Cuando
ello sucede, será necesario evaluar todos los renglones en relación al criterio o criterios
que necesariamente se deben cumplir, descartando de una vez las alternativas que no
cumplan con dichos criterios.
Construir la matriz de evaluación: este paso tiene como objetivo, construir un arreglo
de filas y columnas, donde se muestren las alternativas a evaluar, los criterios y el peso
de cada uno de los criterios.
Definir la escala de gradación de cada criterio: lo ideal es tratar de definir una escala
numérica donde se evalúen las alternativas en relación a los criterios. Cuando no sea
posible cuantificar la escala de gradación de los criterios, podrá aplicarse una gradación
cualitativa, (poco normal, mucho, etc. o deficiente, regular, bueno, excelente),
asignando para efectos de cálculo un valor a cada nivel.
Valorar cada alternativa en relación a cada criterio: en este paso, el objeto es
evaluar en qué grado las alternativas cumplen con los criterios definidos, utilizando la
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
40
escala establecida en el paso anterior. El resultado, se debe anotar en las casillas
correspondientes.
Puntuación definitiva y jerarquizaron: multiplicar el valor obtenido en el paso anterior
por el peso de cada criterio. De esta forma, cada alternativa recibe una puntuación
diferente por cada criterio. Sumar los puntos obtenidos por cada alternativa para
obtener la puntuación total de cada una de ellas. Finalmente ordenar las alternativas en
orden decreciente de la puntuación total obtenida.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
12
CAPÍTULO II
MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
Este capítulo presenta de manera especificada algunos proyectos anteriores
presentados que guardan relación con esta investigación, toda la información
bibliográfica necesaria el desarrollo de este trabajo.
2.1 ANTECEDENTES
Zenia Gutiérrez T. y Gabriela Moeller (2006). Degradabilidad de lodos residuales de
diferentes procedencias por medio de bioensayos anaerobios. Instituto Mexicano
de Tecnología del Agua. México.
En este trabajo se realizaron pruebas de biodegradación anaeróbica para asegurar que
los diferentes tipos de lodos (municipales, industriales y parcialmente digeridos) eran
susceptibles de ser tratados por el proceso de digestión anaeróbica.
Se utilizó como inóculo lodo primario digerido de la Planta de Chapultepec, usado en
proyectos anteriores y adaptados en un reactor anaerobio de 15 litros. Se esperaba que
hubiera diferentes comportamientos del proceso ya que los lodos usados como fuente
de alimento varían desde la categoría de municipales (Planta de Tratamiento de Aguas
Residuales de Chapultepec), mixto con la mayor proporción de lodos industriales
(Empresa para el Control de la Contaminación del Agua del Corredor Industrial Valle
Amecameca-Cuernavaca, ECCACIV) y parcialmente digeridos (Fosa séptica del
Instituto Mexicano de Tecnología del Agua, IMTA). El experimento se realizó con
diferentes tiempos de retención. Basados en estudios anteriores, se identificaron
algunos tiempos de retención críticos que están entre el quinto y décimo día, para este
intervalo se realizaron los bioensayos por duplicado (reactores batch de 250 mL). Para
el resto de los bioensayos se trabajó con muestras simples en un intervalo entre 1 y 30
días de tiempo de retención. Al término del trabajo de investigación, se obtuvieron los
siguientes resultados en relación con la demanda química de oxígeno: 35% de
eficiencia de remoción para el lodo de Chapultepec; 38% de eficiencia de remoción
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
13
para el lodo de ECCACIV y un 72% de eficiencia de remoción para la fosa séptica del
IMTA.
Este antecedente presenta similitud con la investigación que se llevará a cabo ya que
en este se caracteriza el lodo realizando diferentes pruebas físico-químicas para ello.
Además se estudía en este la degradación de la materia orgánica, valiendo de guía los
resultados y diseño de experimentos ya obtenidos para el actual estudio ya que ambos
son a escala piloto. La diferencia de este antecedente con respecto al trabajo a
realizarse es que se estudía la degradación del lodo de acuerdo a diferentes tiempos
de retención, pero no el movimiento del lodo como influyente en la eficiencia de
remoción de la materia orgánica dentro de un reactor anaeróbico.
Elisabeth H. Behling (2005). Eficiencia de un reactor anaeróbico en el tratamiento
del efluente de una tenería. Universidad del Zulia. Venezuela-Edo Zulia.
En este trabajo se evaluó la eficiencia de un reactor anaeróbico de manto de lodo de
flujo ascendente (RBA) de 4,570 L, para el tratamiento del efluente de una tenería bajo
condiciones mesofílicas. Se evaluaron las cargas orgánicas (CO) de 1,0; 2,0; 2,5 y
3,0kg DQO/m3, manteniendo un tiempo de retención hidráulico (TRH) de 24 h. Se
analizaron los siguientes parámetros: demanda química de oxígeno (DQO), producción
de biogás, contenido de metano, pH, alcalinidad total, sólidos suspendidos totales
(SST), sólidos suspendidos volátiles (SSV), producción de ácidos grasos volátiles
(AGV) y temperatura. Se obtuvieron porcentajes promedio de remoción de DQO de
72% y 58% para las CO de 2,5 kg DQO/m3y 3,0 kg DQO/m3, respectivamente. El
sistema mantuvo el equilibrio, mostrando relaciones AGV/alcalinidad bicarbonática
menores de 0,30. Los valores promedio de porcentaje de metano fueron superiores al
89%. Los resultados muestran que el sistema estudíado arrojó una relativa alta
eficiencia y una alta actividad metanogénica, bajo las condiciones operacionales
aplicadas en este estudio. La mayor eficiencia de remoción de la DQO se alcanzó
cuando el sistema se sometió a la menor carga orgánica.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
14
Este antecedente presenta similitud con la investigación que se va a llevar a cabo, en la
metodología para la realización de los distintos análisis fisicoquímicos y el estudio de la
eficiencia del reactor en el cual nos servirán de datos muchos resultados obtenidos pero
principalmente su metodología de trabajo. Y su diferencia es que en este trabajo
estudían al reactor bajo condiciones mesofílicas sin tomar en cuenta la transferencia y
el movimiento de la materia orgánica debido a la implementación de un barrelodo
hidráulico dentro del reactor anaeróbico.
Carolina Pizarro Torres (2002). Evaluación de reactores anaeróbicos granulares en
la remoción conjunta de materia orgánica. Departamento de bioquímica de la
Universidad Católica de Valparaíso. Chile.
El objetivo de este trabajo es la evaluación del comportamiento de dos reactores
anaerobios granulares en la remoción conjunta de materia orgánica y sulfatos a
diferentes razones DQO/Sulfato, para lo cual se utilizó un reactor EGSB de 6,8 L de
volumen útil, y un reactor RBA de 1,7 L. En ambos sistemas la alimentación tenía una
concentración de 4500 mgDQO/L, a la que se le adicionó sulfato de sodio para alcanzar
distintas relaciones DQO/SO4 De manera general ambos sistemas presentaron una
buena respuesta frente al aumento de sulfato en la alimentación; dado por los valores
de remoción de materia orgánica siempre por sobre el 75%. La biomasa que se
encuentra en forma granular, presentaría una mayor resistencia al efecto tóxico del H2S.
Sin embargo sí se presentaron diferencias con respecto a la eficiencia de remoción de
sulfatos, siendo mayor en el reactor EGSB, concordando también con la mayor
concentración de sulfuro de hidrógeno en el gas comparada con la del RBA;
evidenciando que en el reactor EGSB se propicia el fenómeno de desorción de H2S en
mayor medida que en el RBA.
Este trabajo presenta similitud con la investigación que se llevara a cabo, debido a la
metodología planteada para la operabilidad del reactor RBA y el tratamiento de la
biomasa es por tanto que se utilizara como referencia con fines teóricos para obtener la
mayor eficiencia en la operación del reactor a escala piloto basándonos en la
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
15
capacidad de este en remover el material orgánico presente. La principal diferencia con
el trabajo a realizar es que en este se estudían la eficiencia de dos reactores diferentes
y no se estudía la relación que existe entre un barrelodo hidráulico y la eficiencia del
reactor anaeróbico.
Sergio Zamora Sauma (2001). Análisis de la utilización de un reactor anaeróbico en
las purgas de equipos de sedimentación utilizados en el tratamiento aguas
residuales avícolas. Universidad Central de Venezuela. Venezuela.
Para el estudio en esta investigación se utilizo un reactor anaerobio de flujo ascendente
de 100m3 de volumen y 61m3 de volumen efectivo para tratamiento del agua residual. El
reactor contiene lodo anaerobio granular generado in situ en las antiguas condiciones
de operación del reactor (velocidad ascensional de 6 m/h). El equipo de sedimentación
del que provienen las purgas es un flotodecantador, equipo que realiza tanto la flotación
como la separación de sólidos suspendidos por sedimentación. Además, se tiene un
tanque de 47m3 el cual se utiliza como acidificador o tanque de hidrólisis.
Adicionalmente, se utiliza un reactor a escala de laboratorio para observar el proceso
que pueda ocurrir en el reactor a gran escala. Una bomba de pulsos envía el agua
residual desde un balde hacia un reactor a escala laboratorio. Se agrega un flujo de
agua residual al reactor del laboratorio con una velocidad ascensional igual a la que
presenta el reactor a escala industrial.
Este antecedente presenta similitud con la investigación que se llevara a cabo ya que
en este se utiliza una metodología parecida a la propuesta para realizar el actual
estudio en cuanto a las normas de escalamiento de una estructura de escala industrial
a una escala piloto valiéndonos los resultados y modelos matemáticos de base para el
presente trabajo.
La diferencia de este antecedente con el trabajo en curso es que en él se estudía la
posibilidad de implementar un reactor anaeróbico en las purgas de sedimentación
utilizadas en la planta de tratamiento y su utilidad en ello pero no se involucra como tal
al barrelodo ni la eficiencia del reactor sino su funcionabilidad.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
16
Eduardo Ferreira (2001). Evaluación del desempeño de lagunas anaeróbicas en el
tratamiento de efluentes industriales. Universidad de los Andes. Venezuela.
El presente trabajo es el resultado de la evaluación del funcionamiento de una laguna
anaeróbica que procesa los efluentes generados en una industria de producción de
levaduras.
Se discute la pertinencia de la utilización de la eficiencia de remoción de DQO como
parámetro para la evaluación del desempeño de lagunas anaeróbicas con alimentación
variable. Se analiza el tipo de comportamiento hidráulico de la laguna y se plantea la
utilización del factor alfa, cociente entre alcalinidad de bicarbonato y concentración de
ácidos volátiles a la salida, como parámetro de evaluación alternativo.
La determinación de la concentración de ácidos volátiles y alcalinidad se realiza por
medio de una valoración con ácido que puede tener un pH dentro de un rango de 4,3 a
5,75; lo que constituye un procedimiento económico y sumamente sencillo de
implementar a nivel de la industria.
Se concluye que la utilización de la eficiencia de remoción de DQO como parámetro de
evaluación no refleja el desempeño de la laguna dando lugar a interpretaciones
erróneas. El factor alfa resultó ser un parámetro de evaluación de desempeño
adecuado ya que presentó sensibilidad y mostró una variación acorde a los cambios de
temperaturas registradas y carga orgánica aplicada.
Esta investigación sirve de antecedente para el actual trabajo ya que presentan una
similitud en los objetivos determinando en ambos, las mejores condiciones de operación
para un óptimo desempeño de un reactor anaeróbico sirviendo entonces los datos y
resultados de la investigación antes descrita. Su principal diferencia es que en este
trabajo los análisis del comportamiento del reactor anaeróbico son llevados a cabo
mediante el uso de ecuaciones y no de pruebas fisicoquímicas propiamente.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
17
2.2 CONCEPTOS BÁSICOS
2.2.1 REACTOR BIOLÓGICO ANAERÓBICO (RBA)
Dentro de las unidades que conforman el tratamiento biológico, el RBA es una de las
unidades más pequeñas, el mismo tiene por lo general una profundidad de 2 a 6 metros
y recibe cargas orgánicas mayores a 100 gDBO5/m3 por día, estos RBA se diseñan
principalmente para la remoción de materia orgánica suspendida y parte de la fracción
soluble de materia orgánica DBO5, además si el RBA está bien diseñado puede
alcanzar remociones de DBO5 alrededor del 60% a temperaturas de 20°C. Un tiempo
de retención hidráulico (TRH) de 1 día es suficiente para aguas residuales con una
DBO5 de hasta 300 mg/L y temperaturas superiores a 20°C. Los RBA se emplean como
tratamiento de aguas residuales con fuerte componente industrial o agrícola, en esos
casos, al recibir altas cargas de contaminación, se producen fuertes demandas de
oxígeno que imposibilitan la existencia de zonas anaeróbicas, por lo cual se produce
una digestión de la materia orgánica a cargo de las bacterias anaeróbicas. El proceso
de digestión anaeróbica es básicamente un proceso de dos etapas, la primera es la
putrefacción:
bacterias materia orgánica --------> nuevas células bacterianas + ácidos orgánicos
mezclados.
En la segunda etapa, las bacterias metanogénicas convierten los productos de la
primera etapa llamada putrefacción en metano y otros productos simples:
bacterias ácidos orgánicos -------> nuevas células bacterianas + CH4 + CO2 + H2O +
NH3 + otros.
La materia orgánica que ingresa al RBA se halla en estado de sólidos sedimentables y
sólidos en suspensión, éstos a su vez en estados coloidales y diluidos. Los sólidos
sedimentables y coloidales floculados, sedimentan en el fondo del RBA y
particularmente en la zona de ingreso. En cambio, el resto de la materia orgánica
permanece en la masa líquida. Los sólidos biodegradables depositados son
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
18
estabilizados por las bacterias formadoras de ácidos y de metano que en condiciones
anaeróbicas producen gases que escapan a la atmósfera, y compuestos solubles en la
masa líquida. Las bacterias, especialmente las facultativas, estabilizan la fracción no
sedimentable de la materia orgánica presente en el efluente y la solubilizada del lodo
sedimentado (Zambrano, 1997).
2.2.2 MATERIA ORGÁNICA
La materia orgánica es el producto de la descomposición de vegetales y animales
muertos, la misma se basa en carbono, hidrógeno y oxígeno. Puede almacenar gran
cantidad de agua y es muy rica en minerales (Hernández, 1996).
2.2.2.1 BIOMASA
Materia orgánica originada en un proceso biológico, espontáneo o provocado, utilizable
como fuente de energía (Hernández, 1996).
2.2.3 DIGESTIÓN ANAERÓBICA
La digestión anaeróbica consiste en una serie de procesos microbiológicos que
convierte la materia orgánica en metano en ausencia de oxígeno. Este proceso, al
contrario de la digestión aeróbica, es producido casi únicamente por bacterias. El
proceso se lleva a cabo en un RBA, que permite la realización de las reacciones
correspondientes y la decantación de los lodos digeridos en su parte final llamada tolva
invertida. En el proceso se produce un gas, denominado gas biológico (mezcla de
metano y CO2 principalmente) que se evacua del recinto. La digestión anaeróbica
puede hacerse en una o dos etapas. Generalmente, el hacerlo en dos etapas (reactores
primarios y secundarios) produce mejores resultados. En los primarios, el lodo se
mezcla constantemente con el propio gas producido para favorecer la digestión,
mientras que en el secundario simplemente se deja sedimentar el lodo antes de
extraerlo (Nemerow y Dasgupta, 1998).
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
19
De acuerdo a Nemerow, N., y Dasgupta, A., en 1998 las ventajas y desventajas de la
digestión anaeróbica con respecto a la digestión aeróbica son las siguientes:
Ventajas:
El aceptor final de electrones suele ser CO2, por lo que no hace falta la constante
adición de oxígeno, abaratando el proceso.
Produce menor cantidad final de lodos, pues el desarrollo de estas bacterias es
más lento y la mayor parte de la energía se deriva hacia la producción del
producto final, metano. Solo un 5% del carbono orgánico se convierte en
biomasa, en contraste con hasta el 50% de las condiciones aeróbicas.
El metano tiene un valor calorífico de aproximadamente 9000 kcal/m3 y se puede
utilizar para producir calor para la digestión o como fuente de energía eléctrica
mediante motores generadores.
La energía requerida para el tratamiento de las aguas residuales es muy baja.
Se puede adaptar a cualquier tipo de residuo industrial.
Se pueden cargar los reactores con grandes cantidades de materia.
Desventajas:
Es un proceso más lento que el aeróbico.
Es más sensible a tóxicos inhibidores.
La puesta a punto del sistema requiere también largos períodos.
En muchos casos, se requiere mayor cantidad de producto a degradar para el
buen funcionamiento.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
20
2.2.4 MICROBIOLOGÍA DE LA DIGESTIÓN ANAERÓBICA. (Mejía, 1996)
La degradación anaeróbica de la materia orgánica se resume en la siguiente ecuación:
Materia orgánica + nutrientes + microorganismos --> CH4 + CO2 + NH3 + H2S + materia
orgánica + nuevos microorganismos.
La mezcla de gases es aproximadamente 2/3 de CH4 y 1/3 de CO2 y se le denomina
biogás, el mismo puede ser utilizado como combustible semejante al gas natural.
Los procesos microbiológicos de degradación anaeróbica que ocurren en el RBA son los
siguientes:
Hidrólisis: la hidrólisis es el primer paso necesario para la degradación anaeróbica de
substratos orgánicos complejos, ya que no pueden ser utilizados directamente por los
microorganismos a menos que se hidrolicen en compuestos solubles, que puedan
atravesar la membrana celular. La hidrólisis de estas partículas orgánicas es llevada
a cabo por enzimas extracelulares excretadas por las bacterias fermentativas. En este
proceso predominan las bacterias gram+ incluidas en los géneros clostridium y
staphyloccocus, y bacterias gram-.
Acidogénesis: las moléculas orgánicas solubles son fermentadas por varios
organismos formando compuestos que pueden ser utilizados directamente por las
bacterias metanogénicas (ácido acético, ácido fórmico, H2). En esta etapa se presentan
las siguientes bacterias:
Fermentación: predominan bacterias gram+ del ácido láctico y relacionadas:
lactobacillus, streptoccocus, staphylococcus, micrococcus; gram-, escherichia,
salmonella, veillonela y reductoras de sulfato.
ß-oxidación: clostridium, syntrophomonas.
Acetogénesis: las moléculas orgánicas solubles son fermentadas por varios
organismos fermentativos formando compuestos orgánicos muy reducidos (láctico,
etanol, propiónico, butírico) que tienen que ser oxidados por bacterias acetogénicas a
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
21
substratos que puedan utilizar las bacterias metanogénicas. En este proceso están
presentes las sintrofobacterias tales como syntrophobacter.
Metanogénesis: las bacterias metanogénicas (las más importantes) son las
responsables de la formación del metano a partir de substratos
monocarbonados o con dos átomos de carbono unidos por un enlace covalente.
Las bacterias metanogénicas son quimioautótrofas, estrictamente anaeróbicas,
obtienen energía mediante una forma exclusiva de respiración anaeróbica, son capaces
de utilizar determinados sustratos y para crecer precisan de un medio con potencial de
oxido-reducción muy bajo (aproximadamente de 300 mV) y un rango ideal de pH entre
6,5 y 7,5.
Su desarrollo es lento aún en óptimas condiciones. Los microorganismos que
intervienen en este proceso son:
Hidrogenotrófica: methanobacterium, methanobrevibacter.
Hidrogenoclástica: methanosarcina y methanosaeta (antesmethanotrix).
2.2.5 TRATAMIENTO ANAEROBIO DE ALTA CARGA. (PAN, 1991)
Los reactores anaerobios de alta carga, definidos por la separación de los tiempos de
retención hidráulicos y celulares permiten a los microorganismos (que crecen
lentamente) permanecer en el reactor independientemente del caudal de agua residual
que circula por el mismo, lográndose con ello la aplicación de cargas hidráulicas y
velocidades mayores. En este sentido, el concepto de los reactores de alta carga se
basa en tres pilares fundamentales:
1. Acumulación de la biomasa dentro del reactor por medio de sedimentación,
adhesión a sólidos (fijos o móviles) o por recirculación. Esto permite la retención
de los microorganismos de crecimiento lento, asegurando que el tiempo de
retención medio de los sólidos sea superior al tiempo de retención hidráulico.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
22
2. Mayor contacto entre la biomasa y el agua residual, superando los problemas
de difusión de los sustratos y productos entre líquido y las biopelículas o
gránulos.
3. Mayor actividad de la biomasa, por adaptación al sustrato y por crecimiento.
2.2.6 CRITERIOS PARA LA UTILIZACIÓN DE REACTORES RBA. (Ragatz,1988)
De acuerdo a Ragatz, L., en 1988 es de gran relevancia el conocimiento de los criterios
bajos los cuales puede emplearse este tipo de equipo siendo algunos de ellos:
Compuestos tóxicos:
Uno de los factores que pueden hacer imposible el tratamiento en un reactor RBA, es la
presencia de compuestos potencialmente tóxicos para las bacterias (metales pesados,
sulfatos, sulfuros, cloroformo, cianuros, fenoles, cloruros, nitratos y oxígenos, entre
otros).
Cuando un desecho contiene compuestos tóxicos altamente inhibitorios pueden
utilizarse algunas técnicas para hacer posible el tratamiento anaerobio, como es la
dilución del desecho, recirculación del efluente en el digestor, mezcla con otros
desechos, preacidificación, por citar algunos ejemplos.
Temperatura:
La temperatura es un factor importante para la factibilidad económica del proceso, ya
que ella ejerce una fuerte influencia sobre la eficiencia del mismo, debido a que afecta
las constantes de equilibrio químico así como la actividad biológica y la predominancia
de especies en el reactor, determinando finalmente la cantidad de energía neta
producida o requerida por el sistema.
Aunque existe interés en el estudio de las operaciones en el rango de temperatura
psicrófila (5-20)ºC, particularmente en el tratamiento de aguas residuales urbanas, la
operación en el rango mesófilo (20ºC a 40ºC, con un óptimo de 37ºC) es sin duda el
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
23
más popular. El proceso ocurre a una tasa de aceptable entre 15ºC y 25ºC y a una tasa
relativamente alta entre 30ºC y 40ºC, siendo importante evitar variaciones bruscas de
temperatura.
En regiones de clima tropical, la temperatura ambiente es lo suficientemente alta para
mantener la temperatura requerida por la biomasa, condición térmica crítica, el metano
producido en el proceso puede ser usado como combustible para lograr el
calentamiento del sistema.
