Modelamiento y simulacin de reactores secuenciales discontinuos en un proceso de
digestin anaerbica
TESISTA: ING. SEBASTIN FIOTTO
DIRECTOR: DR. HORACIO D. CAMPAA
TESIS PARA ACCEDER AL GRADO DE MAGSTER EN INGENIERA AMBIENTAL
GRUPO DE INVESTIGACIN EN INGENIERA AMBIENTAL
Facultad Regional BAHA BLANCA Universidad Tecnolgica Nacional U.T.N.
Argentina
Editorial de la Universidad Tecnolgica Nacional edUTecNe http://www.edutecne.utn.edu.ar
[email protected][Copyright]LaEditorialdelaU.T.N.recuerdaquelasobraspublicadasensusitiowebsondelibreaccesopara finesacadmicosy comounmediodedifundir laproduccin culturalyelconocimiento generados por docentes universitarios y autores auspiciados por lasuniversidades,peroqueestosyedUTecNesereservanelderechodeautoraatodoslosfinesquecorrespondan.
Editorial de la Universidad Tecnolgica Nacional
UNIVERSIDAD TECNOLGICA NACIONAL
FACULTAD REGIONAL BAHA BLANCA
GRUPO DE INVESTIGACIN EN INGENIERA AMBIENTAL
TES IS
MODELAMIENTO Y SIMULACIN DE REACTORES SECUENCIALES
DISCONTINUOS EN UN PROCESO DE DIGESTIN ANAERBICA
TESIS PARA ACCEDER AL GRADO DE MAGSTER EN INGENIERA AMBIENTAL
DIRECTOR: DR. HORACIO D. CAMPAA
TESISTA: ING. SEBASTIN FIOTTO
DICIEMBRE DE 2013
iii
AGRADECIMIENTOS
Quiero agradecer a todas las personas que colaboraron para que pueda llevar adelante
este trabajo, especialmente a mi director Dr. Horacio Campaa y a mis compaeros
que trabajaron junto a m en este proyecto, Ing. Patricia Benedetti, Tc. Ariel Airasca
y Mg. Alicia Hernndez.
Adems quiero agradecer a las instituciones que me brindaron el apoyo para
desarrollar esta tesis, a la Facultad Regional Baha Blanca de la Universidad
Tecnolgica Nacional y al Grupo de Investigacin GEIA, como as tambin a la
Directora de la Carrera de Maestra en Ingeniera Ambiental Mg. Aloma Sartor.
Por ltimo agradezco a mi familia, en especial a mi esposa y a mis hijos por el apoyo
incondicional.
iv
INDICE DE CONTENIDO
RESUMEN ................................................................................................................ 10
1. INTRODUCCIN ............................................................................................. 13
1.1 Antecedentes ............................................................................................. 14
1.2 Principios de la Digestin Anaerbica.................................................... 18
1.2.1 Bioqumica del proceso .......................................................................... 20
1.2.2 Factores Limitantes ................................................................................ 23
1.2.2.1 pH ................................................................................................... 24
1.2.2.2 Temperatura ................................................................................... 24
1.2.2.3 Tiempo de Retencin Hidrulica y de Slidos ............................... 25
1.2.3 Tipos de digestores anaerbicos............................................................. 26
1.2.3.1 Digestor de baja carga (Standard-Rate Digestion) ......................... 26
1.2.3.2 Digestor de Alta Carga (High-Rate Digester) ................................ 27
1.2.3.3 Digestor de dos etapas (Two-Stage digester) ................................. 28
1.2.3.4 Reactor Discontinuo Secuencial Anaerbico (ASBR) ................... 30
2. OBJETIVOS E HIPTESIS ............................................................................ 32
3. MARCO TERICO, MTODOS Y MATERIALES ....................................... 34
3.1 Marco Terico .......................................................................................... 35
3.2 Mtodos ..................................................................................................... 36
3.2.1 Determinacin de Constantes del Modelo ............................................. 36
3.2.2 Resolucin de Ecuaciones del Modelo .................................................. 37
3.3 Materiales.................................................................................................. 38
3.3.1 Reactores a Escala Laboratorio .............................................................. 38
3.3.2 Caracterizacin de los Barros................................................................. 42
v
3.4 Mtodos Analticos para Ensayos de Laboratorio ................................ 43
4. RESULTADOS Y DISCUSIN ....................................................................... 44
4.1 Desarrollo del Modelo .............................................................................. 45
4.1.1 Cintica de Remocin del Sustrato ........................................................ 46
4.1.2 Cintica de Crecimiento de Biomasa ..................................................... 49
4.1.3 Produccin de Metano............................................................................ 54
4.1.4 Formulacin del Modelo ........................................................................ 56
4.1.5 Constantes Cinticas y Estequiomtricas ............................................... 57
4.2 Resultados de Laboratorio ...................................................................... 62
4.3 Evaluacin de los Resultados de Laboratorio ....................................... 67
4.4 Determinacin de Constantes Cinticas ................................................. 69
4.5 Resultados de la Simulacin .................................................................... 71
5. CONCLUSIONES ............................................................................................. 77
6. REFERENCIAS ................................................................................................ 81
ANEXOS .................................................................................................................... 87
vi
NDICE DE FIGURAS
Figura 1. Diagrama de flujo para el tratamiento de barros residuales .................... 25