Cuando el agua residual es generada en el rango termófilo (entre 50ºC y 60ºC) el
tratamiento en este tipo de reactores es viable, lo que traerá consigo altas tasas de
reacción y grandes eficiencias cuando se compara con el rango mesófilo.
Carga orgánica y variaciones de flujo:
El reactor RBA también puede ser usado para el tratamiento de desechos que
presenten variaciones significativas en caudal o en concentración de material orgánico.
Entre las precauciones que se pueden tomar figuran:
o Uso inicial de tanques de igualación o bien la recirculación del efluente del
digestor ya que esta mezcla con el desecho a tratar puede contribuir a
igualar el contenido, en el caso de desechos con una alta concentración
de material orgánico. Como la calidad del efluente es más uniforme que la
de los afluentes, la mezcla de ambos incrementa el nivel de
homogeneidad en la alimentación al reactor, constituyéndose en un efecto
beneficioso de dilución.
o Uso de varios reactores operando en paralelo, puede ser una solución
viable en el caso donde se produce una gran variación en la tasa de flujo.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
24
Nutrientes:
Una de las ventajas del proceso de digestión anaeróbica son los bajo requerimientos de
nutrientes, derivada lógicamente de la baja velocidad de crecimiento de las bacterias
anaeróbicas. Los principales nutrientes necesarios para el crecimiento son nitrógeno (N)
y fósforo (P). En este sentido, el tratamiento de líquidos residuales con bajo contenido
de nutrientes, es posible en reactores RBA si los mismos son suministrados en las
siguientes proporciones:
DQO/N < 70 y DQO/P < 350
Varios micronutrientes o elementos trazas como níquel (Ni), cobalto (Co) y molibdeno
(Mo), también son necesarios y su carencia dificulta el tratamiento.
pH:
El pH óptimo en el proceso de digestión anaeróbica se encuentra alrededor de 7,0;
siendo importante destacar que los diferentes grupos bacterianos presentan niveles de
actividad óptima a pH bastante próximos aunque ligeramente diferentes; así los
hidrolíticos operan adecuadamente entre un rango de valores de pH de 7,2 – 7,4; los
acetogénicos en el entorno de 6,0 en pH y los metanogénicos, hasta que por debajo 6,2
cesa casi completamente. En este caso el pH puede continuar disminuyendo debido a
que se mantiene la actividad, aunque más limitada de los otros grupos. Por debajo de
4,5 se detiene la actividad de todos los microorganismos implicados en el proceso.
2.2.7 ARRANQUE DEL SISTEMA:
El arranque de los sistemas RBA, depende de numerosos parámetros biológicos,
químicos y físicos, estando influenciado por la composición y concentración del agua
residual, el volumen, actividad y adaptación del inóculo, parámetros ambientales como
temperatura, pH, nutrientes y contenido de elementos traza, parámetros de operación
como tasa de carga, tiempo de retención, mezcla líquida y por último pero no menos
importante, la configuración del reactor, geometría y tamaño.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
25
Todos estos parámetros permanecen en una fuerte interacción, lo que significa que
para un agua residual dada y un reactor de alta carga, el arranque depende en grado
muy limitado del tipo y configuración del reactor y una parte considerable depende de la
calidad y cantidad de biomasa inoculada y de los parámetros ambientales y
operacionales (Malina y Pohland, 1992).
Joseph F. Malina, y Frederick G. Pohland en 1992, reportan que la selección de un
material de inóculo adecuado es esencial para el arranque de un reactor RBA y además
describen algunos de los factores involucrados en este proceso:
1.) Fuente de inóculo:
El material de inóculo debe de poseer microorganismos capaces de degradar los
compuestos orgánicos presentes en el agua residual e inducir la formación de gránulos
o el desarrollo de lodo con buenas propiedades de sedimentación. El inóculo puede ser
lodo granular o lodo no granular.
Lodo no granular:
En el arranque de reactores RBA se han usado inóculos de lodo no granular como lodo
anaerobio dirigido, desechos de lodo activado y estiércol de ganado. Cuando se logra
una tasa estable de remoción de cargas orgánicas de DQO entre (8-15) kgDQO/m3.d y
bajo condiciones mesófilas (30-40)ºC, o cuando se logra una tasa de (3-5) kgDQO/m3.d
a temperatura ambiente (15-26)ºC, el arranque del reactor usualmente es considerado
completo.
El desarrollo de lodo granular generalmente requiere de 2 a 6 meses a temperatura
mesófila y de 10 a 12 meses a temperatura ambiente y aún sin la formación de gránulos
es posible operar a reactores RBA, siempre que el lodo cuente con suficiente capacidad
de sedimentación.
2.) Características del agua residual:
La complejidad del agua residual, particularmente de la fracción de materia orgánica
insoluble es un factor de gran importancia con respecto al potencial de carga orgánica
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
26
aplicable al reactor, a fin de lograr un contacto suficiente entre el lodo retenido y el
afluente bajo todas las condiciones operacionales posibles. En tal sentido es necesario
conocer:
a.) Contenido de materia orgánica:
El contenido de materia orgánica debe ser suficientemente alto como para mantener
buenas condiciones para el crecimiento bacterial. El nivel mínimo de DQO sugerido es
de aproximadamente 1000 mg/L; sin embargo, en la mayoría de las investigaciones
realizadas con agua residual de origen doméstico, la concentración de DQO utilizada es
menor de 500 mg/L.
b.) Naturaleza del material suspendido:
Materia dispersa retarda la granulación.
c.) Composición:
La granulación es más rápida en sustratos principalmente de carbohidratos solubles
comparada a la de sustratos de ácidos grasos volátiles (particularmente bajo
condiciones termófilas). En presencia de proteínas y pH del reactor > 6,5 estas son
degradadas casi por completo.
Altas concentraciones de iones (Ej. Ca+2, Mg+2) conducirán a precipitación química
(CaCO3, CaHPO4, MgNH4PO4), que resulta en la formación de un lodo granular con un
alto contenido de cenizas.
3.) Factores ambientales:
a.) Temperatura óptima de (30-40)ºC bajo condiciones mesófilas y de (50-60)ºC
bajo condiciones termófilas.
b.) El pH debe mantenerse superior a 6,2 en el reactor.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
27
c.) Todos los factores esenciales de crecimiento, tales como nitrógeno, fósforo,
azufre y elementos traza deben estar presentes en cantidades y formas
disponibles.
d.) Ausencia de compuestos tóxicos en concentraciones inhibitorias, o permitir
suficiente tiempo para la aclimatación bacterial.
2.2.8 CONTENIDO DE SÓLIDOS TOTALES
El contenido de sólidos totales de un desecho sólido se define como toda materia que
permanece como residuo luego de la evaporación a la temperatura de (103-105)ºC.
Todos los materiales que ejercen una presión de vapor significativa a estas
temperaturas, se pierden durante el secado. La temperatura a la cual se seca el
residuo, tiene una relación importante en los resultados de este ensayo, ya que la
pérdida de peso debido a la volatilización de la materia orgánica, el agua
mecánicamente absorbida y los gases de la descomposición química producida por el
calor, así como el peso ganado debido a la oxidación, dependen de la temperatura y el
tiempo al cual se le somete al calor (Metcalf & Eddy, 1991).
2.2.9 PARÁMETROS CARACTERÍSTICOS DEL AGUA. (Campos, 2000)
ALCALINIDAD
La alcalinidad es la capacidad que tiene el agua para absorber iones H+ sin tener un
cambio significativo en su pH. Las sustancias que le imparte alcalinidad al agua son
básicamente: hidróxidos, carbonatos y bicarbonatos de sodio, calcio y magnesio, por lo
cual se expresa en ppm como CaCO3. Existen dos tipos de alcalinidad:
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
28
Alcalinidad parcial
Está representada por la cantidad de hidróxidos (OH-) y de carbonatos (CO3-2)
presentes en el agua, los cuales se determinan empleando fenolftaleína como
indicador. Se denota comúnmente con la letra P.
Alcalinidad total
Está representada por el contenido de alcalinidad parcial en el agua y adicionalmente
por los bicarbonatos de sodio, calcio y magnesio presentes. Se denota con la letra M.
DEMANDA BIOLÓGICA DE OXÍGENO (DBO)
La demanda biológica de oxígeno, también denominada demanda bioquímica de
oxígeno, (DBO) es un parámetro que mide la cantidad de materia susceptible de ser
consumida u oxidada por medios biológicos que contiene una muestra líquida, y se
utiliza para determinar su grado de contaminación. Normalmente se mide transcurridos
5 días (DBO5) y se expresa en mg O2/L.
Es un método aplicable en aguas superficiales continentales (ríos, lagos, acuíferos,
etc.), aguas residuales o cualquier agua que pueda contener una cantidad apreciable
de materia orgánica. No es aplicable para las aguas potables debido al valor tan bajo
que se obtendría.
DEMANDA QUÍMICA DE OXÍGENO (DQO)
La demanda química de oxígeno (DQO) determina la cantidad de oxígeno requerido
para oxidar la materia orgánica en una muestra de agua residual, bajo condiciones
específicas de agente oxidante, temperatura y tiempo.
SÓLIDOS SUSPENDIDOS
Este término se refiere a las partículas orgánicas e inorgánicas así como líquidos
inmiscibles que se encuentran en el agua. Dentro de las partículas orgánicas tenemos,
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
29
entre otros, fibras de plantas, células de algas, bacterias y sólidos biológicos. Por otra
parte arcilla y sales son elementos considerados como partículas inorgánicas.
Dentro de los impactos que pueden causar los llamados sólidos suspendidos se tienen:
Son desagradables a la vista (poco estéticos).
Proveen superficies de adsorción para agentes químicos y biológicos.
Pueden degradarse, lo que causaría productos secundarios perjudiciales.
Aquellos elementos biológicamente activos pueden ser agentes tóxicos o
causantes de enfermedades.
SÓLIDOS DISUELTOS
Son los materiales que permanecen en el agua, luego de que ésta es filtrada, para
determinar los sólidos suspendidos. Los sólidos disueltos en el agua resultan de la
acción solvente del agua, luego de actuar sobre sólidos, líquidos y gases.
Los efectos más notables de los sólidos disueltos sobre la calidad del agua son las
propiedades cancerígenas o tóxicas de algunos de ellos directa o indirectamente
(mediante combinación con otros elementos).
2.2.10 SIMILITUD GEOMÉTRICA
En un sentido estricto, la similitud geométrica implica que la proporción de todas las
longitudes correspondientes, en los dos sistemas, deben ser las mismas. Así, si ciertas
longitudes seleccionadas en las direcciones X, Y y Z (y los dos sistemas son
designados con los subíndices M y P), la condición para la similitud geométrica según
Potter, M., y Wiggeri, D., en 2002 es:
𝑿𝑴
𝑿𝑷
𝒀𝑴
𝒀𝑷
𝒁𝑴
𝒁𝑷𝑳𝑹 (2.2) (Potter, M., y Wiggeri, D. 2002)
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
30
donde LR, es la escala de longitudes, mediante la cual se describen las dimensiones
relativas de los dos sistemas. En este capítulo el subíndice r se empleará para designar
la relación entre cantidades correspondientes en los dos sistemas.
Una consecuencia de la similitud geométrica es que las escalas de las áreas y los
volúmenes, en los dos sistemas, pueden expresarse en términos del cuadrado y el cubo
de la escala de longitudes y, por lo tanto,
𝑨𝒓𝑨𝑴
𝑨𝑷
𝑿𝑴𝒀𝑴
𝑿𝑷𝒀𝑷𝑳𝒓
𝟐 (2.2) (Potter, M., y Wiggeri, D. 2002)
𝑽𝒓𝑽𝑴
𝑽𝑷
𝑿𝑴𝒀𝑴𝒁𝑴
𝑿𝑷𝒀𝑷𝒁𝑷𝑳𝒓
𝟑 (2.3) (Potter, M., y Wiggeri, D. 2002)
En algunos casos como lo explica Potter, M., y Wiggeri, D., en 2002 es imposible lograr
una similitud geométrica exacta, particularmente en modelos, en los cuales la
profundidad es pequeña en relación con la anchura y la longitud. Tales modelos
frecuentemente están distorsionados en la dirección vertical, siendo necesario, en tal
caso definir dos escalas de longitudes, por medio de una ecuación adicional similar a
las anteriores; por ejemplo:
𝑿𝑴
𝑿𝑷
𝒀𝑴
𝒀𝑷𝑳𝒓 (2.4) (Potter, M., y Wiggeri, D. 2002)
𝒁𝑴
𝒁𝑷𝒁𝒓 (2.5) (Potter, M., y Wiggeri, D. 2002)
2.2.11 SEDIMENTACIÓN. (Sette, R., y Jiménez, D. 2002)
Se entiende por sedimentación la remoción por efecto gravitacional de las partículas en
suspensión presentes en el agua. Estas partículas deberán tener un peso específico
mayor que el fluido. La remoción de partículas en suspensión en el agua puede
conseguirse por sedimentación o filtración. De allí que ambos procesos se consideren
como complementarios. La sedimentación remueve las partículas más densas, mientras
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
31
que la filtración remueve aquellas partículas que tienen una densidad muy cercana a la
del agua o que han sido resuspendidas y, por lo tanto, no pudieron ser removidas en el
proceso anterior.
La sedimentación es, en esencia, un fenómeno netamente físico y constituye uno de los
procesos utilizados en el tratamiento del agua para conseguir su clarificación. Está
relacionada exclusivamente con las propiedades de caída de las partículas en el agua.
Cuando se produce sedimentación de una suspensión de partículas, el resultado final
será siempre un fluido clarificado y una suspensión más concentrada. A menudo se
utilizan para designar la sedimentación los términos de clarificación y espesamiento. Se
habla de clarificación cuando hay un especial interés en el fluido clarificado, y de
espesamiento cuando el interés está puesto en la suspensión concentrada. Las
partículas en suspensión sedimentan en diferente forma, dependiendo de las
características de las partículas, así como de su concentración. Es así que podemos
referirnos a la sedimentación de partículas discretas, sedimentación de partículas
floculentas y sedimentación de partículas por caída libre e interferida.
Sedimentación de partículas floculentas
Partículas floculentas son aquellas producidas por la aglomeración de partículas
coloides desestabilizadas a consecuencia de la aplicación de agentes químicos. A
diferencia de las partículas discretas, las características de este tipo de partículas;
forma, tamaño y densidad sí cambian durante la caída. Se denomina sedimentación
floculenta o decantación al proceso de depósito de partículas floculentas. Este tipo de
sedimentación se presenta en la clarificación de aguas, como proceso intermedio entre
la coagulación-floculación y la filtración rápida. Las partículas que se remueven en una
planta de tratamiento de agua son sólidos inorgánicos y orgánicos. Los factores
primordiales que influyen en la velocidad de sedimentación son su tamaño, forma y
densidad. La materia en suspensión que origina la turbiedad consiste principalmente en
sílice finamente dividida, arcilla y limo; la densidad original de las partículas es cercana
a 2,60. El color, en cambio, es producido principalmente por ácidos orgánicos (fúlvicos,
húmicos, etc.) de origen vegetal con densidades variables de 1 a 1,5 dependiendo de
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
32
su concentración. Las partículas se presentan principalmente en estado coloidal y es
necesario añadirles coagulantes químicos y someterlas a procesos de coagulación y
floculación para incrementar su tamaño o densidad antes del proceso de
sedimentación. Las partículas en suspensión de aguas tratadas con coagulantes,
consisten en flóculos formados por óxidos metálicos (Al2O3 o Fe2O3), agua en 85% a
95% y turbiedad y/o color con densidades variables entre 1,002 cuando predomina el
color y 1,03 cuando predomina la turbiedad. En procesos de ablandamiento los flóculos
tienen densidades cercanas a 1,20. El diámetro de los flóculos es variable desde menos
de 0,001 mm hasta más de 5 mm, dependiendo de las condiciones de mezcla y
floculación (gradientes de velocidad y tiempo de retención). Sette, R., y Jiménez, D., en
1996 clasifican los flóculos por su tamaño como se puede observar en la figura N° 2.1.
Figura Nº 2.1: Índices para determinar el tamaño del flóculo
(Fuente: Sette y Jiménez, 1996)
La velocidad de sedimentación de suspensiones floculentas depende de las
características de las suspensiones, así como de las características hidráulicas de los
sedimentadores y de la presentación de procesos contaminantes: floculación por
diferencia de velocidades de sedimentación de los flóculos, influencia de turbulencia y
variación de gradientes de velocidad, factores que imposibilitan la preparación de un
modelo matemático general. Por este motivo se recurre a ensayos en laboratorio o
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
33
plantas piloto con el propósito de predecir las eficiencias teóricas remocionales en
función de cargas superficiales o velocidades de sedimentación preseleccionadas. En
ellos se deben tomar las siguientes precauciones: que la muestra de la suspensión sea
representativa y que se mantenga a igual temperatura (Sette y Jiménez, 1996).
FACTORES QUE INFLUYEN EN EL PROCESO DE SEDIMENTACIÓN
Los siguientes factores influyen en el proceso de sedimentación o decantación:
Calidad de agua
Las variaciones de concentración de materias en suspensión modifican, en primer
lugar, la forma de sedimentación de las partículas (con caída libre o interferida), así
como las propiedades de las partículas modifican la forma de depósito (sedimentación
para partículas discretas y decantación para partículas floculentas).
Adicionalmente, variaciones de concentración de partículas o de temperatura producen
variaciones de densidad del agua y originan corrientes cinéticas o térmicas que, a su
vez, generan cortocircuitos hidráulicos en las unidades.
Al entrar agua más fría al sedimentador, la masa de agua se desplaza por el fondo de
este y produce el tipo de corriente indicada en la figura N° 2.2a.
En cambio, con agua más caliente, se produce el fenómeno inverso, que aparece
indicado en la figura N° 2.2b.
En el caso de variar la concentración, se producen corrientes de densidad por
diferencias en las distintas masas de agua, que suelen crear fuerzas más importantes
que las térmicas. En la figura N° 2.3 se indican las densidades del flóculo producido con
distintas concentraciones de suspensión de caolín. Haciendo la misma consideración
anterior, un volumen de agua de 100.000 m3 con 20 mg/L de caolín pesaría 100.560 t y
con 80 mg/L, 102.250 t, lo que da una diferencia de 960 t ó 6,9 kg/m3.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
34
Figura Nº 2.2: Corrientes térmicas
(Fuente: Sette y Jiménez, 1996)
Afortunadamente, la mayor concentración de partículas suele estar en el fondo, pero
cualquier perturbación en el flujo, ya sea por temperatura, obstrucciones, alta velocidad
de las paletas del floculador u otras causas, puede alterar el equilibrio y producir un flujo
sinuoso o envolvente sobre sí mismo, muy diferente del teórico calculado, que es el que
con frecuencia aparece, incluso en los bien diseñados (véase la figura N° 2.3).
Figura Nº 2.3: Corrientes de densidad
(Sette y Jiménez, 1996)
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
35
Condiciones hidráulicas
Los criterios y parámetros hidráulicos de diseño tienen gran influencia en la eficiencia. A
continuación se detallan los principales:
a) En la zona de sedimentación
En esta zona se debe tener un número de Reynolds lo más bajo posible y el número de
Froude más elevado para tender a un flujo laminar y estabilizar el flujo. En esta zona las
líneas de flujo no deben encontrarse con ningún tipo de obstrucciones que alteren su
trayectoria.
Adicionalmente, la presencia de flujo de pistón mejora el proceso y el flujo mezclado no
lo favorece.
b) En la zona de entrada
La zona de entrada es un conjunto de estructuras que debe permitir una distribución
uniforme del flujo de agua hacia la zona de sedimentación. En una unidad de este tipo,
esta distribución uniforme debe darse a todo lo ancho de la unidad y en profundidad.
Las alteraciones del flujo en la zona de entrada deben evitarse y su presencia puede
deberse a una velocidad excesiva del flujo en la entrada, o a que los orificios de ingreso
sean muy grandes. Al no haber disipación de esta energía en el tabique divisorio (caso
de unidades convencionales de flujo horizontal), las masas de agua entran con
diferente gradiente de velocidad, creando turbulencias que pueden extenderse dentro
de la zona de sedimentación. Similarmente, puede mencionarse como causa de
corrientes cinéticas la distribución desigual del flujo en la entrada (orificios de distintos
diámetros o algunos parcialmente obstruidos), la existencia de tabiques que dejan
pasar el agua solamente por el fondo, vertederos y otros, lo que produce corrientes
como las indicadas en la figura N° 2.4 y que adicionalmente modifican el tiempo de
retención.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
36
Figura Nº 2.4: Corrientes cinéticas
(Fuente: Sette y Jiménez, 1996)
c) En la zona de salida
Esta zona se caracteriza por permitir una recolección uniforme de agua sedimentada a
una velocidad tal que evite arrastrar flóculos en el efluente. Canaletas de pequeña
longitud, mal ubicadas, mal niveladas o impropiamente diseñadas producen
cortocircuitos hidráulicos y zonas muertas que pueden inutilizar grandes áreas del
equipo.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
37
En la figura N° 2.5 se esquematizan las modificaciones normales de las líneas de flujo
debido a las estructuras de la zona de salida.
Figura Nº 2.5: Efecto de la zona de salida en las líneas de flujo.
(Fuente: Sette y Jiménez, 1996)
Factores externos
Paradójicamente, los factores externos al proceso de sedimentación-acondicionamiento
previo (procesos previos a la sedimentación), prácticas operacionales y factores
ambientales son los que tienen más influencia en la eficiencia del equipo.
Buena o inadecuada coagulación y floculación ocasionan, respectivamente, altas o
bajas eficiencias en los equipos. Idéntico comentario cabe realizar acerca de la
operación y el estado de la unidad, así como sobre los programas de mantenimiento
existentes. A la vez, el viento, al soplar sobre la superficie del equipo, puede producir
corrientes de suficiente intensidad como para inducir cambios en la dirección del flujo y
alterar el precario equilibrio de las masas de agua.
En unidades grandes el viento puede crear oleajes de cierta magnitud, lo que interfiere
el proceso o desequilibra la distribución del flujo en las canaletas de salida. En la figura
N° 2.6 se indica la influencia de la velocidad del viento en la eficiencia de un equipo.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
38
Figura Nº 2.6: Influencia del viento en la eficiencia de los equipos
(Fuente: Sette y Jiménez, 1996)
2.2.12 TIEMPO DE RETENCIÓN HIDRÁULICA
La velocidad de carga orgánica máxima de un proceso anaerobio está limitada por el
tiempo de retención y por la actividad de los microorganismos implicados en los
mecanismos bioquímicos de degradación de la materia orgánica. Puesto que las
bacterias formadoras de metano tienen una velocidad de crecimiento baja, la retención
de la biomasa activa es la clave de la operación de los reactores anaerobios
avanzados, que permiten operar con bajos tiempos de retención hidráulicos (TRH) y
elevados tiempos de retención de sólidos (TRS) (Sette y Jiménez, 1996).
2.2.13 MATRICES DE EVALUACIÓN Y SELECCIÓN. (Sánchez, 2003).
Las matrices de selección y evaluación de problemas son arreglos de filas y columnas
donde las primeras constituyen las alternativas (problemas, causas, soluciones) que
requieren ser jerarquizadas y las columnas los múltiples criterios que conviene utilizar
en la selección. La utilidad del análisis a través de matrices reside en que ayuda a los
grupos de trabajo a tomar decisiones más objetivas, cuando se requiere tomarlas sobre
la base de criterios múltiples.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
39
FASES DE LA TÉCNICA DE MATRICES DE EVALUACIÓN Y SELECCIÓN
Los pasos que se siguen para utilizar una matriz de evaluación y selección son los
siguientes:
Definir las alternativas que van a ser jerarquizadas: estas alternativas pueden estar
referidas a problemas, causas o soluciones.
Definir los criterios de evaluación: en este caso es importante asegurar que todas las
personas involucradas en la selección entiendan de igual forma, el significado de cada
criterio. El utilizar ejemplos ayuda a homogeneizar el significado de los criterios
definidos.
Establecer el peso para cada uno de los criterios: todos los criterios no tienen la
misma importancia. En este caso, es necesario definir el peso que tienen cada uno de
los criterios con los cuales se evalúan las diferentes alternativas. Para esto, lo más
recomendable es repartir entre los criterios definidos, un número de puntos de acuerdo
a una escala dándole puntuación más alta a aquel que se considere más importante.
Podrá haber criterios que de no cumplirse para alguna alternativa, esta no podrá ser
seleccionada, aunque sea la que mayor cumpla con todos los demás criterios. Cuando
ello sucede, será necesario evaluar todos los renglones en relación al criterio o criterios
que necesariamente se deben cumplir, descartando de una vez las alternativas que no
cumplan con dichos criterios.
Construir la matriz de evaluación: este paso tiene como objetivo, construir un arreglo
de filas y columnas, donde se muestren las alternativas a evaluar, los criterios y el peso
de cada uno de los criterios.
Definir la escala de gradación de cada criterio: lo ideal es tratar de definir una escala
numérica donde se evalúen las alternativas en relación a los criterios. Cuando no sea
posible cuantificar la escala de gradación de los criterios, podrá aplicarse una gradación
cualitativa, (poco normal, mucho, etc. o deficiente, regular, bueno, excelente),
asignando para efectos de cálculo un valor a cada nivel.
Valorar cada alternativa en relación a cada criterio: en este paso, el objeto es
evaluar en qué grado las alternativas cumplen con los criterios definidos, utilizando la
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO II. MARCO TEÓRICO REFERENCIAL
40
escala establecida en el paso anterior. El resultado, se debe anotar en las casillas
correspondientes.
Puntuación definitiva y jerarquizaron: multiplicar el valor obtenido en el paso anterior
por el peso de cada criterio. De esta forma, cada alternativa recibe una puntuación
diferente por cada criterio. Sumar los puntos obtenidos por cada alternativa para
obtener la puntuación total de cada una de ellas. Finalmente ordenar las alternativas en
orden decreciente de la puntuación total obtenida.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO III. MARCO METODOLÓGICO
41
CAPÍTULO III
MARCO METODOLÓGICO
En este capítulo se desarrolla la metodología aplicada y se presentan de forma
ordenada las estrategias metodológicas que permiten obtener, clasificar, comprender y
organizar la información necesaria para el logro de cada uno de los objetivos
planteados.
El diseño de esta investigación es de tipo experimental respecto a la estrategia
metodológica ya que en el transcurso de la investigación se someterán diversas
variables operacionales a diferentes estímulos para observar el comportamiento del
proceso. Desde el punto de vista del nivel de profundidad, la investigación se puede
clasificar como investigación proyectiva, ya que se va a diseñar una propuesta que va a
generar soluciones específicas a un problema que afecta a HIDROCENTRO C.A.
3.1. PROCEDIMIENTO DE LA INVESTIGACIÓN
Para el logro del objetivo general: Estudiar el comportamiento del barrelodo hidráulico
en un modelo escala piloto, para un reactor anaeróbico de la planta de tratamiento de
aguas residuales de HIDROCENTRO-Los Guayos.
3.1.1 CARACTERIZAR EL REACTOR A ESCALA PILOTO, CON EL PROPÓSITO DE
DEFINIR LAS DIMENSIONES DEL SISTEMA BARRELODO-REACTOR A SER
INSTALADO.
Esta etapa comprende un análisis cualitativo y cuantitativo del sistema barrelodo-
reactor, con lo que se pretende dimensionar los elementos que conforman el sistema,
para ello se siguen los siguientes pasos:
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO III. MARCO METODOLÓGICO
42
3.1.1.1 Recorrido preliminar del sistema.
Se realiza un recorrido alrededor y mediante una inspección visual se identifica todos
los equipos que pertenecen al sistema, con el objetivo de conocer su funcionamiento,
dimensiones y elementos que lo conforman, el cual está constituido en forma general
por un tanque graduado para la medición del caudal de operación, un desarenador que
impide el paso de la arena hacia el reactor, una bomba que se encarga de la
alimentación del agua al proceso y un reactor en el cual ocurre el tratamiento
anaeróbico.
3.1.1.2 Entrevista con el personal encargado de la planta.
Con el fin de obtener un conocimiento más amplio de todas las fases, que intervienen
en el proceso de tratamiento de agua, se realizan entrevistas informales con el personal
capacitado y por medio de estas se logra conocer las partes del sistema que requieran
mantenimiento y limpieza.
Durante la entrevista informal se realiza una serie de preguntas que permitan completar
la identificación de variables de importancia para el desarrollo del proceso.
3.1.1.3 Revisión de información técnica y bibliográfica concerniente al proceso de
escalamiento.
Esta revisión tiene como finalidad la recolección de información concerniente a las
técnicas de escalamiento, evaluación de las mismas a fin de seleccionar la técnica
apropiada que permita lograr el escalamiento del barrelodo hidráulico a ser instalado.
3.1.1.4 Dimensionamiento del barrelodo.
La técnica que se emplea en el escalamiento del barrelodo hidráulico es la similitud
geométrica la cual se basa en la proporcionalidad de los sistemas en estudio, así la
condición (según Ragatz, 1988) para dicha técnica es:
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO III. MARCO METODOLÓGICO
43
𝑋𝑋
𝑌𝑌
𝐿
(3.1)
Donde:
XM: Largo del modelo a escala real (m).
XP: Largo del modelo a escala piloto (m).
YM: Ancho del modelo a escala real (m).
YP: Ancho del modelo a escala piloto (m).
Lr: Escala de las longitudes ancho y largo (m).
En un sentido estricto, la similitud geométrica implica que la proporción de todas las
longitudes correspondientes, en los dos sistemas, deben ser las mismas. Lr y Zr son las
escalas de longitudes, mediante las cuales se describen las dimensiones relativas de
los dos sistemas. En algunos casos es imposible lograr una similitud geométrica exacta,
particularmente en modelos en los cuales la profundidad es pequeña en relación con el
ancho y el largo. Tales modelos frecuentemente están distorsionados en la dirección
vertical, siendo necesario, en tal caso definir dos escalas de longitudes, por medio de
una ecuación adicional similar a la (3.1); por ejemplo:
𝑍𝑍
𝑍
(3.2)
Donde:
ZM: Profundidad del modelo a escala real (m).
ZP: Profundidad del modelo a escala piloto (m).
Zr: Escala de las profundidades (m).
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO III. MARCO METODOLÓGICO
44
3.1.1.5 Instalación del barrelodo hidráulico a escala piloto.
Para la realización de esta actividad se hace el inventario de los materiales requeridos y
de los materiales disponibles para la instalación del equipo, además de esto la distancia
de separación entre cada una de las tuberías del barrelodo se calcula tomando en
cuenta el diseño real en donde la separación viene dada por:
𝑋#𝑡𝑢𝑏𝑒𝑟𝑖𝑎𝑠 1
𝐿𝑆𝑇
(3.3)
Donde:
XM: Largo del modelo a escala real (m).
Lr: Escala de las longitudes (m).
ST: Separación de tuberías (m).
3.1.1.6 Realización de prueba(s) de funcionamiento del sistema a escala piloto.
Se realiza(n) la(s) prueba(s) para comprobar el funcionamiento de las partes que
conforman el sistema.
3.1.2 DETERMINAR LAS CARACTERÍSTICAS FÍSICO-QUÍMICAS DEL AFLUENTE
A TRATAR EN EL SISTEMA, CON LA FINALIDAD DE CONOCER LA CARGA
ORGÁNICA DEL MISMO.
3.1.2.1 Revisión de la norma COVENIN 2709:2002.
Mediante la revisión de la norma COVENIN se obtienen los lineamientos generales
sobre las técnicas de captación de muestras, pudiendo así definir el procedimiento que
se debe seguir en la investigación como lo es: definir los puntos de captación, captar
submuestras instantáneas de 200 mL durante un período de 12 horas en envases de
plásticos y se procede a la combinación de las submuestras para la formación de
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO III. MARCO METODOLÓGICO
45
muestras compuestas, antes de efectuar la combinación se verifica que los parámetros
de interés no varían significativamente durante el período de muestreo, la muestra
compuesta se prepara a un volumen fijo de 2,4 litros.
3.1.2.2 Definición de los puntos de captación e identificación de las variables en la
toma de datos.
La muestra del afluente se capta a la entrada del reactor a escala piloto, los parámetros
fisicoquímicos a ser evaluados para la caracterización del afluente son:
Sólidos totales, sólidos fijos y volátiles, pH, DQO, DBO.
Estos parámetros fueron definidos tomando en cuenta, que los mismos representan los
principales indicadores de los resultados arrojados en la presente investigación.
3.1.2.3 Toma de muestras del afluente y aplicación de pruebas fisicoquímicas.
Tomando en cuenta lo explicado anteriormente se realiza la toma de muestras
instantáneas de 200 mL por hora durante un período de tiempo total de 12 horas; se le
aplica las pruebas fisicoquímicas respectivas para la caracterización del afluente
teniendo en cuenta las siguientes variables: DQO, carga orgánica (expresada en
concentración de DQO), DBO, carga orgánica (expresada en concentración de DBO),
pH y alcalinidad. La carga orgánica se calcula mediante (según Ragatz, 1988):
Co
V
QDQO
1000*
* (3.4)
Donde:
Co: Carga orgánica (kg DQO/m3*d).
[DQO]: Concentración de DQO (mg/L).
Q: Caudal (m3/d).
V: Volumen (m3).
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO III. MARCO METODOLÓGICO
46
Se realizan las pruebas fisicoquímicas a las muestras del afluente tomando en cuenta el
standard methods for the examination of wáter and wastewater, Ed. 17 (APHA-AWWA-
WEF, 1989), siguiendo los métodos analíticos que en él se especifican mostrados en la
tabla Nº 3.1.
Tabla N° 3.1: Metodología empleada para el análisis de los parámetros
fisicoquímicos analizados en el afluente
Parámetro Método analítico Frecuencia
Sólidos totales 2540 B método estándar 2 veces / semana
Sólidos fijos y volátiles 2540 E método estándar 2 veces / semana
pH potenciométrico Díaria
DQO 5220 C método estándar Díaria
Alcalinidad total 2320 B método estándar Interdiaria
DBO 5210 B método estándar Semanal
3.1.2.4 Determinación de los niveles promedio de los parámetros representativos
del afluente a tratar.
Para determinar las variaciones en los niveles de los principales parámetros del afluente
a tratar, se estudian los resultados obtenidos durante el período de estudio
correspondiente, para lograr identificar los valores que no sean representativos del
comportamiento o de la tendencia seguida por los parámetros del afluente y así poder
excluir a estos valores de los análisis; para evitar que se produzca una incorrecta
interpretación de la data recolectada.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO III. MARCO METODOLÓGICO
47
Así mismo a partir del primer mes de estudio de esta fase, se procede a la determinación
de los valores promedios de los parámetros estudiados, y con ello poder estimar el
comportamiento físico-químico de la carga de materia orgánica presente en el afluente a
ser tratado en el proceso de tratamiento que se llevara a cabo durante la presente
investigación.
3.1.3 CARACTERIZAR EL LODO A INOCULAR EN EL SISTEMA A ESCALA
PILOTO, CON EL PROPÓSITO DE ESTABLECER SU COMPORTAMIENTO HASTA
ALCANZAR CONDICIONES ANAERÓBICAS
3.1.3.1 Definición de los puntos de captación del lodo e identificación de las
variables en la toma de datos.
La muestra del lodo se capta a la salida del reactor a escala piloto, el análisis de las
muestras de lodo se realizo siguiendo la normativa establecida por el standard methods
for the examination of wáter and wastewater, Ed. 17 (APHA-AWWA-WEF,1989),
siguiendo los métodos analíticos que en él se especifican mostrados en la tabla Nº 3.2
se tomaron como parámetros de interés aquellos que permitan conocer las
características fisicoquímicas del lodo a ser evaluado como lo son: sólidos totales,
sólidos fijos y volátiles, pH, alcalinidad total, DQO, ácidos grasos volátiles, actividad
metanogénica.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO III. MARCO METODOLÓGICO
48
Tabla N° 3.2: Metodología empleada para el análisis de los parámetros
fisicoquímicos analizados en el lodo
Parámetro Método analítico Frecuencia
Sólidos totales 2540 G método estándar 2 veces / semana
Sólidos fijos y volátiles 2540 G método estándar 2 veces / semana
pH potenciométrico 2 veces / semana
DQO 5220 C método estándar 2 veces / semana
Alcalinidad total 2320 B método estándar 2 veces / semana
Actividad metanogénica Método de Field (1994) quincenal
Ácidos grasos volátiles 5560 C método estándar 2 veces / semana
3.1.3.2 Toma de muestras del lodo y aplicación de pruebas fisicoquímicas.
Se realiza la captación de muestras instantáneas de lodo de 1000 mL a la salida del
reactor cada 2 días en recipientes plásticos. Se realiza la aplicación de las pruebas
fisicoquímicas a las muestras instantáneas siguiendo la metodología de los standard
methods for the examination of wáter and wastewater, Ed. 17 (APHA-AWWA-WEF,
1989) descrito en la sección anterior.
3.1.3.3 Evaluación del comportamiento del lodo
Para evaluar el comportamiento del lodo, se debe representar gráficamente el
desempeño de las propiedades fisicoquímicas analizadas a través del período de
evaluación para determinar la variación de las mismas. Para este fin se realizan gráficos
de propiedades fisicoquímicas analizadas vs tiempo de evaluación de acuerdo a ellas se
describe el comportamiento de los parámetros del lodo.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO III. MARCO METODOLÓGICO
49
3.1.4 OPERACIÓN DEL SISTEMA CON DISTINTAS CARACTERÍSTICAS, A FIN DE
DESCRIBIR EL COMPORTAMIENTO DE LOS PARÁMETROS FÍSICO-QUÍMICOS
ANALIZADOS EN CADA UNA DE LAS FASES DESARROLLADAS.
3.1.4.1 Inoculación del lodo en el sistema a escala.
Una vez caracterizado el reactor, el afluente y el lodo que se utiliza en la investigación,
se procede a inocular el reactor con el siguiente procedimiento:
Se inocula el reactor con 15 m3 de lodo proveniente de los sedimentadores
primarios de la planta experimental de tratamiento de aguas de la Universidad
Central de Venezuela (UCV) y 15 m3 de agua residual de origen doméstico
proveniente del colector marginal izquierdo Río Valle.
Durante una semana se opera el reactor como reactor por carga, a fin de facilitar
su adaptación a este tipo de afluente.
Transcurrida esta semana, los reactores empezaron a operar con flujo continuo.
3.1.4.2 Evaluación de los parámetros fisicoquímicos del afluente, efluente y lodo;
durante la operación del sistema a escala con las condiciones establecidas para
cada una de las fases.
Con el propósito de evaluar y establecer el comportamiento del reactor y todas las
variables involucradas (lodo, afluente, efluente) se opero el sistema a diferentes tiempos
de retención hidráulica (TRH) con su correspondiente carga orgánica asociada
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO III. MARCO METODOLÓGICO
50
Tabla N° 3.3: Condiciones de operación para cada una de las fases
Fase TRH
(h)
Caudal
𝒎𝟑
𝒅
Carga orgánica asociada al caudal
𝑲𝒈𝑫𝑸𝑶
𝑳∗𝒅
Período de
evaluación
(d)
I 24 34 0,11 - 0,89 120
II 16 51 0,16 – 0,67 20
III 6 136 1,02 – 3,63 40
Las fases desarrolladas se definen de acuerdo a tres caudales disponibles teniendo en
cuenta la bomba del sistema siendo la fase I la del menor caudal posible obtenido, la
fase II un caudal intermedio, y la fase III el mayor caudal posible además de obtener
tiempos de residencias acordes para la investigación. La fase I, se evalúa durante un
período mayor de tiempo (aproximadamente 3,5 meses), con el propósito de lograr la
aclimatización del lodo y/o para lograr la formación de la biomasa encargada de la
degradación de la materia orgánica, el establecer este período de tiempo se logra la
adaptación del lodo y a su vez conseguir la sucesión bacterial que permita optimizar la
eficiencia del sistema. Para mantener las condiciones de operación mostradas en la
tabla N° 3.3 se controla y se calibra diariamente el flujo en el reactor, además se realizan
las determinaciones químicas en muestras compuestas de 12 horas tanto del afluente y
efluente del sistema, así como a muestras instantáneas del lodo; estas últimas se captan
a una altura de 5 cm del fondo asegurando con ello obtener la mayor cantidad de lodo
sedimentado a estudiar. Los parámetros químicos que se listan en la tabla Nº 3.4, se
realizan siguiendo la metodología del standard methods for the examination of wáter and
wastewater, Ed. 17 (APHA-AWWA-WEF, 1989).
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO III. MARCO METODOLÓGICO
51
Tabla N° 3.4: Parámetros fisicoquímicos analizados en cada una de las fases
durante la evaluación del reactor
Muestra Parámetro Método analítico Frecuencia
Afluente
Sólidos totales 2540 B método estándar 2 veces / semana
Sólidos fijos y volátiles 2540 E método estándar 2 veces / semana
pH potenciométrico Diaria
DQO 5220 C método estándar Diaria
Alcalinidad total 2320 B método estándar Interdiaria
DBO 5210 B método estándar Semanal
Efluente
Sólidos totales 2540 B método estándar 2 veces / semana
Sólidos fijos y volátiles 2540 E método estándar 2 veces / semana
pH potenciométrico Diaria
DQO 5220 C método estándar Diaria
Alcalinidad total 2320 B método estándar Interdiaria
DBO 5210 B método estándar Semanal
Ácidos grasos volátiles 5560 C método estándar Esporádico
Lodo
Sólidos totales 2540 G método estándar 2 veces / semana
Sólidos fijos y volátiles 2540 G método estándar 2 veces / semana
pH potenciométrico 2 veces / semana
DQO 5220 C método estándar 2 veces / semana
Alcalinidad total 2320 B método estándar 2 veces / semana
Actividad metanogénica Método de Field (1994) Quincenal
Ácidos grasos volátiles 5560 C método estándar 2 veces / semana
Por otro lado los tiempos de evaluación de cada fase se definen principalmente en
función de la estabilidad en la remoción de DQO, y antes de iniciar una nueva fase se
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO III. MARCO METODOLÓGICO
52
analiza todos los parámetros antes mencionado en el afluente, el efluente así como
también en el lodo.
3.1.4.3 Descripción del comportamiento de los parámetros fisicoquímicos para
cada una de las fases estudiadas.
Para describir el comportamiento de los parámetros fisicoquímicos se debe representar
gráficamente el desempeño de los mismos a través del período en estudio de cada una
de las fases. Para este fin se emplea la data recolectada para realizar los gráficos.
3.1.5 EVALUAR EL COMPORTAMIENTO DE CADA UNA DE LAS FASES, CON EL
FIN DE PROPONER LA ALTERNATIVA QUE PERMITAN OBTENER LOS MAYORES
PORCENTAJES DE REMOCIÓN EN MATERIA ORGÁNICA.
3.1.5.1 Determinación de los valores promedios de los parámetros estudiados en
cada fase y elaboración de graficas.
Con el propósito de evaluar el funcionamiento del reactor empleando el barrelodo
hidráulico se desarrollan las tres fases desarrolladas antes expuestas , a fin de
establecer las condiciones de operación que permitan los mayores porcentajes de
remoción en materia orgánica en el efluente y de acuerdo a la normativa vigente de
descarga de líquidos residuales (Gaceta oficial Nº 5021 de fecha 18/12/1995, normas
para la clasificación y el control de los cuerpos de agua y vertidos o efluentes líquidos.
Decreto Nº 883), así como también conocer el comportamiento del lodo a lo largo de la
evaluación, se debe realizar el análisis global del sistema en función de los valores
promedios de las fases desarrolladas para cada uno de los parámetros obtenido, ya que
el comportamiento especifico en cada una de estas fases se realiza en la sección
anterior, estos valores promedios se almacenan en tablas para su estudio de forma
ordenada.
Los valores promedio de las concentraciones y eficiencias presentadas por el efluente
del sistema barrelodo-reactor en cada fase desarrollada a tomar en cuenta son:
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO III. MARCO METODOLÓGICO
53
pH
Alcalinidad
DQO
% remoción de DQO
DBO
% remoción de DBO
Sólidos totales
Los valores promedios de los parámetros físico-químicos evaluados en el lodo en cada
fase desarrollada son los siguientes:
pH
Alcalinidad
DQO
Ácidos grasos volátiles
Sólidos totales (expresado como % en peso).
Sólidos fijos (expresado como % de sólidos totales).
Sólidos volátiles (expresado como % de sólidos totales).
Actividad metanogénica.
3.1.5.2 Generación de la matriz de selección de los parámetros físico-químicos
más relevantes en remoción en materia orgánica del efluente.
Se construye una matriz de selección de los parámetros más relevantes para elegir una
alternativa de operación y lograr con ella la mayor remoción de materia orgánica;
teniendo en cuenta los siguientes parámetros:
pH
Alcalinidad
Porcentaje de remoción de DQO
Porcentaje de remoción de DBO
Porcentaje de remoción de sólidos totales
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO III. MARCO METODOLÓGICO
54
Se debe tener en cuenta lo siguiente para la selección de la alternativa buscada
mediante una matriz de selección:
La numeración va del 1 al 5, donde 1 representa el peor de los índices,
representando un pH muy cercano a los límites o fuera de los mismos para el
crecimiento de las bacterias metanogénicas, posee una baja alcalinidad o bajos
porcentajes de remoción.
El pH es un parámetro importante para la selección de la alternativa adecuada ya
que este regula la formación de la biomasa necesaria para la remoción de la
materia orgánica este debe oscilar entre 6,5 y 7,5, el porcentaje asignado para
esta característica es de un 10%
La alcalinidad es un factor a tomar en cuenta ya que ella cumple con la función de
amortiguar los cambios de pH que puedan ocurrir a lo largo de la evaluación. De
ahí su importancia si se considera que el agua a tratar posee trazas de residuos
industriales y al variar el pH mayor o menor del rango mencionado anteriormente
ocurre la no formación o destrucción de la biomasa, , el porcentaje asignado para
esta característica es de un 10%
Porcentaje de remoción del DQO nos indica la cantidad de oxígeno requerido
para oxidar la materia orgánica en la muestra de agua residual a su vez nos
refleja la cantidad de carga contaminante contenida en la misma, el porcentaje
asignado es de un 30%.
Porcentaje de remoción del DBO es un parámetro de gran importancia ya que da
una idea de la concentración de materia biodegradable contenido en el liquido
residual, este representa la cantidad de oxígeno consumido por organismos
aeróbicos por unidad de volumen de un residuo el porcentaje de remoción nos
indica la eficiencia que existe en la concentración de dicho parámetro, el
porcentaje asignado para esta característica es de un 30%
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO III. MARCO METODOLÓGICO
55
Porcentaje de sólidos totales este parámetro nos indica así como los dos
anteriores el grado de contaminación del líquido residual (efluente), el porcentaje
asignado para este parámetro es de un 20%
Para lograr determinar las ponderaciones de la matriz de selección se analizan las
variables antes mencionadas, y se escoge aquella(s) que influya(n) o brinde(n) mayor
información acerca del proceso de remoción de materia orgánica, es por tanto que en
orden de relevancia tenemos los porcentajes de remoción del DBO, DQO ya que ellos
nos brindan información propiamente de lo que ocurre con la remoción de materia
orgánica en el sistema, la formación de sólidos totales nos indica la cantidad de lodo
formado durante la digestión anaeróbica y por último la alcalinidad y pH que nos indican
las condiciones bajo las cuales opera el sistema.
3.1.5.3 Definir condiciones de operación de acuerdo a la evaluación de la matriz de
selección.
Se evalúa la matriz de selección calculando la puntuación correspondiente; multiplicando
el porcentaje del criterio por la ponderación respectiva luego se suma la puntuación de
cada alternativa eligiéndose la de mayor puntuación.
Una vez obtenida la alternativa de mayor puntuación se especifica las condiciones de la
etapa del proceso correspondiente.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
56
CAPÍTULO IV
DISCUSIÓN DE RESULTADOS
En esta sección se presentan los resultados obtenidos al cumplir los objetivos
propuestos y la explicación detallada de todos aquellos aspectos ligados al desarrollo
de la metodología, así como también la discusión de los resultados obtenidos al cumplir
cada uno de los objetivos.
4.1 CARACTERIZACIÓN DEL REACTOR A ESCALA PILOTO, CON EL PROPÓSITO
DE DEFINIR LAS DIMENSIONES DEL SISTEMA BARRELODO-REACTOR A SER
INSTALADO.
Esta etapa incluyó la revisión, caracterización y mantenimiento del reactor, también
implica el dimensionamiento e instalación del barrelodo hidráulico con el propósito de
preparar el equipo antes de ser inoculado, lo que contempló actividades de limpieza y
prueba del mismo.
A fin de conocer la técnica de escalamiento a emplear que permitió dimensionar el
barrelodo se identificaron las dimensiones de ambos sistemas (modelo real y modelo a
escala piloto) para comprobar que la proporción de todas las longitudes
correspondientes en los dos sistemas fue la misma, cumpliéndose la condición que
indicó que había una similitud geométrica, pudiendo aplicarse dicha técnica; en nuestro
caso no fue posible lograr una similitud geométrica exacta ya que la profundidad en
uno de los sistemas es pequeña en relación con el largo y el ancho del mismo como lo
es en el sistema a escala real por tanto se utiliza dos escala de longitudes una para el
largo y ancho y otra para la profundidad del sistema.
El reactor anaeróbico a escala piloto es un tanque recubierto por cemento tiene una
capacidad de 34 metros cúbicos, sus dimensiones son: 10 metros de largo, 3,4 metros
de ancho y 1 metro de profundidad.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
57
El reactor de la planta de tratamiento de aguas de HIDROCENTRO ubicada en Los
Guayos tiene unas dimensiones de: 230 metros de largo, 80 metros de ancho y una
profundidad de 4 metros, por otra parte posee un barrelodo hidráulico el cual está
constituido por 16 tuberías con agujeros dispuestas a lo largo del mismo de forma
transversal y a una altura de 40 centímetros del fondo.
Figura Nº 4.1: Vista longitudinal de la disposición del barrelodo en el reactor
anaeróbico ubicado en la planta de tratamiento de aguas de Los Guayos.
Teniendo en cuenta los fundamentos de escalamiento basados en la regla de similitud
geométrica, se realizo el escalamiento resultando:
Tabla N° 4.1: Resultados obtenidos del escalamiento.
Escala piloto Escala real
Ancho (m) 1,00 23,52
Largo (m) 1,00 23,00
Profundidad (m) 0,25 1,00
Como resultado de dicho escalamiento las tuberías del barrelodo fueron instaladas en el
modelo a escala piloto con una separación de 0,59 metros a una altura de 0,1 metros
desde el fondo como se muestra en la tabla Nº 4.1.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
58
Tabla Nº 4.2: Características del sistema barrelodo-reactor
del modelo a escala piloto
CARACTERÍSTICAS VALOR
Material de construcción Cemento
Puntos de alimentación 1
Puntos de captación 3
Altura 1 metro
Longitud 10 metros
Ancho 3.4 metros
Volumen 34 m3
Forma Rectangular
BARRELODO
Número de tuberías 16
Diámetro interno de las tuberías ½ Pulgada
Separación entre tuberías 0,59 metros
BOMBA
Capacidad ½ hp
4.2 DETERMINACIÓN DE LAS CARACTERÍSTICAS FÍSICO-QUÍMICAS, DEL
AFLUENTE AL REACTOR ANAERÓBICO.
Para determinar las características físico-químicas del agua, se combinaron muestras
individuales tomadas a intervalos de tiempo predefinidos, a fin de minimizar los efectos
de variabilidad en la muestra individual producidos en su mayoría por el origen, la
temperatura y la contaminación del agua entre otros.
El reactor que se encuentra en la planta experimental de tratamiento de aguas ubicada
en la UCV, se alimentó con líquidos residuales provenientes del colector marginal
izquierdo Río Valle que está ubicado en la urbanización “La Asunción” en la ciudad de
Caracas, el cual recibe aportes municipales e industriales, presentando fluctuaciones
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
59
características de un afluente mixto como se comprobó a lo largo del tiempo de
evaluación.
De los resultados promedio obtenidos en este período para muestras compuestas de 12
horas y mostrados en la tabla Nº 4.3, se puede establecer que el afluente estuvo
constituido principalmente por materia orgánica no biodegradable lo que se refleja en
las altas concentraciones en DQO en relación a las obtenidas en DBO.
Sin embargo, los valores promedio obtenidos durante el período de evaluación
corresponden a valores típicos de aguas residuales de origen domésticos (DQO,
322mg/L; DQO, 126mg/L), lo que evidencia que el aporte de los efluentes industriales al
colector mixto se produce de forma continua y mediante descargas puntuales con altas
concentraciones en DQO que generan concentraciones pico de hasta 910mg/L en el
afluente, modificando temporalmente la carga orgánica asociada al caudal que se
suministro al reactor.
El aporte de sólidos totales fue alto, ya que el afluente llego a presentar
concentraciones de hasta 1.370 mg/L, constituidos principalmente por sólidos
inorgánicos (sólidos fijos) en aproximadamente un 65% (valor promedio, 705 mg/L) por
lo que el aporte en sólidos volátiles se redujo a un 35% con un valor promedio de 245
mg/L.
La variación del pH fue amplia, con valores extremos de 6,7 y 8,1 asociados a las
descargas de efluentes industriales. De igual forma, la alcalinidad total también fluctuó
en función del fenómeno antes descrito, con valores entre 167 y 380 mg CaCO3/L con
un valor promedio de 263 mg/L.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
60
Tabla Nº 4.3: Características físico-químicas del afluente, durante el período de
evaluación del reactor a escala piloto
Parámetro Rango Promedio Límites
máximos (1)
pH 6,7 - 8,1 7,6 6-9
Alcalinidad (mg CaCO3/L) 167 - 380 263 -
DQO (mg/L) 113 – 910 322 700
DBO (mg/L) 53 – 251 126 350
Sólidos totales (mg/L) 402 – 1370 705 1600
Sólidos fijos (mg/L) 180 – 902 460 -
Sólidos volátiles (mg/L) 100 – 538 245 -
(1) Gaceta oficial N° 5305 de fecha 01/02/99, normas para la clasificación y el control
de la calidad de las aguas de la cuenca del lago de Valencia. Decreto N° 3219. Sección
VII: Art. 38. De la descarga a redes cloacales.
4.3 CARACTERIZACIÓN DEL LODO A INOCULAR EN EL SISTEMA A ESCALA
PILOTO, CON EL PROPÓSITO DE ESTABLECER SU COMPORTAMIENTO HASTA
ALCANZAR CONDICIONES ANAERÓBICAS.
Como se explicó en la sección correspondiente a la metodología, el lodo fue evaluado
por un período de dos meses para establecer su comportamiento hasta la aparición de
actividad metanogénica lo cual indicó estar en presencia de condiciones anaeróbicas.
Los resultados obtenidos demuestran que durante la evaluación, los diferentes
parámetros químicos analizados a excepción del pH, presentaron amplios rangos de
fluctuación, los cuales tendieron a minimizarse durante las dos semanas previas a su
inoculación en el reactor (ver tabla Nº 4.4).
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
61
Tabla Nº 4.4: Resumen del comportamiento de los parámetros analizados en el
lodo primario municipal, durante dos meses de evaluación.
Parámetro Rango PromediopH 7,0 – 7, 3
Alcalinidad (mg CaCO3/L) 9500 – 500
8133 (1)
3725 (2)
590 (3)Ácidos grasos volátiles (mg/L) 1700 – 18000 marcadas fluctuaciones
Sólidos totales (mg/L) 239370 – 355210
fluctuaciones (1)
331963 (2)
332918 (3)
Sólidos fijos (mg/L) 234000 – 266970
247488 (1)
248487 (2)
252016 (3)
Sólidos volátiles (mg/L) 19900 – 88900
74712 (1)
83476 (2)
81502 (3)
DQO (mg/L) 17400 – 65520
50141 (1)
38280 (2)
38682 (3)
Actividad metanogénica
(g DQO/ g SV*d) 0,00077 – 0,00090 0,00083 (2) y (3)
(1)= Primer período de evaluación.
(2)= Segundo período de evaluación.
(3)= Tercer período de evaluación.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
62
El primer período de evaluación consta de 30 días, el segundo período de evaluación
consta de 15 días y el tercer período de evaluación consta de 15 días.
En la figura N° 4.2 el pH varió de 7,0 a 7,3 presentando por períodos de tiempo valores
constantes, esto debido a la capacidad acidoneutrolizante que brinda la alcalinidad,
para mantener el pH del lodo estable frente a la formación de los ácidos en la etapa de
acidogénesis, cabe destacar que ninguno de los valores de pH excedieron los valores
recomendados (6,5 – 7,5) para el crecimiento de las bacterias metanogénicas.
Figura Nº 4.2: Variación de pH del lodo a inocular en el período de evaluación
antes de inocular
En la figura N° 4.3 la alcalinidad total presentó un amplio rango de variación (9500-
500mg CaCO3/L), con valores promedios de 8000 mg CaCO3/L; esta variación se le
atribuye a su continua interacción con los ácidos formados en las diferentes etapas de
la digestión anaeróbica como son: hidróliticos, acidogénicos, acetogénicos y
metanogénicos.
7
7,1
7,2
7,3
7,4
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65
Tiempo (dia)
pH
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
63
Figura Nº 4.3: Variación de la alcalinidad presentada por el lodo en el tiempo de
evaluación antes de inocular.
En la figura N° 4.4 los ácidos grasos volátiles también presentaron marcadas
fluctuaciones durante todo el período de evaluación (1700 – 18000 mg/L),
observándose una tendencia gradual y cíclica en el incremento y disminución de su
concentración; comportamiento que en el presente trabajo corresponde, no
necesariamente a la repetición de valores constantes. Además es importante destacar,
que cuando se produjeron las mayores fluctuaciones puntuales, el lodo tendió a diluirse,
recuperando su contextura en períodos cortos de 24 horas.
0
2000
4000
6000
8000
10000
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65
Tiempo (dia)
Alc
alin
idad
(m
g/L
)
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
64
Figura Nº 4.4: Ácidos grasos volátiles del lodo a inocular durante el tiempo de
evaluación antes de inocular
Al observar el comportamiento de las figuras Nº 4.2 y Nº 4.4 y tratar de establecer una
relación directa entra las variaciones de pH y de ácidos grasos volátiles (AGV),
pareciera que no existe ninguna ; sin embargo esto obedece a la capacidad
amortiguadora que presentó el lodo, con valores de alcalinidad total altos ( promedio de
8133 mg CaCO3/L) en los períodos donde las fluctuaciones de AGV fueron mayores y
continuas en el tiempo (primer mes de evaluación); esto permitió que las variaciones de
pH fueran mínimas, favoreciendo la permanencia de especies microbianas que no
toleran cambios bruscos de pH.
El contenido de sólidos totales, fijos y volátiles encontrados durante el período de
evaluación, se muestran en la figura Nº 4.5, pudiendo observarse que:
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
14000
16000
18000
20000
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65
Tiempo (dia)
Aci
do
s G
ravo
s V
ola
tile
s (m
g/L
)
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
65
a)
b)
c)
Figura Nº 4.5: Sólidos totales(a), fijos (b) y volátiles (c) del lodo a inocular
durante el período de evaluación.
200
250
300
350
400
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65
Tiempo (dia)
So
lid
os
To
tale
s *1
0^3
(mg
/L)
200
220
240
260
280
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65
Tiempo (dia)
So
lid
os
Fij
os
*10^
3 (m
g/L
)
0
20
40
60
80
100
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65
Tiempo (dia)
So
lid
os
Vo
lati
les
*10^
3 (m
g/L
)
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
66
- Las mayores fluctuaciones se presentaron durante las primeras dos semanas de
evaluación, con rangos de 239370 – 355210 mg/L de sólidos totales (figura Nº 4.5a),
234000 – 266970 mg/L de sólidos fijos (figura Nº 4.5b) y de 19900 – 88900 mg/L de
sólidos volátiles (figura Nº 4.5c).
- El contenido de sólidos volátiles aumentó de 19900 a un promedio de 81502mg/L
al finalizar el período de evaluación, lo que denota que se produjo un sustancial
incremento en la cantidad de biomasa existente en el lodo como se puede observar
en la figura N° 4.5c.
- En los períodos donde el lodo presentó aspecto líquido, es importante señalar que
se observó disminución en la concentración de sólidos, sin embargo las variaciones
en porcentajes fueron mínimas.
La figura Nº 4.6 muestra las variaciones de DQO presentadas en el tiempo
reportándose valores en el rango de 17400 a 65520 mg/L con valores promedio de
50141, 38280 y 38682 mg/L para el primer mes, tercera y cuarta quincena
respectivamente. Como puede observarse los valores de DQO al final del período
tendieron a estabilizarse, variando en relación directa con el contenido de sólidos
totales y sufriendo una ligera disminución cuando el lodo presentó características
liquidas.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
67
Figura Nº 4.6: Variación de la concentración del DQO en el lodo durante la
evaluación del mismo antes de inocular
Los resultados de la actividad metanogénica del lodo, obtenidos durante el último mes
de evaluación reflejan un minino incremento en dicha actividad, presentando un valor
promedio bajo de 0,00083 (g DQO/ g SV*d): lo cual es explicable si se considera que el
lodo no recibió durante el período de almacenamiento ningún tipo de sustrato. Sin
embargo, a pesar de la baja actividad metanogénica presentada por el lodo, este fue
capaz de amortiguar los cambios de pH aun a altas concentraciones de ácidos grasos
volátiles, de igual forma que incremento el contenido de sólidos volátiles a valores
aceptables para ser inoculados en el reactor, la aparición de bacterias metanogénicas
por pequeña que fuera su actividad indicaron que el lodo había alcanzado condiciones
anóxicas para el desarrollo de dichas bacterias ya que estas solo pueden desarrollarse
en este tipo de medio.
0
10
20
30
40
50
60
70
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65
Tiempo (dia)
DQ
O *
10^
3 (m
g/L
)
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
68
4.4 OPERACIÓN EL SISTEMA CON DISTINTAS CARACTERÍSTICAS DE
OPERACIÓN A FIN DE DESCRIBIR LA TENDENCIA DE LOS PARÁMETROS
FISICOQUÍMICOS ANALIZADOS EN CADA UNA DE LAS FASES
DESARROLLADAS.
El reactor fue inoculado con lodo proveniente de los sedimentadores primaríos de la
planta experimental de tratamiento de aguas, este lodo estuvo en almacenamiento
previo durante 4 meses en recipientes plásticos los que de forma interdiaria fueron
agitados con la finalidad de evitar la estratificación del lodo.
A partir de los dos últimos meses después de su recolección se empezó a controlar su
comportamiento mediante el análisis de los siguientes parámetros: pH, alcalinidad,
DQO, AGV, ST, SF, SV y actividad metanogénica. Una vez alcanzadas las condiciones
anaeróbicas se procedió a inocular el lodo en el reactor, para lo cual se siguió el
siguiente procedimiento:
Se agregaron 15 metros cúbicos de lodo al reactor.
Se agregaron 15 metros cúbicos de agua residual provenientes del colector
izquierdo Río Valle.
Durante una semana se opero el reactor por carga a fin de facilitar la adaptación
a este tipo de afluente y también para lograr la sucesión bacterial que permitiera
optimizar la eficiencia del sistema, al finalizar esta semana el reactor se comenzó
a operar con flujo continuo y se procedió al inicio del funcionamiento del
barrelodo operando este con flujo continuo de agua por todas las tuberías.
Para lograr mantener las condiciones de operación de cada una de las fases, se revisó
y se controló diariamente el flujo en el reactor además se realizaron determinaciones
químicas en muestras compuestas de 12 horas para efluente y afluente; En el caso del
lodo se aplicaron pruebas a muestras instantáneas en diferentes puntos de captación.
Por otro lado los tiempos de evaluación de cada fase se definieron en función de la
estabilidad en la remoción de DQO. La evaluación del reactor se realizo en función a
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
69
tres fases teniendo cada una de estas distintas cargas hidráulicas y con ello diferentes
tiempos de retención hidráulica tal como se describe a continuación:
5.4.1 Fase I:
Tiempo de retención hidráulica (TRH): 24 HORAS
Caudal: 34 d
m3
Tabla N° 4.5 Condiciones del lodo inoculado al finalizar el proceso por carga
Parámetro Valores
pH 7,6
Alcalinidad 320 mg/L como CaCO3
AGV 5500 mg/L
Sólidos totales 282290 mg/L
Sólidos volátiles 70530 mg/L
Actividad metanogénica 0,0009 (g DQO/gSV*d)
Durante este período de evaluación se observó una gran variación en la carga orgánica
asociada al caudal tratado (figura Nº 4.7) lo cual se debe a que el agua residual
corresponde a un afluente mixto, este recibe aportes industriales que elevan los picos
sobre todo en la demanda química de oxígeno (DQO). En este sentido, el afluente
reporto valores de DQO los cuales no se ajustan a una distribución normal ya que
presentan un rango de variación (113-864 mg/L) afectando esto de forma directa la
carga orgánica a la que fue sometido el reactor, la cual presentó valores en el rango
de (0,11-0,89) kgDQO/m3 *d, repitiéndose de forma continua valores en el rango de
(0,11 a 0,60) kgDQO/m3 *d, tal como se puede observar en la figura Nº 4.7.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
70
Figura Nº 4.7: Carga orgánica aplicada al reactor anaeróbico durante la evaluación
de la Fase I (comprendida de los días 1 al 121)
Los valores extremos son correspondientes a concentraciones en la demanda química
de oxígeno del afluente mayores a 600 mg/L y distribuidos a lo largo del período de
evaluación; no obstante al ser aportes industriales puntuales con una concentración
mayor a la promedio (322 mg/L) provocaron perturbaciones temporales en el sistema.
Los resultados obtenidos durante cuatro meses de evaluación, permiten establecer las
siguientes observaciones sobre el comportamiento del sistema:
Como se puede observar en la figura N° 4.8a durante los primeros días de operación, el
sistema presentó valores de DQO mayores a los reportados en el afluente como
producto del lavado del lodo con el agua de recirculación utilizada por el barrelodo ya
que al operar, el mismo inyecta agua de recirculación o lo que es lo mismo agua ya
tratada en el reactor (efluente); también pudo observarse en las experiencias realizadas
durante los primeros 20 días de operación y provocado por la exposición de la biomasa
bacterial a nuevas condiciones ambientales, que partículas finamente dispersas se
observaran en el efluente del reactor.
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
0 11 22 33 44 55 66 77 88 99 110 121
Tiempo (dia)
Car
ga
org
anic
a (K
g D
QO
/m^
3*d
)
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
71
Nuevamente durante los días 37, 56, 88, 99 y 103 los valores de DQO fueron mayores
o iguales a los del afluente (figura Nº 4.8a), como resultado del lavado del lodo lo cual
fue evidente en la coloración oscura que presentó el efluente. Este comportamiento
aparentemente se debió a la acumulación de material sólido liviano el cual tiende a salir
del sistema ya que no cuenta con las características apropiadas de sedimentación que
le permitan permanecer en el reactor manifestándose aun a tiempos de retención
hidráulicos grandes.
Como se puede observar en la figura N° 4.8b las perturbaciones ocasionadas de forma
posterior a la entrada brusca de altas concentraciones de DQO, se reflejaron en la
disminución de la eficiencia del sistema, presentado porcentajes de remoción de DQO
menores a los que el mismo había alcanzado. Cabe destacar que este fenómeno fue
superado en un período no mayor de 72 horas.
A partir del día 105 las variaciones en la concentración de DQO del afluente fueron
mínimas (figura Nº4.8a), obteniéndose los mayores porcentajes de remoción (entre 60 y
90 %) aun a cargas orgánicas mayores de 0,30 kgDQO/m3*d. La eficiencia promedio
presentada por el sistema fue del 55% con un valor promedio de 112 mg/L en la
demanda química de oxígeno.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
72
a)
b)
Figura N° 4.8: Variación (a) y eficiencia (b) del DQO en el reactor
durante la evaluación de la fase I (comprendida de los días 1 al 121)
Los valores en la demanda bioquímica de oxígeno (DBO) del efluente como se puede
ver en la figura Nº4.9a fluctuaron de 28-190 mg/L, obteniéndose las mayores
concentraciones al inicio del período de evaluación y reportándose a partir del día 55,
concentraciones menores a las que establece la normativa venezolana referente al
vertido de efluentes líquidos a cuerpos de agua receptores. La eficiencia del sistema se
0
200
400
600
800
1000
0 11 22 33 44 55 66 77 88 99 110 121
Tiempo (dia)
DQ
O (
mg
/L)
Afluente
Efluente
0,0
20,0
40,0
60,0
80,0
100,0
0 11 22 33 44 55 66 77 88 99 110 121
Tiempo (dia)
% R
emo
cio
n (
DQ
O)
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
73
incremento en el tiempo hasta lograr remociones en el orden del 70% al 80% (figura Nº
4.9b).
a)
b)
Figura N° 4.9: Variación (a) y eficiencia (b) del DBO en el reactor durante la
evaluación de la fase I (comprendida de los días 1 al 121)
El pH fluctuó de 6,9 a 8,0 (figura Nº 4.10b), manteniéndose de forma similar a la
variación presentada por el afluente (6,8 – 8,0).
0
50
100
150
200
250
0 11 22 33 44 55 66 77 88 99 110 121
Tiempo (dia)
DB
O (
mg
/L)
Afluente
Efluente
0,0
20,0
40,0
60,0
80,0
100,0
0 11 22 33 44 55 66 77 88 99 110 121
Tiempo (dia)
% R
emoci
on (D
BO
)
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
74
La alcalinidad del efluente durante las primeras tres semanas de operación del sistema,
presentó valores mayores a los reportados para el afluente (figura Nº 4.10a),
reduciendo gradualmente su concentración inicial de 1040 a 200 (mg CaCO3/L) en un
período de 28 días. Es importante destacar que en este período el pH también
disminuyo de 7,9 a 7,5 respectivamente y aunque no se determino la concentración de
ácidos grasos volátiles en el efluente, la disminución de la alcalinidad pudo deberse a la
acumulación de estos en el sistema, lo cual refleja en las altas concentraciones de
ácidos encontradas en el lodo.
Mediante la ecuación 4.1 (reacción de formación de ácidos orgánicos) se puede
describir el comportamiento que ocurre, al acumularse los ácidos grasos volátiles:
223 COOHVAHVAHCO
(4.1)
Donde:
3HCO : Bicarbonato
HVA : Ácidos volátiles
VA : Ácidos volátiles.
OH 2 : Agua
2CO : Dióxido de carbono.
Donde la alcalinidad bicarbonática es consumida, la producción del dióxido de carbono
aumenta y el pH disminuye. Sin embargo, al producirse cambios o perturbaciones en la
biomasa del sistema, los ácidos volátiles empiezan a elevarse antes que la alcalinidad
sea consumida, por lo que la reducción del pH ocurre cuando la alcalinidad disminuye.
Del día 28 al día 91, la alcalinidad del lodo se mantuvo en el rango de 200 a 360 mg/L,
presentando valores muy cercanos a los del afluente, aunque ligeramente más altos.
Además durante este período la alcalinidad presentó una tendencia cíclica de
incremento y disminución con valores picos a pH mayores de 7,5. A partir del día 91, la
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
75
alcalinidad disminuyo a valores menores que los presentados por el afluente, como se
puede observar en la figura N° 4.10a.
a)
b)
Figura Nº 4.10: Alcalinidad (a) y variación del pH (b) en el reactor anaeróbico
durante la evaluación de la Fase I (comprendida de los días 1 al 121)
Los sólidos totales, fijos y volátiles evaluados en el efluente del sistema, presentaron
valores relacionados al encendido del barrelodo, reportando un aumento en las
concentraciones durante los días siguientes del encendido (figura N° 4.11), como
0
200
400
600
800
1000
1200
0 11 22 33 44 55 66 77 88 99 110 121
Tiempo (dia)
Alc
alin
idad
(m
g/L
CaC
O3)
Afluente
Efluente
6,5
7,0
7,5
8,0
8,5
0 11 22 33 44 55 66 77 88 99 110 121
Tiempo (dia)
pH
Efluente
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
76
producto del lavado del lodo a que estuvo sometido el sistema, en respuesta también a
que fue operado por primera vez bajo condiciones de flujo continuo y la acción del
barrelodo a desplazar la carga hidráulica y con ello las bacterias asociadas hacia la
superficie del líquido aumentando así la superficie de contacto entre las mismas y la
materia orgánica dispuesta a lo largo del reactor produciendo con esto mayor
producción de biomasa bacterial.
Se reportaron además concentraciones pico en el contenido de sólidos totales y fijos,
los días 38 y 47, a concentraciones mayores (608 mg/L y 430 mg/L respectivamente) a
las reportadas por el afluente, cabe destacar que este comportamiento en los sólidos
se repitió en los días siguientes al encendido del barrelodo (figura Nº 4.11)
Figura Nº 4.11: Variación de los sólidos totales en el reactor anaeróbico durante la
evaluación de la Fase I (comprendida de los días 1 al 121)
Es de hacer notar que los sólidos fijos variaron en concentraciones de 170 a 542 mg/L
(valor promedio: 322 mg/L) siguiendo un comportamiento similar al de los sólidos totales
en cuanto a concentración se refiere e indicando que el efluente principalmente estuvo
constituido por sólidos inorgánicos (figura Nº 12), los que durante el primer mes de
operación se fueron acumulando en el sistema en mayor proporción también por la
200
400
600
800
1000
0 11 22 33 44 55 66 77 88 99 110 121
Tiempo (dia)
So
lid
os
To
tale
s (
mg
/L)
Afluente
Efluente
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
77
acción del barrelodo debido al desplazamiento de la carga hidráulica y la turbulencia
generada a lo largo de cada tubería y por ende en el reactor.
Figura Nº 4.12: Variación de la concentración de sólidos del efluente en el
reactor anaeróbico durante la evaluación de la Fase I.
De igual puede observarse que el afluente también presentó sólidos totales constituidos
en más del 50% por sólidos fijos, los que a partir del día 38 hasta el día 117,
presentaron altas concentraciones en relación a los sólidos volátiles, período en el cual
también se obtuvieron reducciones en los porcentajes de remoción de todos los sólidos
evaluados (figura Nº 4.13). Los sólidos volátiles del efluente variaron de 38 a 292 mg/L
(valor promedio 139 mg/L), disminuyendo en el tiempo y presentando un
comportamiento cíclico y estable a partir del día 84, lo que favoreció su acumulación en
el sistema al final del período de evaluación (figura Nº 4.12). A la vez ellos reportaron
los mayores porcentajes de remoción (mayores del 30%), aun cuando se presentaron
dos ocasiones de remoción nula (los días 38 y 47). Por otro lado, la remoción de sólidos
fijos fue mínima sin llegar a igualar los porcentajes de remoción de sólidos volátiles
(figura Nº 4.13).
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
78
Como se muestra en la figura Nº 4.13 el sistema de forma repetitiva presentó
disminuciones en los porcentajes de remoción como producto del lavado de lodo, que
favoreció el incremento en la concentración de sólidos del efluente, y modificando este
su calidad al incrementar la concentración de la DQO. Los continuos lavados del lodo
fueron producto de: Severas perturbaciones ocasionadas en el manto de lodo durante
paradas que sufrió el sistema por problemas en la bomba de alimentación; el lodo fue
operado por primera vez bajo condiciones de flujo continuo, exposición de la biomasa a
condiciones ambientales diferentes.
Figura Nº 4.13: Variación de la eficiencia de remoción de sólidos en el efluente
durante la evaluación de la Fase I
El comportamiento presentado por el lodo fue el típico de un lodo en proceso de
aclimatación y de formación de la biomasa capaz de degradar la materia orgánica que
le es suministrada como sustrato, En este sentido, las fluctuaciones obtenidas en los
diferentes parámetros analizados fueron amplias y en muchos casos se presentaron de
forma cíclica, tal como se observa en los resultados obtenidos y que se describen a
continuación:
El pH durante el período de evaluación varió de 6,9 a 7,5 (figura 4.14a); encontrándose
dentro del rango requerido por las bacterias metanogénicas para su desarrollo optimo, a
excepción del primer día de operación donde este valor se incremento de 7,0 (valor que
0,0
20,0
40,0
60,0
80,0
100,0
0 11 22 33 44 55 66 77 88 99 110 121
Tiempo (dia)
% R
em
oció
n (m
g/L
)
Solidos fijos
Solidos volatiles
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
79
mantuvo antes de su inoculación) a 7,7 como resultado de la modificación en el
equilibrio carbonato debido al aporte de un nuevo sustrato. Además es importante
resaltar que a pH entre 6,7 y 6,9 se reportaron altas concentraciones de ácidos grasos
volátiles, las que favorecen su disminución; mientras que a pH 7,0, los ácidos volátiles
se mantuvieron a concentraciones de 9000 mg/L, donde los ácidos orgánicos son
ionizados presentándose en la forma de acetato y propionato. De lo antes expuesto, se
puede deducir que existe un estrecha relación entre el pH y los ácidos grasos volátiles
(figura Nº 4.14b), los cuales además pueden exhibir alcalinidad modificando la
concentración de la alcalinidad total ya que esta no diferencia la alcalinidad por ácidos
volátiles, situación que explica el comportamiento de la alcalinidad presentada por el
lodo, la cual alcanzo valores de hasta 8180 mg/L de CaCO3.
En esta primera fase de evaluación también pudo observarse altas concentraciones en
la DQO (figura Nº 4.15b), las cuales aumentaron en el tiempo debido a la acumulación
de materia orgánica, lo cual se refleja de igual forma en los ácidos grasos volátiles, los
que en el primer mes de operación del sistema se mantuvieron en altas
concentraciones como producto de la baja capacidad degradativa presentada y
reflejada en los bajos valores de actividad metanogénica reportada por el lodo (0,001 -
0,005 gDQO/gSV*d) en el lapso antes mencionado. Sin embargo, al final de la fase I las
concentraciones de la DQO disminuyeron, los ácidos grasos se mantuvieron en el rango
de 11000 – 12000 mg/L e incremento la actividad metanogénica.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
80
c)
b)
a)
Figura Nº 4.14: Variación del pH (a), ácidos grasos volátiles (b) y alcalinidad (c)
del lodo durante la fase I
0
2
4
6
8
10
0 11 22 33 44 55 66 77 88 99 110 121
Tiempo (dia)
Alc
alin
idad
*10
^3 (
mg
CaC
O/L
)
5
10
15
20
25
0 11 22 33 44 55 66 77 88 99 110 121
Tiempo (dia)
Aci
do
s g
raso
s vo
lati
les
*10^
3 (m
g/L
)
6,6
6,8
7,0
7,2
7,4
7,6
7,8
0 11 22 33 44 55 66 77 88 99 110 121
Tiempo (dia)
pH
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
81
Las concentraciones de sólidos totales se presentaron siguiendo un patrón cíclico
(figura Nº 4.15a), en el cual durante el primer mes de evaluación tendieron a disminuir
debido a un proceso de lavado gradual del lodo, posiblemente como un mecanismo
selectivo a través del cual se logra la eliminación del lodo más liviano . Posteriormente
del día 38 al 95 se incrementaron dichas concentraciones, promoviéndose su
acumulación en el reactor para decrecer nuevamente del día 97 al 106 y volver a
incrementarse al final del período.
Los sólidos totales estuvieron constituidos principalmente por sólidos fijos, como puede
observarse en la figura Nº 4.15a, en términos porcentuales se mantuvo el contenido de
sólidos fijos y volátiles durante todo el período de evaluación, lo que sugiere que el
constante lavado del lodo a que estuvo sometido el sistema, era necesario para lograr
la selectividad del lodo y con ello alcanzar las condiciones requeridas para garantizar un
tratamiento eficiente y sobre todo estable.
A pesar de este comportamiento fluctuante en el medio donde se desarrollo la biomasa,
la actividad metanogénica se incremento gradualmente en el tiempo (0,001 a 0,115 g
DQO/gSV*d) aun al disminuir de forma inicial al valor en relación al valor que
presentaba antes de ser inoculado en el reactor. Este incremento gradual obedece al
proceso de aclimatización y formación de la biomasa la cual se ve afectada en gran
proporción por el mayor contacto que existe entre la materia orgánica y las bacterias al
entrar en juego el barrelodo hidráulico
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
82
a)
b)
Figura Nº 4.15 Variación en la concentración de sólidos (a) y DQO (b) en el
lodo durante la evaluación de la fase I
0
200
400
600
800
0 11 22 33 44 55 66 77 88 99 110 121Co
nce
ntr
ació
n d
e so
lid
os
(m
g/L
)
Tiempo (dia)
Sólidostotales
Sólidosfijos
Sólidosvolátiles
0
200
400
600
800
1000
0 11 22 33 44 55 66 77 88 99 110 121
Tiempo (dia)
DQ
O *
10^3
(m
g /L
)
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
83
El análisis global de los resultados obtenidos, referentes al comportamiento del sistema
durante esta primera fase de evaluación, denota que a pesar de la baja actividad
metanogénica presentada por el lodo, los porcentajes de remoción al final del período
fueron aceptables como resultados no solo de la aclimatización del lodo a las
condiciones de operación impuestas, sino también a la sedimentación de material
orgánico provocado por el largo tiempo de retención hidráulico a que estuvo sometido el
sistema. Además en esta primera fase se observa un alto crecimiento de biomasa
debido a la acción del barrelodo a desplazar la materia orgánica a la superficie del
líquido produciendo cierta turbulencia obteniendo mayor superficie de contacto entre el
lodo y la materia que entra al sistema.
5.4.2 Fase II:
Tiempo de retención hidráulica (TRH): 16 horas
Caudal: 51 d
m3
Las condiciones de operación de la fase II se mantuvieron por un período de 20 días.
Durante el período antes mencionado, el rango en la fluctuación de la carga orgánica
asociada al caudal tratado, fue menor que el obtenido en la fase I, con un rango entre
0,19 y 0,67 kg DQO/m3*d y con valores que se repiten en el rango de 0,25 a 0,55 kg
DQO/m3*d (figura N° 4.16). Los valores extremos corresponden a concentraciones de
DQO del afluente en el orden de los 400 mg/L y distribuidos entre los primeros 11 días
de operación bajo estas nuevas condiciones de operación hidráulica. Al final del período
la carga orgánica se mantuvo en el rango de 0,25 a 0,55 kg DQO/m3*d con una
concentración promedio de la DQO del afluente de 239 mg/L.
Las fluctuaciones de la carga orgánica en términos de la DBO fueron menores,
encontrándose en el rango de 0,12 a 0,20 kg DBO/m3*d, lo cual refleja el aporte en el
contenido de materia orgánica biodegradable que entra en el sistema.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
84
Figura N° 4.16: Carga orgánica aplicada al reactor durante
la evaluación de la fase II
Durante esta fase, el sistema presentó mejores condiciones que las presentadas en la
fase anterior, pudiéndose observar los siguientes aspectos:
La DQO del efluente varió en concentraciones de 48 a 180 mg/L, con un valor promedio
98 mg/L y sin exceder las concentraciones presentadas por el afluente, lo que
claramente evidencia que durante esta fase el sistema removió gran parte del DQO
suministrado. A partir del día 137 se obtuvieron valores más o menos constantes en el
orden de 48 a 99 mg/L (figura N° 4.17a), lográndose porcentajes de remoción en el
orden del 70%.
En las figuras N° 4.17a y N° 4.17b se puede observar que las mayores fluctuaciones en
la DQO del afluente y por ende en los porcentajes de remoción (40,2%-80,1%) se
presentaron durante los primeros 8 días de operación, donde la carga orgánica aplicada
también sufrió las mayores variaciones, pudiendo observarse como consecuencia,
reducciones en los porcentajes de remoción de forma posterior a la entrada de una
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
85
carga orgánica mayor a la mantenida en el sistema. Esta situación se presentó el día
124, un día después que el sistema recibió una carga orgánica de 0,45 kg DQO/m3*d,
en donde el sistema redujo su porcentaje de remoción a 41,4%.
Lo antes expuesto indica que el sistema fue inhibido de forma temporal, logrando
expulsar los compuestos químicos inorgánicos y presentando recuperaciones rápidas
sin producirse el fenómeno de lavado de lodo, el que únicamente se presentó el primer
día de operación como resultado del inicio del funcionamiento del barrelodo y el
incremento en la carga hidráulica aplicada al sistema.
- La concentración de DBO en el efluente se mantuvo en el rango de 23 a 40 mg/L
(valor promedio 31 mg/L) como se puede observar en la figura nº 4.18a, obteniéndose
porcentajes de remoción mayores del 60% (entre 62,6 y 71,3%) con un valor promedio
durante todo el período del 66,2% y con fluctuaciones menores a las reportadas en la
evaluación de la fase anterior, lo que se puede notar en la figura Nº 4.18b. La figura Nº
4.18a muestra que la disminución en la concentración de la DBO del efluente fue
proporcional y paralela a la disminución en la concentración de la DBO del afluente,
logrando alcanzar valores inferiores al valor límite que establece la normativa
venezolana de descarga de efluentes líquidos (60 mg/L).
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
86
a)
b)
Figura Nº 4.17: Variación de la DQO (a) y eficiencia en DQO (b) obtenida en el reactor
durante la fase II
0
100
200
300
400
500
122 127 132 137 142
DQ
O (
mg
/L)
Tiempo (días)
afluente
efluente
0
20
40
60
80
100
122 127 132 137 142
% r
em
oci
ón
(D
QO
)
Tiempo (días)
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
87
a)
b)
Figura Nº 4.18: Variación de la DBO (a) y eficiencia en DBO (b) obtenida en el reactor
durante la fase II
0
20
40
60
80
100
120
140
122 127 132 137 142
DB
O (
mg
/L)
Tiempo (días)
afluente
efluente
50
55
60
65
70
75
122 127 132 137 142
% r
emo
ció
n (
DB
O)
Tiempo (días)
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
88
El pH en el efluente varió entre 7,0 y 7,8 (figura N° 4.19), presentando al igual que los
demás parámetros marcadas fluctuaciones durante los primeros 10 días de operación
donde se presentaron los valores más altos de pH (7,6 – 7,8), los que al final del
período se mantuvieron menores que los del afluente y siguiendo un patrón de
comportamiento muy similar al de este último, con incrementos y disminuciones cíclicas.
Figura Nº 4.19: Variación del pH obtenida en el reactor durante la evaluación
de la fase II
En este lapso de 10 días, la alcalinidad en el reactor también se incrementó
gradualmente de 256 a 340 mg CaCO3/L, disminuyendo posterior a este período de
forma gradual y cíclica hasta alcanzar valores menores a los presentados por el
afluente, el que mantuvo valores más o menos constantes durante el período de
evaluación (figura N° 4.20). Este comportamiento de la alcalinidad y del pH en el
efluente, es producto de la acumulación de ácidos grasos volátiles, los que en el lodo se
mantuvieron a concentraciones altas.
6,5
6,7
6,9
7,1
7,3
7,5
7,7
7,9
122 124 126 128 130 132 134 136 138 140 142
pH
Tiempo (días)
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
89
Figura Nº 4.20: Variación de la alcalinidad obtenida en el reactor durante la
evaluación de la fase II
La concentración de sólidos totales en el efluente se mantuvo en el rango de 438 a 556
mg/L (figura N° 4.21), a excepción del primer día de análisis donde presentó una
concentración de 820 mg/L mayor a la reportada por el afluente (598 mg/L), lo que fue
el resultado combinado del incremento en el caudal de operación y de la acción del
barrelodo; ya que el mismo había iniciado su ciclo de funcionamiento el día anterior del
incremento en el caudal de operación, lo que ocasionó el lavado del lodo liviano que se
había acumulado en la fase anterior. Con respecto a los sólidos totales también pudo
observarse que las concentraciones en el efluente, aunque fueron menores que las
obtenidas para el afluente; en términos generales no corresponden a diferencias
significativas, reflejándose en los bajos porcentajes de remoción obtenidos durante el
período.
150
200
250
300
350
120 125 130 135 140
Alc
alin
ida
d (
mg
/L C
aCO₃)
Tiempo (días)
afluente
efluente
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
90
Figura Nº 4.21: Variación del comportamiento de los sólidos totales obtenida en el
reactor durante la evaluación de la fase II
La composición de sólidos totales en el efluente estuvo constituida principalmente por
sólidos fijos en concentraciones de 158 a 446 mg/L (figura N° 4.22a), obteniéndose una
concentración de 700 mg/L al inicio de la fase. Es de hacer notar que los sólidos fijos
siguieron un comportamiento similar al de los sólidos totales, con pequeñas reducciones
en la concentración de salida los días 130 y 137, promoviéndose su acumulación en el
reactor. Los sólidos volátiles por el contrarío, aumentaron en este período
manteniéndose en concentraciones de 120 a 208 mg/L.
Durante los primeros 8 días de operación los sólidos volátiles se acumularon en el
reactor, presentado porcentajes de remoción mayores a los obtenidos por los sólidos
fijos en el orden del 50 al 80% y disminuyendo al final del período a porcentajes
menores del 50%. Como se observa en la figura N° 4.22b, la remoción de sólidos fijos
también fue mayor en este lapso sin llegar a igualarse a la remoción de los sólidos
volátiles, los que disminuyeron al final del período posiblemente por el efecto producido
por el barrelodo, lo cual fue un mecanismo para reducir el material que se ha
acumulado en el sistema después de la entrada de una concentración alta de sólidos
totales como ocurrió el día 131 (570 mg/L).
300
500
700
900
1100
1300
1500
121 126 131 136 141
Só
lido
s t
ota
les
(m
g/L
)
Tiempo (días)
afluente
efluente
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
91
a)
b)
Figura Nº 4.22: Variación en la concentración (a) y eficiencia (b) de remoción de sólidos
en el reactor durante la evaluación de la fase II
0
200
400
600
800
1000
121 126 131 136 141
Co
nce
ntr
ació
n d
e só
lido
s (
mg
/L)
Tiempo (días)
sólidos totales
sólidos fijos
sólidosvolátiles
0
20
40
60
80
100
121 126 131 136 141
% D
e r
emo
ció
n
Tiempo (días)
sólidos fijos
sólidos volátiles
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
92
De los resultados obtenidos se establece que el comportamiento del lodo en el reactor
durante la fase II de evaluación, obedece a la acumulación de ácidos grasos volátiles
provocado por una brusca reducción en la actividad metanogénica, pudiendo
observarse que aun bajo esas condiciones, el lodo es capaz de mantener la capacidad
amortiguadora lo cual permite que el pH no disminuya a valores críticos para el
desarrollo de las bacterias metanogénicas e indicando que los altos porcentajes de
remoción obtenidos en el sistema, también son producto de la sedimentación de
material orgánico que se produjo en el mismo durante el período en el cual el barrelodo
no se encontraba en funcionamiento. El comportamiento presentado por el lodo se
describe a continuación:
El pH en el lodo se mantuvo en el rango de 6,9 a 7,3 con valores que fluctuaron entre
7,0 y 7,1 al final del período, observándose que con cada incremento en las
concentraciones de ácidos grasos volátiles, el pH disminuye a valores entre 6,9 y 7,0
(figura N° 4.23).
Figura Nº 4.23: Variación del comportamiento del pH en el lodo durante la
evaluación de la fase II
6,5
6,7
6,9
7,1
7,3
7,5
123 125 127 129 131 133 135 137 139 141
pH
Tiempo (días)
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
93
La alcalinidad total en el lodo se incrementó de forma brusca después de 7 días de
operación llegando a alcanzar valores de hasta 17000 mg/L (figura N° 4.24), los que no
se consideran representativos del sistema, ya que las altas concentraciones de ácidos
grasos volátiles presentadas enmascaran el verdadero valor de la alcalinidad
bicarbonática.
Figura Nº 4.24: Variación en la concentración de la alcalinidad total en el lodo
durante la evaluación de la fase II
De acuerdo a los resultados obtenidos, a pesar de que la alcalinidad disminuyó cuando
se presentaron las mayores concentraciones de ácidos grasos volátiles (figura N° 4.25)
y que el contenido de materia orgánica presente en el lodo se incrementó en
concentraciones de DQO entre 63000 y 90000 mg/L (figura Nº 4.26) con fluctuaciones
menores a las reportadas en la fase analizada anteriormente; la alcalinidad no llegó a
consumirse totalmente ya que los valores de pH se mantuvieron cercanos a la
neutralidad.
0
5
10
15
20
123 128 133 138
Alc
alin
idad
*10
³ (m
g C
aCO₃/L)
Tiempo (días)
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
94
Figura Nº 4.25: Variación en la concentración de los ácidos grasos volátiles en el
lodo durante la evaluación de la fase II
Figura Nº 4.26: Variación en la concentración de DQO en el lodo durante la
evaluación de la fase II
10
15
20
25
30
35
123 128 133 138
Áci
do
s g
ras
os
volá
tile
s *
10³
(mg
/L)
Tiempo (días)
60
65
70
75
80
85
90
95
123 128 133 138
DQ
O *
10³
(mg/L
)
Tiempo (días)
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
95
Los sólidos totales presentaron concentraciones entre 270910 y 355670 mg/L que
corresponden a porcentajes entre 23,5 y 30,2%, estando constituido principalmente por
sólidos fijos que continuaron representando las tres cuartas partes de los mismos, con
concentraciones entre 198110 y 275880 mg/L que a su vez corresponden al 73,1 y
76,3% de los sólidos totales (figura N° 4.27).
Los sólidos volátiles por su parte se presentaron en concentraciones entre 70280 y
85830 mg/L que representan entre el 23,7 y 26,9% de los sólidos totales, los que están
constituidos en casi un 98% por sólidos suspendidos tal como se comprobó a partir del
día 122.
Figura Nº 4.27: Variación en la concentración de la alcalinidad en el lodo durante
la evaluación de la fase II
La actividad metanogénica disminuyó bruscamente desde 0,113 gDQO/gSV*d, valor
con que inició el período, hasta 0,036 gDQO/gSSV*d, sin poder verificar si ésta
incrementó al final del período ya que el valor obtenido en el último análisis no fue
0
100
200
300
400
500
123 128 133 138
Só
lido
s *1
0³
(mg
/L)
Tiempo (días)
sólidostotales
sólidosfijos
sólidosvolátiles
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
96
representativo por posible intoxicación del lodo con la solución de nutrientes utilizada en
el ensayo.
5.4.3 Fase III:
Tiempo de retención hidráulica (TRH): 6 horas
Caudal: 136 d
m3
Esta fase fue evaluada durante un período de 40 días que corresponden del día 143 al
183 del período global de evaluación. Durante esta fase el sistema estuvo sometido a
un significativo incremento en la carga hidráulica al incrementarse el caudal de
operación de 51 a 136 m3/d, con el consiguiente incremento sobre la carga orgánica
asociada e ese caudal.
En este sentido, la carga orgánica fluctuó en el período de evaluación de 1,02 a 3,63
kgDQO/m3*d (figura N° 4.28), lográndose una carga orgánica promedio de 1,6
kgDQO/m3*d, si se desprecian las correspondientes a 3,63 kgDQO/m3*d, las que se
presentaron únicamente los días 159 y 160 posiblemente como resultado de una
descarga puntual de líquidos residuales industriales los que incrementaron la DQO del
afluente en una concentración de 910 mg/L.
Como se observa en la figura N° 4.28, se obtuvieron cargas orgánicas de 2,00 a 2,15
kgDQO/m3*d distribuidas al inicio y final del período, correspondientes a
concentraciones de DQO entre 512 y 540 mg/L, mientras que las cargas orgánicas 1,02
y 1,91 kgDQO/m3*d se presentaron durante todo el período y corresponde a
concentraciones de DQO en el rango de 256 a 480 mg/L.
La carga orgánica en términos de la DBO también se incrementó gradualmente a
valores entre 0,27 y 0,76 kgDBO/m3*d con valores de DBO en el rango de 67 a 192
mg/L. Estos valores son menores en comparación a los de la DQO y corresponden al
contenido de materia orgánica biodegradable aportado por el afluente, al sistema.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
97
Figura N° 4.28: Carga orgánica aplicada al reactor durante la evaluación de
la fase III
El reactor presentó un comportamiento más estable que el obtenido en las fases
evaluadas anteriormente, lo que se refleja en las siguientes observaciones:
La DQO en el efluente predominante presentó valores en el rango de 64 a 145 mg/L
(figura N° 4.29) con una concentración de promedio de 98 mg/L, a excepción de los
días 151, 164 y 174 donde se obtuvieron concentraciones de 180, 160 y 304 mg/L
respectivamente, como resultado en el incremento en las cargas orgánicas mantenidas
previo a la entrada de concentraciones de DQO altas aportadas por el afluente y cuyos
efectos se manifestaron de forma posterior, modificando temporalmente la calidad del
efluente.
El sistema soportó y amortiguó la sobrecarga orgánica aportada por el afluente los días
159 y 160 (DQO de 910 mg/L y carga orgánica de 3,63 kgDQO/m3*d), presentando
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
98
después de este período ligeros incrementos en el contenido de materia orgánica del
efluente, los que en períodos cortos de tiempo (24 y 48 horas) volvieron a disminuir de
forma gradual.
Figura Nº 4.29: Variación en la concentración de la DQO en el reactor durante la
evaluación de la fase III
Los porcentajes de remoción obtenidos fueron relativamente altos, mayores del 60%, si
se ignoran las reducciones en remoción obtenidas los días 150, 164 y 174 (figura N°
4.30) como efecto secundarío provocado por el incremento en la carga orgánica. No
obstante, aun considerando estos porcentajes (33,3%, 54,5% y 26,9%) se alcanzó en el
período una eficiencia promedio del 72,5% con concentraciones y por lo tanto
porcentajes de remoción más o menos estables, al final del mismo.
0
200
400
600
800
1000
144 154 164 174
DQ
O (
mg
/L)
Tiempo (días)
afluente
efluente
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
99
Figura Nº 4.30: Variación en la eficiencia de remoción de DQO en el reactor
obtenida durante la evaluación de la fase III
La concentración de la DBO en el efluente siguió un comportamiento decreciente en el
tiempo con valores en el rango de 44 mg/L a 19 mg/L (figura N° 4.31a) y con
porcentajes de remoción que se incrementaron de 34,3% a 84,2% con una eficiencia
promedio de 71,1% (figura N° 4.31b).
20
40
60
80
100
144 149 154 159 164 169 174 179
% D
e r
emo
ció
n (
DQ
O)
Tiempo (días)
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
100
a)
b)
Figura Nº 4.31: Variación en la concentración de la DBO (a) y eficiencias (b) obtenidas
en el reactor durante la evaluación de la fase III
0
50
100
150
200
144 149 154 159 164 169 174 179
DB
O (
mg
/L)
Tiempo (días)
afluente
efluente
20
40
60
80
100
143 148 153 158 163 168 173 178 183
% D
e r
emo
ció
n (
DB
O)
Tiempo (días)
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
101
El pH en el efluente fluctuó entre 7,0 y 7,9 presentándose las mayores variaciones con
pH mayores de 7,5; el último mes de evaluación (figura N° 4.32).
Figura Nº 4.32: Variación del comportamiento del pH en el reactor durante la
evaluación de la fase III
La alcalinidad del reactor presentó un comportamiento de incremento y disminución de
tendencia cíclica tal como se muestra en la figura N° 4.33, con concentraciones en el
rango de 212 a 308 mg CaCO3/L y una concentración promedio de 263 mg/L. El
comportamiento tanto de la alcalinidad como del pH, se presentan al igual que en las
fases anteriores en función de la concentración de ácidos grasos volátiles.
7
7,2
7,4
7,6
7,8
8
144 149 154 159 164 169 174 179
pH
Tiempo (días)
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
102
Figura Nº 4.33: Variación de la alcalinidad en el reactor durante la evaluación de la
fase III
Los sólidos totales del efluente variaron de 406 a 488 mg/L (figura N° 4.34),
presentando el día 159 una concentración de 624 mg/L debido a la entrada de 738 mg/L
de sólidos totales en el afluente y que corresponden al día donde se incrementó la
carga orgánica en el sistema a 3,63 kgDQO/m3*d.
Los sólidos totales del efluente se incrementaron los primeros quince días de operación,
como producto del movimiento de la materia orgánica producido por el funcionamiento
del barrelodo que favoreció la salida de material sólido fino y por el incremento en la
carga orgánica; posteriormente, disminuyendo de forma gradual por aclimatación a las
condiciones de operación hidráulica aplicadas. Durante todo el período de evaluación
estuvieron constituidos por sólidos fijos, con porcentajes de remoción que se
incrementaron de 12,2 a 33,7% al finalizar el mismo.
200
220
240
260
280
300
320
340
143 153 163 173 183
Alc
alin
ida
d (
mg
/L C
aCO₃)
Tiempo (días)
afluente
efluente
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
103
Figura Nº 4.34: Variación de la concentración de los sólidos totales en el reactor
durante la evaluación de la fase III
Los sólidos fijos del efluente al igual que los del afluente, presentaron un
comportamiento similar al de los sólidos totales, con concentraciones en el rango de
278 a 446 mg/L (figura Nº 4.35a) y con porcentajes de remoción no mayores del 23,1%
(figura N° 4.35b). Obteniéndose del día 155 al 162 concentraciones mayores a las del
afluente, lo que posiblemente se debió a la acumulación de los mismos durante los
períodos que corresponden al incremento en las cargas orgánicas aplicadas.
Los sólidos volátiles por el contrarío se mantuvieron en concentraciones por debajo de
los sólidos fijos, el rango de 82 a 178 mg/L (figura Nº 4.35a) con un valor promedio de
136 mg/L y con porcentajes de remoción que se incrementaron en el tiempo de 16,8 a
55,6% (figura N° 4.35b) a partir de los primeros diez días en que el sistema fue operado
bajo las condiciones de la fase III.
300
400
500
600
700
800
143 153 163 173 183
Só
lido
s to
tale
s (m
g/L
)
Tiempo (días)
afluente
efluente
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
104
a)
b)
Figura Nº 4.35: Variación en la concentración de los sólidos (a) y eficiencias en
remoción de sólidos (b) obtenidas en el reactor durante la evaluación de la fase III
0
100
200
300
400
500
600
700
800
143 148 153 158 163 168 173 178 183
Co
nce
ntr
aci
ón
de
só
lido
s (
mg
/L)
Tiempo (días)
sólidostotales
sólidosfijos
sólidosvolátiles
0
10
20
30
40
50
60
70
143 148 153 158 163 168 173 178 183
% D
e r
emo
ció
n
Tiempo (días)
sólidosfijos
sólidosvolátiles
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
105
El lodo inoculado en el reactor durante esta fase de evaluación, presentó valores de pH
que fluctuaron entre 7,0 y 7,1 (figura N° 4.36a)con altas concentraciones en la
alcalinidad total, la cual varió de 7500 a 14500 mg CaCO3/L (figura N° 4.36b)
influenciada por el aporte suministrado por las altas concentraciones de ácidos grasos
volátiles reportadas en el mismo con un rango de valores de 14000 a 52200 mg/L como
se puede observar en la figura N° 4.36c, situación que se evidencia en la siguiente
relación:
A pH 7,0; como se observa en la figura N° 4.36a, N° 4.36b y N° 4.36c se
presentaron las mayores concentraciones de ácidos grasos volátiles (29000 a
52200 mg/L) y a la vez, las mayores concentraciones de alcalinidad total
(9750 a 14500 mg/L).
A pH 7,1; las concentraciones de ácidos grasos volátiles fueron menores de
28000 mg/L y la alcalinidad total se mantuvo a valores menores o iguales a
9000 mg/L (figura N° 4.36a, N° 4.36b y N° 4.36c).
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
106
a)
b)
c)
Figura N° 4.36: Variación de pH (a), alcalinidad (b) y ácidos grasos volátiles (c)
en el lodo durante la evaluación de la fase III
6,5
6,7
6,9
7,1
7,3
7,5
149 154 159 164 169 174 179
pH
Tiempo (días)
6
8
10
12
14
16
149 154 159 164 169 174 179
Alc
alin
idad
*10
³ (m
g C
aCO₃/
L)
Tiempo (días)
10
20
30
40
50
60
149 154 159 164 169 174 179
Áci
do
s g
ras
os
volá
tile
s *
10³
(mg
/L)
Tiempo (días)
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
107
El contenido de materia orgánica en el lodo fluctuó en concentraciones de DQO en el
rango de 48000 a 91036 mg/L (figura N° 4.37), presentándose las mayores
concentraciones cuando las concentraciones de ácidos grasos volátiles también fueron
mayores, como resultado de una degradación incompleta de la materia orgánica;
fenómeno que se presentó principalmente durante los primeros veinte días de
operación del sistema, a consecuencia de la disminución en la actividad metanogénica
en el lodo, de 0,005 a 0,001 gDQO/gSSV*d. Observándose que con el mínimo
incremento presentado por la actividad metanogénica (0,003 gDQO/gSSV*d) al final del
período, la concentración de ácidos grasos volátiles y DQO disminuyeron (figura Nº
4.37).
Figura Nº 4.37: Variación de la concentración de DQO en el lodo durante la
evaluación de la fase III
40
50
60
70
80
90
100
149 154 159 164 169 174 179
DQ
O *
10³
(mg/L
)
Tiempo (días)
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
108
La concentración de sólidos totales se redujo en el período de 306050 a 217580 mg/L
(figura N° 4.38)que en términos porcentuales corresponde a una reducción del 26,8 al
22,1%, constituidos principalmente por sólidos fijos, los que disminuyeron su
concentración a un valor promedio 72,4%, mientras que los sólidos volátiles
incrementaron del 25,5% en la fase anterior al 27,6%, con el consiguiente incremento
en los sólidos suspendidos volátiles, los que continuaron representando una fracción del
98%.
Figura Nº 4.38: Variación de la concentración de los sólidos en el lodo durante la
evaluación de la fase III
0
50
100
150
200
250
300
350
149 154 159 164 169 174 179
Só
lido
s *1
0³
(mg
/L)
Tiempo (días)
sólidostotales
sólidosfijos
sólidosvolátiles
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
109
5.5 EVALUAR EL COMPORTAMIENTO DE CADA UNA DE LAS FASES, CON EL FIN
DE PROPONER LAS ALTERNATIVAS QUE PERMITEN OBTENER LOS MAYORES
PORCENTAJES DE REMOCIÓN EN MATERIA ORGÁNICA.
Con el propósito de evaluar el funcionamiento del sistema barrelodo-reactor anaeróbico
para el tratamiento de aguas residuales de origen domestico en climas tropicales y
mediante la aclimatación y adaptación del inóculo utilizado en la presente investigación,
se desarrollaron las tres fases expuestas anteriormente que comprenden diferentes
condiciones operativas, a fin de establecer bajo qué condiciones el sistema se
comportan de forma estable logrando la obtención de los mayores porcentajes de
remoción de materia orgánica y de acuerdo a la normativa vigente de descarga de
líquidos residuales.
El análisis global del comportamiento del sistema como se indico al inicio de este
objetivo, se realizo en función a los valores promedios obtenidos en cada fase, ya que
el comportamiento específico de cada una de ellas se realizo en el objetivo anterior.
5.5.1 Condiciones de operación
Las condiciones de operación que se mantuvieron en el reactor, requirieron de la
regulación diaria y manual del caudal de alimentación ya que no se contó con un
dispositivo automático que facilitara esta actividad.
La tabla Nº 4.6 resume las condiciones de operación según cada fase evaluada,
pudiendo observarse incrementos básicamente desde la fase I hasta la fase III en la
carga hidráulica.
La carga orgánica asociada al caudal tratado presentó durante la fase I un rango de
variación mayor (0,11 a 0,89 kg DQO/m3.d) al presentado en la fase II (0,16 a 0,67 kg
DQO/m3.d), debido a que, además de recibir el aporte de efluentes industriales se
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
110
desarrolló durante el periodo lluvioso, lo que favoreció el incremento en DQO en el
afluente por el arrastre de materia orgánica hacia el colector.
La carga orgánica en términos de DBO, presentó fluctuaciones menores con pequeños
incrementos al aumentar la carga hidráulica aplicada al reactor, lo que evidencia el bajo
aporte de materia orgánica biodegradable suministrada por el afluente.
Tabla Nº 4.6: Condiciones de operación del sistema barrelodo-reactor, en cada
fase de evaluación desarrollada
Fase
TRH (horas)
Carga
Hidráulica
(m3/m2*d)
Caudal
(m3/d)
Carga orgánica
(kg DQO/m3*d)
Carga orgánica
(kg DBO/m3*d)
I 24 1,69 34 0,11 - 0,89 0,09-0,21
II 16 2,54 51 0,16 - 0,67 0,12-0,20
III 6 6,77 136 1,02-3,63 0,27-0,76
5.3.2 Comportamiento del sistema barrelodo-reactor.
Los resultados obtenidos a lo largo del período de evaluación en el reactor demuestran
que a pesar de haber sido inoculado con lodo primario y llevado únicamente a
condiciones anaeróbicas, este presentó desde la fase I porcentajes de remoción tanto
en DQO como la DBO mayores del 50 %, los cuales se incrementaron de forma gradual
al disminuirse el tiempo de retención hidráulico e incrementarse la carga hidráulica en el
reactor, hasta alcanzar porcentajes promedio del 72,5 % en DQO y del 71,1 % en DBO
durante la fase III (tabla Nº 4.7).
Es importante resaltar que las concentraciones promedio en DQO y DBO obtenidas en
el efluente (98 mg/L y 33 mg/L, respectivamente) durante la fase III, cumplen con la
normativa venezolana de descarga de líquidos residuales que establece valores de 700
mg/L para DQO y de 350 mg/L para DBO. Sin embargo, en el caso de los sólidos
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
111
totales en el efluente presentó valores cercanos a los valores límite que establece esta
normativa, pudiendo observarse porcentajes de remoción menores del 50% en todas
las fases evaluadas, obteniéndose las mayores eficiencias durante las fases I y II
posiblemente por efectos de sedimentación del material sólido hacia el lodo provocado
por los prolongados tiempos de retención hidráulico (24 y 16 horas) a que estuvo
sometido el sistema.
El pH del efluente se mantuvo en un valor promedio de 7,4 con alcalinidades que
disminuyeron gradualmente de 372 a 263 mg CaCO3/L posiblemente por la
acumulación de ácidos grasos volátiles, los que en el lodo presentaron promedios que
se incrementaron en cada fase desarrollada, indicando que aunque la actividad
metanogénica se mantuvo en el rango de 0,030 g DQO/ g SSV.d y que durante la fase
III los sólidos volátiles presentaron en el lodo un ligero incremento, no se habían
alcanzado las condiciones requeridas para lograr la degradación completa de los ácidos
volátiles producidos por las bacterias acidogénicas.
Sin embargo, aun con todas estas fluctuaciones el sistema presentó una excelente
capacidad amortiguadora, logrando que las disminuciones en el pH fueran mínimas sin
llegar a alcanzar los valores límites recomendados en la literatura revisada para el
desarrollo de las bacterias metanogénicas (6,5-7,5).
En base a los resultados favorables obtenidos en la evaluación de las fases
desarrolladas y a fin de alcanzar mayor eficiencia y estabilidad del sistema, es
necesario que los sólidos totales continúen disminuyendo y se invierta la relación entre
sólidos fijos y volátiles presentadas por el lodo, lo cual puede lograrse reduciendo el
tiempo de retención hidráulica con el incremento del caudal de operación para permitir
la salida del material sólido con poca capacidad de sedimentación que impide la
agrupación de las bacterias metanogénicas, retrasando el proceso de digestión
anaeróbica.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
112
Tabla Nº 4.7: Valores promedio de las concentraciones y eficiencias presentadas
por el efluente del sistema barrelodo-reactor en cada fase desarrollada.
PARÁMETRO Fase I Fase II Fase III
pH 7,5 7,4 7,4
Alcalinidad (mg CaCO3/L) 372 272 263
DQO (mg/L) 112 98 98
% Remoción de DQO 55,0 62,2 72,5
DBO (mg/L) 54 31 33
% Remoción de DBO 62,9 66,2 71,1
Sólidos totales (mg/L) 459 487 475
% Remoción de sólidos totales 26,8 28,6 19,8
Sólidos volátiles (mg/L) 139 136 136
% Remoción de sólidos volátiles 46,6 47,9 38,6
Los resultados obtenidos durante la evaluación de la fase I (ver tabla N°4.7) reflejan que
el sistema al mes de operación presentaba porcentaje de remoción aceptable como
efecto no solo de la degradación sino también de sedimentación. Este ultimo efecto
ocasionó la acumulación de sólidos con el incremento gradual en la carga hidráulica
presentadas en las fases siguientes, es decir estos no podían ser evacuados totalmente
del reactor.
El incremento en la carga hidráulica con que fue operado el sistema durante las 3 fases
evaluadas no fue influyente en el comportamiento de la concentración de sólidos
totales, debido a que los sólidos finamente divididos y con poca capacidad de
sedimentación fueron arrastrados por el efluente, lo que se evidencia en la reducción de
sólidos totales que presentó el lodo (de 25,6% en la fase I a 24,3% en la fase III) de
forma marcada en la evaluación de estas dos fases (ver tabla N°4.8).
La fase III con una carga hidráulica mayor, presentó en el efluente concentraciones de
sólidos volátiles mayores a los que presentaron las fases I y II con porcentajes de
remoción de 38,6 %, lo que indica que la biomasa en el reactor se ha adaptado a estas
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
113
nuevas condiciones hidráulicas y lo que a su vez se refleja en el incremento de los
sólidos volátiles en el lodo de 24,7% en la fase I a 27,6% en la fase III (ver tabla N°4.8).
Tabla Nº 4.8: Valores promedios de los parámetros físico – químicos evaluados en
el lodo en cada fase desarrollada.
Parámetro Fase I Fase II Fase IIIpH 7,2 7,1 7,0Alcalinidad (mg CaCO3/L) 2052 8579 10525 DQO (mg/L) 156728 78782 78797
Ácidos grasos volátiles (mg/L) 12034 21262 34695
Sólidos totales (mg/L) Expresado como % en peso
292661 (25,6)
292717 (26,0)
257474 (24,3)
Sólidos fijos (mg/L) Expresado como % de sólidos totales.
220467 (75,3)
218860 (74,7)
186328 (72,4)
Sólidos volátiles (mg/L) Expresado como % de sólidos totales
72194 (24,7)
73857 (25,3)
71146 (27,6)
Actividad metanogénica (g DQO/g SSV.d) 0,032 0,034 0,030
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CAPÍTULO IV. DISCUSIÓN DE RESULTADOS
114
Tabla Nº 4.9: Matriz de selección para identificar la alternativa que permita
obtener los mayores porcentajes de remoción en materia orgánica.
Parámetros % Ponderación
Fase I Fase II Fase III
pH 10 2 0,2 4 0,4 4 0,4
Alcalinidad (mg CaCO3/L) 10 5 0,5 3 0,3 2 0,2
% Remoción de DQO 30 2 0,6 3 0,9 5 1,5
% Remoción de DBO 30 3 0,9 3 0,9 5 1,5
%Remoción de sólidos
totales
20
4 0,8 4 0,8 3 0,6
Σ 100 - 3,0 - 3,3 - 4,2
En base a lo antes expuesto y después de analizar los resultados presentados en las
tablas Nº 4.9, se concluye que la fase en la cual el comportamiento del sistema
presentó las mejores condiciones fue la fase III que a pesar de sufrir incrementos en el
efluente en las concentraciones de sólidos totales se obtuvieron los mayores
porcentajes de remoción de materia orgánica.
De los resultados obtenidos por el lodo, puede observarse que las mejores condiciones
se obtuvieron en la fase III, lo que comprueba que estos sistemas de tratamiento operan
de forma eficiente con altas cargas hidráulicas y tiempos de retención hidráulicos bajos,
ya que al incrementarse el caudal de operación en el reactor se garantiza la constante
selección de una biomasa con adecuada capacidad de sedimentación siendo entonces
las condiciones de operación de esta fase la alternativa seleccionada.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CONCLUSIONES
115
CONCLUSIONES
No es posible lograr una similitud geométrica exacta, particularmente en
modelos, en los cuales la profundidad es pequeña en relación con el ancho y el
largo del modelo.
Las descargas puntuales con altas concentraciones en DQO en el afluente,
generan grandes fluctuaciones en la carga orgánica asociada.
El pH del lodo presentó variaciones mínimas, favoreciendo la permanencia de
especies microbianas que no toleran cambios bruscos de pH.
La eficiencia del sistema aumenta, al incrementarse la sucesión bacterial y el
tiempo de adaptación del lodo.
Durante los primeros días de operación en la fase I, el sistema presento valores
de DQO mayores a los reportados en el afluente como producto del lavado del
lodo.
Al incrementar el caudal de operación y a su vez la reducción del tiempo de
retención hidráulico (24 a 6 horas) se logra la mezcla dentro del sistema que
favorece el lavado del lodo con poca capacidad de sedimentación
La eficiencia del sistema en remoción de materia orgánica se incrementó de
forma gradual al disminuirse el tiempo de retención hidráulica e incrementarse la
velocidad de ascenso del liquido en el reactor, lo que se evidenció en los
porcentajes de remoción de DQO y DBO obtenidos en cada fase desarrollada.
La velocidad de ascenso del líquido producto del funcionamiento del barrelodo es
un mecanismo selectivo para el cultivo de biomasa con adecuada capacidad de
sedimentación.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO CONCLUSIONES
116
La entrada brusca de altas concentraciones de DQO en el afluente produjo la
reducción temporal de los porcentajes de remoción de materia orgánica a lo largo
de la evaluación de cada fase desarrollada. No obstante el sistema asimilo estas
perturbaciones en periodos de tiempo relativamente cortos (entre 24 horas y 48
horas).
Las altas eficiencias presentadas por el sistema durante la fase I, es el resultado
de la degradación de la materia orgánica y de la alta tasa de sedimentación.
Las altas concentraciones de ácidos grasos volátiles en el primer mes de
operación se mantuvieron en el sistema como producto de la baja capacidad
degradativa de la materia orgánica presentada y reflejada en los bajos valores de
actividad metanogénica reportada por el lodo durante ese primer mes de
operación.
La fase III presento las mejores condiciones de operación, obteniéndose los
mayores porcentajes de remoción promedio (72,5% en DQO y 71,1% en DBO).
UNIVERSIDAD DE CARABOBO RECOMENDACIONES
117
RECOMENDACIONES
- Reducir el tiempo de retención hidráulico en el sistema a escala piloto a 4 horas,
para facilitar el aumento en el porcentaje de remoción de materia orgánica, para
ello se debe instalar un mecanismo de regulación de caudal que permita
emplear caudales superiores además de una bomba de alimentación de mayor
potencia que la que actualmente se encuentra en uso.
- Para facilitar el control y operación del reactor se recomienda la instalación de
medidores de caudal.
- Durante el arranque, cuando la actividad metanogénica permanece baja y se
incrementa el contenido de materia orgánica biodegradable, se recomienda
interrumpir la alimentación para evitar el “estrés” de la biomasa.
- Instalar dispositivos a lo largo del reactor para la toma de muestras de lodo y así
poder obtener una mayor población de lodo a caracterizar a lo largo del sistema.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS
118
REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS
1. APHA, Awwa Y Wpcf. Standard methods for the examination of water and
wastewater. 17th Edición. Editorial American Public Health Association 1989.
2. Bacterias facultativas (2008). [Documento en línea]. Disponible en: http://es.
answers. yahoo.com/ question/index? qid= 2007 070510 2213AAz8Cj6&show=7.
Consulta: 2008 enero].
3. Behling, H. (2005). Eficiencia de un reactor anaeróbico en el tratamiento del
efluente de una tenería. Universidad del Zulia. Venezuela-Edo Zulia.
4. Campos, I. (2000). Saneamiento ambiental. Universidad Estatal a Distancia.
Costa Rica.
5. Ferreira, E. (2001). Evaluación del desempeño de lagunas anaeróbicas en el
tratamiento de efluentes industriales. Universidad de los Andes. Venezuela.
6. Gutiérrez, Z. y Moeller, G. (2006). Degradabilidad de lodos residuales de
diferentes procedencias por medio de bioensayos anaerobios. Instituto Mexicano
de Tecnología del Agua. México.
7. Hernández, M. (1996). Tratamiento de fangos. Editorial paraninfo. Madrid.
8. Hurtado de B, J. (2000). Metodología de la Investigación Holística. (3ª. Ed.).
Caracas, Venezuela. Instituto Universitario de Tecnología Caripito. Servicios y
Proyecciones para América Latina.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS
119
9. Malina, J. y Pohland, F. (1992). Design of anaerobic processes for the treatment
of industrial and municipal wastes. editorial crc press.USA.
10. Mejía, G. (1996). Digestión anaerobia (folleto técnico). Universidad autónoma de
Yucatán. México.
11. Metcalf & Eddy, (1991). Ingeniería de aguas residuales, tratamiento, vertido y
reutilización. Editorial McGraw – Hill/ interamericana. México.
12. Nemerow, N. y Dasgupta, A. (1998). Tratamiento de vertidos industriales y
peligrosos. Ediciones Díaz de Santos.
13. Pan, L. (1991). Tratamiento de efluentes de industrias lácteas en reactores
anaerobios de alta carga. Universidad de Santiago de Compostela. Facultad de
Química. España.
14. Pérez. C., Torres L. (2006). Lineamientos metodológicos para la redacción y
elaboración del plan de trabajo.
15. Perry, R. H. (1992) Manual del ingeniero químico. Sexta edición en español.
Editorial McGraw Hill.
16. Pizarro, C. (2002). Evaluación de reactores anaeróbicos granulares en la
remoción conjunta de materia orgánica. Departamento de bioquímica de la
Universidad Católica de Valparaíso. Chile.
17. Potter, M. y Wiggeri, D. (2002). Mecánica de fluidos. Cengage Learning Editores.
México.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS
120
18. Proceso de digestión anaeróbica (2008). [Documento en línea]. Disponible en:
http://209.85.165.104/search?q=cache:qLmLmkPkzxUJ:www.cbm.uam.es/jlsanz/
docencia/archivos/Resumen27.pdf+ecuacion+de+la+reaccion+de+metanogenesi
s&hl=es&ct=clnk&cd=3&gl=ve&client=firefox-a. [Consulta: 2008 enero].
19. Ragatz, L. (1988). Fundamentos de tratamientos anaerobios. Editorial Pearson
Educación. México.
20. Reactores biológicos (2008). [Documento en línea]. Disponible en:
http://www.aguamarket.com/diccionario/terminos.asp. [Consulta: 2008 enero].
21. Sánchez, M. (2003). Conceptos de administración estratégica. Editorial Pearson
Educación. México.
22. Sette, R. y Jiménez, D. (1996). Tratamiento de aguas residuales. Editorial
Reverté. México.
23. Tamayo y Tamayo, M. (2005). Metodología formal de la investigación científica.
24. Zambrano, C. (1997). Memos de investigación. Universidad de los Andes
(Bogotá, Colombia). Facultad de Ingeniería. Centro de Estudios e
Investigaciones. Colombia.
25. Zamora, S. (2001). Análisis de la utilización de un reactor anaeróbico en las
purgas de equipos de sedimentación utilizados en el tratamiento aguas
residuales avícolas. Universidad Central de Venezuela. Venezuela.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE A CÁLCULOS TÍPICOS
121
APÉNDICE A
CÁLCULOS TÍPICOS
A continuación, se presentan los cálculos realizados para la obtención de los resultados
a los objetivos planteados. Se realizará una corrida de uno de ellos, y de esa misma
manera, se mostrará la ruta de cálculo seguida en la investigación.
A.1 DETERMINACIÓN DE LAS DIMENSIONES DEL SISTEMA BARRELODO –
REACTOR.
La determinación de las dimensiones del sistema se calculan haciendo uso de la
ecuación 3.1 y 3.2
Donde:
XM: Largo del modelo a escala real (m).
XP: Largo del modelo a escala piloto (m).
YM: Ancho del modelo a escala real (m).
YP: Ancho del modelo a escala piloto (m).
Lr: Escala de las longitudes (m).
234,3
80
10
230
m
m
m
m (adim)
𝑋𝑋
𝑌𝑌
𝐿
(Ragatz,1988)
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE A CÁLCULOS TÍPICOS
122
Donde:
ZM: Profundidad del modelo a escala real (m).
ZP: Profundidad del modelo a escala piloto (m).
Zr: Escala de las profundidades (m).
41
4
m
m(adim)
A.2 DETERMINACIÓN DE LA SEPARACIÓN DE CADA TUBERÍA DEL
BARRELODO.
Mediante el uso de la ecuación 3.3 se determina la separación de las tuberías en el
barrelodo hidráulico a instalar:
Donde:
XM: Largo del modelo a escala real (m).
Lr: Escala de las longitudes (m).
ST: Separación de tuberías (m).
m
m
59,023
)116(
230
𝑍𝑍
𝑍
(Ragatz,1988)
𝑋#𝑡𝑢𝑏𝑒𝑟𝑖𝑎𝑠 1
𝐿𝑆𝑇
(Diseño real,2008)
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE A CÁLCULOS TÍPICOS
123
A.3 DETERMINACIÓN DE LA CARGA ORGÁNICA ASOCIADA.
Co
V
QDQO
1000*
* (Ragatz,1988)
Donde:
Co: Carga orgánica (kg DQO/m3*d).
[DQO]: Concentración de DQO (mg/L).
Q: Caudal (m3/d).
V: Volumen (m3).
43,01000*34
51*288
3
3
m
d
m
L
mg
De la misma forma se procedió para el cálculo de la carga orgánica con respecto al
DBO.
A.4 DETERMINACIÓN DEL PORCENTAJE DE REMOCIÓN DE DQO.
1000*
)(Re%
AFLUENTE
EFLUENTEAFLUENTE
DQO
DQODQOmDQO
(Ragatz, 1988)
Donde:
%RemDQO: Porcentaje de remoción de DQO (adim).
[DQO]AFLUENTE: Concentración de DQO del afluente (mg/L).
[DQO]EFLUENTE: Concentración de DQO del efluente (mg/L).
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE A CÁLCULOS TÍPICOS
124
1000*288
)96288(7,66
L
mgL
mg
De la misma forma se procedió para calcular el porcentaje de remoción de DBO.
A.5 DETERMINACIÓN DEL PORCENTAJE DE REMOCIÓN DE SÓLIDOS.
1000*
)(Re%
AFLUENTE
EFLUENTEAFLUENTE
ST
STSTmST
(Ragatz, 1988)
Donde:
%RemST: Porcentaje de remoción de sólidos totales (adim).
[ST]AFLUENTE: Concentración de sólidos totales del afluente (mg/L).
[ST]EFLUENTE: Concentración de sólidos totales del efluente (mg/L).
1000*746
)438746(8,9
L
mgL
mg
De la misma forma se procedió para calcular el porcentaje de remoción de sólidos
volátiles y fijos.
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE B: TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS
125
APÉNDICE B
TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS
Tabla B.1: Parámetros químicos analizados del lodo primario antes de inocular,
durante dos meses de evaluación.
Día pH Alcalinidad
(mg CaCO3/L)
AGV
(mg/L)
ST
(mg/L)
SF
(mg/L)
SV
(mg/L)
DQO
(mg/L)
1 7,2 6800
2 7,1 6200
3 7,1 9500 16000
4 7,0 8800 18000
5 7,3 7600 12900 239370 237380 19900 17400
8 7,2 6100
9 7,2 7000
10 7,2 17100
11 7,2 11057
12 7,2 2500 315800 235100 80700
15 7,2 1900
16 7,2 7500 1700 314000 234000 80000 40000
17 7,1 2500
18 7,1 4000
19 7,1 5200
22 7,1 11100
23 7,2 5100
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE B: TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS
126
Tabla B.1: Parámetros químicos analizados del lodo primario antes de inocular,
durante dos meses de evaluación. Continuación
Día pH Alcalinidad
(mg CaCO3/L)
AGV
(mg/L)
ST
(mg/L)
SF
(mg/L)
SV
(mg/L)
DQO
(mg/L)
24 7,1 3900 354040 266970 87070 52000
25 7,2 6000
26 7,1 14000
29 7,1 11000 355210 266310 88900 65520
30 7,1 8875
31 7,1 7000
32 7,1 8700 327800 245330 82470 45136
33 7,2 10600 331273 247328 83945 48048
36 7,1 7100
37 7,1 6900
38 7,1 6400
39 7,2 14000 330350 247050 83300 40320
40 7,2 7500
43 7,3 3875 8000 347170 259890 87280 40920
44 7,1 8000
45 7,1 3100 7500 318370 238520 79850 33600
46 7,2 6000
47 7,1 5900
50 7,2 1000 10600 349840 262880 86960 36500
51 7,2 8200
52 7,2 6800
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE B: TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS
127
Tabla B.1: Parámetros químicos analizados del lodo primario antes de inocular,
durante dos meses de evaluación. Continuación
Día pH Alcalinidad
(mg CaCO3/L)
AGV
(mg/L)
ST
(mg/L)
SF
(mg/L)
SV
(mg/L)
DQO
(mg/L)
53 7,2 438 7500 339930 255450 84480 28032
54 7,3 6500
57 7,3 7500
58 7,3 500 6100 332580 256430 76150 44240
59 7,2 8500
60 7,2 9500
61 7,2 16500
64 7,2 420 10500 328750 250290 78460 42000
65 7,2 15000
66 7,2 6600 313490 235030 81460 42640
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE B: TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS
128
Tabla B.2: Carga orgánica, DQO, DBO y eficiencia obtenidos en el sistema
barrelodo-reactor, evaluado durante la fase I.
TRH = 24 horas
Caudal = 34 m3/d
Día
AFLUENTE EFLUENTE
DQO
(mg/L)
Carga orgánica 𝑲𝒈𝑫𝑸𝑶
𝑳∗𝒅
DBO
(mg/L)
Carga orgánica 𝑲𝒈𝑫𝑩𝑶
𝑳∗𝒅
DQO
(mg/L)
DQO %remoción
DBO
(mg/L)
DBO %remoción
1 230 23 162 0,16 259 0,0 170 0,0
2 171 17 313 0,0
3 256 26 199 22,3
6 114 11 114 0,0
7 199 20 142 28,6
8 313 32 130 0,13 171 45,4 80 38,5
12 171 17 85 50,3
13 142 14 114 19,7
14 228 23 172 24,6
15 366 37 166 0,17 169 53,8 79 52,4
16 676 68 169 75,0
17 585 59 278 52,5
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE B: TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS
129
Tabla B.2: Carga orgánica, DQO, DBO y eficiencia obtenidos en el sistema
barrelodo-reactor, evaluado durante la fase I. Continuación
Día
AFLUENTE EFLUENTE
DQO
(mg/L)
Carga orgánica 𝑲𝒈𝑫𝑸𝑶
𝑳∗𝒅
DBO
(mg/L)
Carga orgánica 𝑲𝒈𝑫𝑩𝑶
𝑳∗𝒅
DQO
(mg/L)
DQO %remoción
DBO
(mg/L)
DBO %remoción
19 251 25 139 44,6
20 306 31 139 54,6
21 863 87 210 0,21 139 83,9 55 73,8
22 195 20 167 14,4
23 418 42 139 66,7
24 358 36 138 61,5
26 220 22 138 37,3
27 413 42 83 79,9
28 501 51 122 0,12 83 83,4 48 60,7
29 468 47 83 82,3
30 358 36 83 76,8
31 716 72 165 77,0
33 272 27 136 50,0
36 171 17 114 33,3
37 228 23 256 0,0
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE B: TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS
130
Tabla B.2: Carga orgánica, DQO, DBO y eficiencia obtenidos en el sistema
barrelodo-reactor, evaluado durante la fase I. Continuación
Día
AFLUENTE EFLUENTE
DQO
(mg/L)
Carga
orgánica
𝑲𝒈𝑫𝑸𝑶
𝑳∗𝒅
DBO
(mg/L)
Carga
orgánica
𝑲𝒈𝑫𝑩𝑶
𝑳∗𝒅
DQO
(mg/L)
DQO %remoción
DBO
(mg/L)
DBO %remoción
38 220 23 125 0,13 114 48,2 60 52,0
40 623 63 85 86,4
41 313 32 142 54,6
42 655 66 171 73,9
44 142 14 85 40,1
45 517 52 54 89,6
47 136 14 120 0,12 82 39,7 73 39,2
48 163 16 109 33,1
49 136 14 109 19,9
50 152 15 122 19,7
51 304 31 61 79,9
53 180 18 150 16,7
54 300 30 180 40,0
55 270 27 152 0,15 30 88,9 28 81,6
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE B: TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS
131
Tabla B.2: Carga orgánica, DQO, DBO y eficiencia obtenidos en el sistema
barrelodo-reactor, evaluado durante la fase I. Continuación
Día
AFLUENTE EFLUENTE
DQO
(mg/L)
Carga
orgánica
𝑲𝒈𝑫𝑸𝑶
𝑳∗𝒅
DBO
(mg/L)
Carga
orgánica
𝑲𝒈𝑫𝑩𝑶
𝑳∗𝒅
DQO
(mg/L)
DQO %remoción
DBO
(mg/L)
DBO %remoción
56 180 18 240 0,0
60 150 15 30 80,0
64 142 14 29 79,6
65 285 29 135 0,14 114 60,0 58 57,0
78 584 59 162 0,16 117 80,0 38 76,5
79 435 44 82 81,1
80 373 38 140 62,5
81 280 28 186 33,6
82 482 49 181 62,4
84 271 27 151 44,3
85 270 27 93 0,09 90 66,7 35 62,4
88 150 15 150 0,0
90 198 20 101 0,10 85 57,1 13 87,1
91 310 31 141 54,5
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE B: TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS
132
Tabla B.2: Carga orgánica, DQO, DBO y eficiencia obtenidos en el sistema
barrelodo-reactor, evaluado durante la fase I. Continuación
Día
AFLUENTE EFLUENTE
DQO
(mg/L)
Carga
orgánica
𝑲𝒈𝑫𝑸𝑶
𝑳∗𝒅
DBO
(mg/L)
Carga
orgánica
𝑲𝒈𝑫𝑩𝑶
𝑳∗𝒅
DQO
(mg/L)
DQO %remoción
DBO
(mg/L)
DBO %remoción
92 310 31 113 63,5
93 282 28 113 59,9
95 254 26 169 33,5
96 198 20 141 28,8
97 593 60 141 76,2
98 271 27 151 44,3
99 181 18 271 0,0
102 310 31 170 0,17 85 72,6 37 78,2
103 113 11 141 0,0
105 423 43 56 86,8
106 339 34 56 83,5
107 141 14 56 60,3
108 169 17 85 49,7
110 213 21 151 0,15 53 75,1 11 92,7
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE B: TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS
133
Tabla B.2: Carga orgánica, DQO, DBO y eficiencia obtenidos en el sistema
barrelodo-reactor, evaluado durante la fase I. Continuación
Día
AFLUENTE EFLUENTE
DQO
(mg/L)
Carga
orgánica
𝑲𝒈𝑫𝑸𝑶
𝒍∗𝒅
DBO
(mg/L)
Carga
orgánica
𝑲𝒈𝑫𝑩𝑶
𝑳∗𝒅
DQO
(mg/L)
DQO %remoción
DBO
(mg/L)
DBO %remoción
112 367 37 28 92,4
115 133 13 53 60,2
116 267 27 40 85,0
117 395 40 56 85,8
118 833 8 85 89,8
119 171 17 34 80,1
120 274 28 69 74,8
121 864 87 171 0,17 160 81,5 51 70,2
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE B: TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS
134
Tabla B.3: Alcalinidad y pH, obtenidos en el sistema barrelodo-reactor evaluado
durante la fase I
TRH = 24 horas
Caudal = 34 m3/d
Día
AFLUENTE EFLUENTE
pH Alcalinidad
(mg/L) pH
Alcalinidad
(mg/L)
1 7,3 340 7,9 1040
2 7,4 380 7,8 1000
3 7,2 7,7
6 7,3 7,9
7 7,5 7,9
8 7,3 350 7,5 600
12 7,6 370 7,6 580
13 6,9 7,4
14 8,0 304 7,1 448
15 7,6 380 7,6 500
16 7,8 7,9
17 7,9 7,8
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE B: TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS
135
Tabla B.3: Alcalinidad y pH, obtenidos en el sistema barrelodo-reactor evaluado
durante la fase I. Continuación
Día
AFLUENTE EFLUENTE
pH Alcalinidad
(mg/L) pH
Alcalinidad (mg/L)
19 7,2 7,5
20 7,4 7,3
21 7,5 100 7,6 400
22 7,0 7,2
23 7,4 7,3
24 7,2 7,8
26 6,8 7,2
27 7,3 7,8
28 7,2 200 7,5 200
29 7,6 7,4
30 6,9 7,6
31 7,1 7,3
33 7,2 7,6
36 7,1 7,4
37 7,5 7,3
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE B: TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS
136
Tabla B.3: Alcalinidad y pH, obtenidos en el sistema barrelodo-reactor evaluado
durante la fase I. Continuación
Día
AFLUENTE EFLUENTE
pH Alcalinidad
(mg/L) pH
Alcalinidad (mg/L)
38 7,3 220 7,2 292
40 7,2 7,3
41 7,4 7,4
42 7,3 7,6
44 7,5 7,8
45 7,4 180 7,4 340
47 7,5 256 8,0 360
48 7,5 7,7
49 7,5 7,7
50 7,9 7,8
51 7,9 228 7,6 290
53 6,9 6,9
54 7,5 7,5
55 7,7 204 7,7 208
56 7,7 7,2
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE B: TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS
137
Tabla B.3: Alcalinidad y pH, obtenidos en el sistema barrelodo-reactor evaluado
durante la fase I. Continuación
Día
AFLUENTE EFLUENTE
pH Alcalinidad
(mg/L) pH
Alcalinidad (mg/L)
60 7,7 7,6
64 7,6 8,0
65 7,4 216 8,0 236
78 7,6 204 7,7 340
79 7,8 7,6
80 7,1 7,4
81 6,9 167 7,1 167
82 7,8 7,1
84 7,3 7,3
85 7,8 260 7,5 272
88 7,5 7,2
90 7,4 252 7,8 276
91 7,6 7,4
92 7,6 7,4
93 7,3 7,5
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE B: TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS
138
Tabla B.3: Alcalinidad y pH, obtenidos en el sistema barrelodo-reactor evaluado
durante la fase I. Continuación
Día
AFLUENTE EFLUENTE
pH Alcalinidad (mg/L)
pH Alcalinidad (mg/L)
95 7,1 218 7,2 220
96 7,2 7,0
97 7,5 7,2
98 7,2 7,5
99 7,6 7,2
102 7,7 220 7,4 108
103 7,3 7,0
105 7,6 7,4
106 7,6 256 7,5 212
107 7,8 7,5
108 7,5 7,4
110 7,7 232 7,3
112 7,5 7,4
115 8,0 7,6
116 7,6 7,6
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE B: TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS
139
Tabla B.3: Alcalinidad y pH, obtenidos en el sistema barrelodo-reactor evaluado
durante la fase I. Continuación
Día
AFLUENTE EFLUENTE
pH Alcalinidad (mg/L)
pH Alcalinidad (mg/L)
117 7,7 220 7,7 220
118 7,3 7,5
119 7,4 7,4
120 7,4 7,7
121 7,5 325 7,8 280
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE B: TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS
140
Tabla B.4: Sólidos totales (ST), fijos (SF) y volátiles (SV) obtenidos en el sistema
barrelodo-reactor, evaluados durante la fase I.
Día
AFLUENTE EFLUENTE
ST
(mg/L)
SF
(mg/L)
SV
(mg/L)
ST
(mg/L)
SF
(mg/L)
SV
(mg/L)
1 402 200 202 702 410 292
8 744 370 374 575 336 239
15 814 374 440 428 288 140
21 726 318 408 408 272 136
28 500 240 260 418 236 182
38 568 314 254 608 478 130
47 414 276 138 430 290 140
55 424 236 188 274 170 104
65 576 380 190 440 322 118
78 860 436 424 516 316 200
81 642 386 256 488 312 176
85 568 336 232 382 288 94
90 662 562 100 590 542 48
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE B: TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS
141
Tabla B.4: Sólidos totales (ST), fijos (SF) y volátiles (SV) obtenidos en el sistema
barrelodo-reactor, evaluados durante la fase. Continuación
Día
AFLUENTE EFLUENTE
ST
(mg/L)
SF
(mg/L)
SV
(mg/L)
ST
(mg/L)
SF
(mg/L)
SV
(mg/L)
95 428 240 188 334 226 108
102 810 402 408 356 298 58
106 874 342 332 512 408 104
110 912 788 124 318 280 38
117 514 284 230 450 296 154
121 868 414 454 450 310 140
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE B: TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS
142
Tabla B.5: Eficiencia en la remoción de sólidos (ST, SF, SV) obtenida durante la
evaluación de la fase I
Día
AFLUENTE EFLUENTE
ST
(mg/L)
SF
(mg/L)
SV
(mg/L)
ST
%Remoción
SF
%Remoción
SV
%Remoción
1 402 200 202 0,0 0,0 0,0
8 744 370 374 22,7 9,2 36,1
15 814 374 440 47,4 23,0 68,2
21 726 318 408 43,8 14,5 66,7
28 500 240 260 16,4 1,7 30,0
38 568 314 254 0,0 0,0 48,8
47 414 276 138 0,0 0,0 0,0
55 424 236 188 35,4 28,0 44,7
65 576 380 190 23,6 15,3 37,9
78 860 436 424 40,0 27,5 52,8
81 642 386 256 24,0 19,2 31,3
85 568 336 232 32,7 14,3 59,5
90 662 562 100 10,9 3,6 52,0
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE B: TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS
143
Tabla B.5: Eficiencia en la remoción de sólidos (ST, SF, SV) obtenida durante
la evaluación de la fase Continuación
Día
AFLUENTE EFLUENTE
ST
(mg/L)
SF
(mg/L)
SV
(mg/L)
ST
%Remoción
SF
%Remoción
SV
%Remoción
95 428 240 188 22,0 5,8 42,6
102 810 402 408 56,0 25,9 85,8
106 874 342 332 41,4 0,0 68,7
110 912 788 124 65,1 64,5 69,4
117 514 284 230 12,5 0,0 33,0
121 868 414 454 48,2 25,1 69,2
Tabla B.6: Resultados de los parámetros físico-químicos evaluados en el lodo durante la fase I
Día pH Alcalinidad
(mg/L)
DQO
(mg/L)
Sólidos totales Sólidos fijos Sólidos
volátiles AGV
(mg/L)
Actividad
metanogénica
(g DQO/gSV.d)
(mg/L)
%
(mg/L)
%
(mg/L)
%
1 7,7 438 69100 329020 29,35 247280 75,2 81740 24,8 7500
3 7,4 7500
8 7,1 670 74880 309120 27,6 221600 71,7 87520 28,3 11000
12 7,1 11300
15 7,2 822 81664 301070 21,1 223600 74,3 77470 25,7 12500 0,001
19 6,9 18600
21 7,2 338 92928 311450 27,4 235230 75,5 76220 24,5 10000
24 7,4 10500
28 7,1 520 90112 178320 17,2 134990 75,7 43330 24,3 10000 0,005
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE B: TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS
128
Tabla B.6: Resultados de los parámetros físico-químicos evaluados en el lodo durante la fase I. Continuación
Día pH Alcalinidad
(mg/L)
DQO
(mg/L)
Sólidos totales Sólidos fijos Sólidos
volátiles AGV
(mg/L)
Actividad
metanogénica
(g DQO/gSV.d)
(mg/L)
%
(mg/L)
%
(mg/L)
%
31 7,2 9500
36 7,1 10000
38 6,9 1500 62560 321870 27,8 244100 75,8 77770 24,2 19500
41 7,0 9500
44 7,1 8900
47 7,2 150 48960 341590 29,4 258600 75,7 82990 24,3 8500
55 6,7 27014 371730 32,8 280900 75,6 90830 24,4 18630
65 7,1 59808 332840 28,5 252350 75,8 80490 24,2 11500
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE B: TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS
129
Tabla B.6: Resultados de los parámetros físico-químicos evaluados en el lodo durante la fase I. Continuación
Día pH Alcalinidad
(mg/L)
DQO
(mg/L)
Sólidos totales Sólidos fijos Sólidos
volátiles AGV
(mg/L)
Actividad
metanogénica
(g DQO/gSV.d)
(mg/L)
%
(mg/L)
%
(mg/L)
%
78 7,1 119786 255530 23,5 190980 74,7 64550 25,3 25000 0,005
81 7,1 750 621440 321270 27 246320 76,7 74950 23,3 10900
85 7,1 3000 855000 328210 28,1 250440 76,3 77770 23,7 15700
90 7,4 3750 282240 324710 28,3 243720 75,1 80990 24,9 9600 0,011
95 7,3 500 254016 313770 27,5 239080 76,2 74690 23,8 14000
99 7,0 150592 9800
102 7,2 8180 84672 178400 16,6 136100 76,3 42300 23,7 8400 0,055
106 7,2 6130 28224 121940 11,8 91000 74,6 30940 25,4
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE B: TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS
130
Tabla B.6: Resultados de los parámetros físico-químicos evaluados en el lodo durante la fase I. Continuación
Día pH Alcalinidad
(mg/L)
DQO
(mg/L)
Sólidos totales Sólidos fijos Sólidos
volátiles AGV
(mg/L)
Actividad
metanogénica
(g DQO/gSV.d)
(mg/L)
(mg/L)
%
(mg/L)
%
(mg/L)
%
110 7,5 5300 106624 345850 29,2 261980 75,7 83870 24,3 11800
117 7,2 250 56448 281800 26,3 212580 75,4 69220 24,6 12800
120 7,2 61220
121 7,2 533 64000 292070 26 218020 74,6 74050 25,4 12000 0,115
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE B: TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS
148
Tabla B.7: Carga orgánica aplicada, DQO, DBO y eficiencia obtenidos en el reactor
durante la fase II.
TRH= 16 horas
Caudal= 51 m3/d
Día
AFLUENTE EFLUENTE
DQO
(mg/L)
Carga
orgánica
𝑲𝒈𝑫𝑸𝑶
𝑳∗𝒅
DBO
(mg/L)
Carga
orgánica
𝑲𝒈𝑫𝑩𝑶
𝑳∗𝒅
DQO
(mg/L)
DQO
%remoción
DBO
(mg/L)
DBO
%remoción
122 288 0,43 96 66,7
123 300 0,45 90 70,0
124 210 0,31 90 57,1
125 282 0,42 132 0,20 113 59,9 40 69,7
126 169 0,25 99 41,4
127 282 0,42 56 80,1
128 339 0,5 141 58,4
129 282 0,42 91 0,14 113 59,9 34 62,6
130 452 0,67 169 62,6
131 310 0,46 71 77,1
132 395 0,59 85 78,5
133 423 0,63 85 79,9
134 169 0,25 81 0,12 85 49,7 30 63,0
135 290 0,43 141 51,4
136 240 0,36 80 66,7
137 133 0,2 67 49,6
138 232 0,35 82 0,12 99 57,3 29 64,6
139 232 0,35 83 64,2
140 364 0,54 83 77,2
141 364 0,54 66 81,9
142 256 0,38 80 0,12 64 75,0 23 71,3
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE B: TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS
149
Tabla B.8: pH y alcalinidad obtenidos en el reactor durante la evaluación de la
fase II.
TRH= 16 horas
Caudal= 51 m3/d
Día
AFLUENTE EFLUENTE
pH
Alcalinidad
(mg/L)
pH
Alcalinidad
(mg/L)
122 7,7 7,4
123 7,8 280 7,8 256
124 7,9 7,6
125 7,7 264 7,8 256
126 7,7 7,2
127 7,8 292 7,7 272
128 6,7 7,3
129 7,5 232 7,5 284
130 7,5 7,1
131 7,8 296 7,5 284
132 7,3 7,4
133 7,9 7,8
134 7,6 260 7,7 340
135 7,8 7,2
136 7,5 288 7,3 272
137 7,4 7,1
138 7,5 276 7,2 300
139 7,6 7,3
140 7,8 312 7,0 200
141 7,5 7,2
142 7,9 284 7,4 252
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE B: TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS
150
Tabla B.9: Sólidos totales (ST), fijos (SF) y volátiles (SV) obtenidos en el reactor
durante la evaluación de la fase II.
TRH= 16 horas
Caudal= 51 m3/d
Día
AFLUENTE EFLUENTE
ST
(mg/L)
SF
(mg/L)
SV
(mg/L)
ST
(mg/L)
SF
(mg/L)
SV
(mg/L)
123 598 362 236 820 700 120
125 746 366 380 438 310 128
127 530 330 200 478 334 144
129 694 540 154 464 444 20
131 1370 832 538 506 352 154
134 482 180 302 466 308 158
136 706 406 300 556 348 208
138 560 358 202 476 298 178
140 612 424 188 560 446 114
142 1168 902 266 438 298 140
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE B: TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS
151
Tabla B.10: Eficiencia en la remoción de sólidos totales (ST), fijos (SF) y volátiles
(SV) obtenida en el reactor durante la evaluación de la fase II.
TRH= 16 horas
Caudal= 51 m3/d
Día
AFLUENTE EFLUENTE
ST
(mg/L)
SF
(mg/L)
SV
(mg/L)
ST
%remoción
SF
%remoción
SV
%remoción
123 598 362 236 0,0 0,0 49,1
125 746 366 380 9,8 15,3 66,3
127 530 330 200 0,0 0,0 28,0
129 694 540 154 33,1 17,8 87,0
131 1370 832 538 63,1 57,7 71,4
134 482 180 302 3,3 0,0 47,7
136 706 406 300 21,2 14,3 30,7
138 560 358 202 15,0 16,8 11,9
140 612 424 188 8,5 0,0 39,4
142 1168 902 266 62,5 67,0 47,4
Tabla B.11: Resultados de los parámetros fisicoquímicos obtenidos en lodo en la fase II.
TRH= 16 horas
Caudal= 51 m3/d
Día pH Alcalinidad
(mg/L)
DQO
(mg/L)
Sólidos
totales Sólidos fijos
Sólidos
volátiles AGV
(mg/L)
Actividad
metanogénica
(g DQO/gSV.d) (mg/L) % (mg/L) % (mg/L) %
123 7,2 1750 81000 277160 24,9 206050 74,3 71110 25,7 21500
124 7,3 4000 86400 13600
125 6,9 400 79027 297930 26,1 223860 75,1 74070 24,9 31000
126 7,0 350 79027 31714
127 7,0 625 76205 297660 26,2 223400 75,1 74260 24,9 12500
129 6,9 17525 90035 361710 30,2 275880 76,3 85830 23,7 20000
131 7,1 15800 67738 272200 23,5 201330 74,0 70870 26,0 17500
134 7,0 3750 76205 270910 25,9 198110 73,1 72800 26,9 33000 0,034
136 7,1 13750 63974 291820 25,7 220770 75,7 71050 24,3 23000
138 7,1 13750 89338 305670 26,9 227690 74,5 77980 25,5 13333
140 7,1 16250 86029 278080 24,9 207800 74,7 70280 25,3 16000
142 7,0 15000 70400 274030 25,5 203710 74,3 70320 25,7 22000 0,006
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE B: TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS
153
Tabla B.12: Carga orgánica aplicada, DQO, DBO y eficiencia obtenidos en el
reactor durante la fase III.
TRH= 6 horas
Caudal= 136 m3/d
Día
Afluente Efluente
DQO
(mg/L)
Carga
orgánica
𝑲𝒈𝑫𝑸𝑶
𝑳∗𝒅
DBO
(mg/L)
Carga
orgánica
𝑲𝒈𝑫𝑩𝑶
𝑳∗𝒅
DQO
(mg/L)
DQO
%remoción
DBO
(mg/L)
DBO
%remoción
144 524 2,09 87 83,4 145 407 1,62 87 78,6 146 407 1,62 101 75,2 147 378 1,51 101 73,3 149 378 1,51 145 61,6 151 270 1,08 67 0,27 180 33,3 44 34,3152 390 1,55 120 69,2 153 540 2,15 135 75,0 154 536 2,14 113 78,9 155 311 1,24 85 72,7 156 452 1,80 113 75,0 158 424 1,69 85 79,9 159 910 3,63 157 0,63 99 89,1 32 79,8160 910 3,63 99 89,1 161 364 1,45 66 81,9 162 256 1,02 64 75,0 163 415 1,66 128 69,2 164 352 1,40 160 54,5 165 480 1,91 128 73,3 166 352 1,40 122 0,49 96 72,7 30 75,4167 256 1,02 96 62,5 169 288 1,15 112 61,1 171 384 1,53 64 83,3 173 512 2,04 96 81,2 174 416 1,66 304 26,9 175 512 2,04 120 0,48 80 84,4 30 75,0176 448 1,78 80 82,1 180 352 1,40 120 0,48 64 81,1 19 84,2183 450 1,79 192 0,76 105 77,8 42 78,1
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE B: TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS
154
Tabla B.13: pH y alcalinidad obtenidos en el reactor durante la evaluación de la
fase III.
TRH= 6 horas
Caudal= 136 m3/d
Día Afluente Efluente
pH Alcalinidad
(mg/L) pH
Alcalinidad (mg/L)
144 7,3 7,4 145 7,6 7,4 146 7,7 7,4 147 7,8 7,4 149 7,9 7,4 151 8,1 296 7,2 236 152 7,7 7,2 153 7,1 7,2 154 7,0 7,2 155 7,4 228 7,3 308 156 7,5 7,3 158 7,6 7,5 159 7,8 260 7,4 160 7,8 7,3 236 161 7,7 7,9 162 7,9 272 7,8 304 163 7,4 7,4 164 7,8 7,0 165 7,3 7,2 166 7,3 220 7,9 264 167 8,0 7,4 169 8,0 7,1 171 8,0 7,3 173 7,4 220 7,4 240 174 7,2 7,1 175 7,5 216 7,4 300 176 7,6 7,3 180 7,5 240 7,6 212 183 7,7 7,3
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE B: TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS
155
Tabla B.14: Sólidos totales (ST), fijos (SF) y volátiles (SV) obtenidos en el reactor
durante la evaluación de la fase III.
TRH= 6 horas
Caudal= 136 m3/d
Día
Afluente Efluente
ST
(mg/L)
SF
(mg/L)
SV
(mg/L)
ST
(mg/L)
SF
(mg/L)
SV
(mg/L)
123 490 340 150 430 278 152
125 522 332 190 488 330 158
127 738 346 392 624 446 178
129 590 394 196 478 396 82
131 622 390 232 424 300 124
134 612 342 270 406 286 120
UNIVERSIDAD DE CARABOBO APÉNDICE B: TABLAS DE DATOS Y RESULTADOS
156
Tabla B.15: eficiencia en la remoción de sólidos totales (ST), fijos (SF) y volátiles
(SV) obtenida en el reactor durante la evaluación de la fase III.
TRH= 6 horas
Caudal= 136 m3/d
Día
Afluente Efluente
ST
(mg/L)
SF
(mg/L)
SV
(mg/L)
ST
%remoción
SF
%remoción
SV
%remoción
123 490 340 150 12,2 18,2 0,0
125 522 332 190 6,5 0,6 16,8
127 738 346 392 15,4 0,0 54,6
129 590 394 196 19,0 0,0 58,2
131 622 390 232 31,8 23,1 46,5
134 612 342 270 33,7 16,4 55,6
Tabla B.16: Resultados de los parámetros físico-químicos obtenidos en lodo en la fase III.
TRH= 6 horas
Caudal= 136 m3/d
Día pH Alcalinidad
(mg/L)
DQO
(mg/L)
Sólidos totales
Sólidos fijos Sólidos
volátiles AGV
(mg/L)
Actividad
metanogénica
(g DQO/gSV.d) (mg/L) % (mg/L) % (mg/L) %
149 7,0 10500 89700 46429
151 7,0 14500 89700 306050 26,8 219860 71,8 86190 28,2 52200 0,056
155 7,0 9750 87529 300670 26,8 217470 72,3 83200 27,7 50100
159 7,0 11250 91036 207470 25,7 151020 72,8 56450 27,7 45000 0,014
162 7,0 10000 83200 269380 23,7 195110 72,4 74270 27,6 32222
166 7,1 8500 48000 236280 21,7 172830 73,1 63450 26,9 28000 0,006
173 7,1 9000 67200 264890 23,6 191350 72,2 73540 27,8 20000
175 7,0 11250 86400 217580 22,1 156658 72,0 60922 28,0 30000 0,031
180 7,1 7500 67200 14000
183 7,0 13000 78000 29000