Figura 2. Esquema de las etapas de la digestin anaerbica ................................... 28
Figura 3. Digestor de baja carga .............................................................................. 32
Figura 4. Digestor de alta carga ............................................................................... 33
Figura 5. Digestor de dos etapas ............................................................................... 34
Figura 6. Digestor ASBR ........................................................................................... 36
Figura 7. Reactores anaerbicos a escala laboratorio ............................................. 47
Figura 8. Reactores, sellos de agua y probetas para medir biogs .......................... 47
Figura 9. Planta de Tratamiento de Aguas Residuales de la Maltera ..................... 48
Figura 10. Digestor a escala piloto ........................................................................... 49
Figura 11. Cintica de remocin de sustrato ............................................................ 59
Figura 12. Cintica de crecimiento de biomasa ........................................................ 60
Figura 13. Comportamiento en el crecimiento de biomasa y consumo de sustrato
para procesos en batch .............................................................................. 63
Figura 14. Esquema Reactor Anaerbico Secuencial Discontinuo ........................... 64
Figura 15. Determinacin de constantes k y ks ................................................ 70
Figura 16. Determinacin de constantes Y y kd ................................................ 71
Figura 17: Evolucin del pH en los reactores ........................................................... 72
Figura 18: Slidos totales voltiles y fijos en los reactores ...................................... 73
Figura 19: Slidos totales suspendidos y disueltos en los reactores ......................... 73
Figura 20: Evolucin de slidos suspendidos voltiles en los reactores .................. 74
Figura 21: Evolucin de la DQO total y soluble en los reactores ............................ 75
Figura 22: Remocin de la DQO soluble .................................................................. 76
Figura 23: Biogs generado en los reactores............................................................ 76
Figura 24: Tasa de generacin de biogs en los reactores ....................................... 77
vii
Figura 25: Recta de regresin para hallar k y ks ...................................................... 79
Figura 26: Recta de regresin para hallar Y y kd ..................................................... 80
Figura 27: Simulacin 1. S (1a), X (2a) y CH4 (3a) .................................................. 82
Figura 28: Simulacin 2. S (1a), X (2a) y CH4 (3a) .................................................. 83
Figura 29: Simulacin 3. S (1a), X (2a) y CH4 (3a) .................................................. 84
Figura 30: Simulacin 4. S (1a), X (2a) y CH4 (3a) .................................................. 85
Figura 31: Resultados de la modelacin y experimentales ....................................... 86
viii
NDICE DE TABLAS
Tabla 1: Tiempo de retencin de slidos sugerido para el diseo de digestores
anaerbicos ............................................................................................... 31
Tabla 2: Caracterizacin del barro fresco, estabilizado y mezcla ............................ 50
Tabla 3: Composicin de materia orgnica del barro fresco ................................... 51
Tabla 4: Representacin matricial de las reacciones bioqumicas ........................... 66
Tabla 5: Comparacin de resultados con otros valores reportados en la
bibliografa ................................................................................................ 78
Tabla 6: Comparacin de resultados determinacin de constantes cinticas del
modelo ....................................................................................................... 81
ix
GLOSARIO
ADM: Modelo de digestin anaerbica (Anaerobic digestion model)
AGV: cidos grasos voltiles
ANPCyT: Agencia Nacional de Promocin Cientfica y Tecnolgica
ASBR: Reactor secuencial discontinuo anaerbico (Anaerobic sequential batch
reactor)
ASM: Modelo de barros activados (Activated sludge model)
DBO: Demanda bioqumica de oxgeno
DQO: Demanda qumica de oxgeno
EDO: Ecuaciones diferenciales ordinarias
G: Velocidad especfica de crecimiento de biomasa
GEI: Gases de efecto invernadero
HRT: Tiempo de retencin hidrulica (Hydraulic retention time)
: Tiempo de retencin hidrulica
c: Tiempo de retencin celular
INTA: Instituto Nacional de Tecnologa Agropecuaria
IWA: Asociacin Internacional del Agua (International Water Association)
k: Mxima velocidad especfica de utilizacin del sustrato
kd: Coeficiente endgeno o de decaimiento de biomasa
ks: Constante media de saturacin
MS: Materia seca
: Velocidad especfica de crecimiento de la biomasa
S: Sustrato
SBR: Reactor secuencial discontinuo (Sequential batch reactor)
SRT: Tiempo de retencin de slidos (Solids retention time)
SSV: Slidos suspendidos voltiles
SST: Slidos suspendidos totales
ST: Slidos totales
SV: Slidos voltiles
U: Velocidad especfica de utilizacin de sustrato
UASB: Reactor anaerbico de manto de barros y flujo ascendente (Upflow
Anaerobic Sludge Blanket)
X: Biomasa
Y: Coeficiente estequiomtrico de produccin de biomasa
Resumen
10
RESUMEN
La tecnologa de tratamiento de efluentes mediante Reactores Secuenciales
Discontinuos, SBR, por su sigla en ingls (Sequential Batch Reactor), es una
interesante alternativa a los tratamientos convencionales. Las caractersticas ms
importantes de la misma son: diseo compacto y gran flexibilidad operativa, lo que
la hace particularmente atractiva para sistemas medianos y pequeos.
Aunque para aprovechar estas particularidades resulta esencial disponer e
implementar de una estrategia de control en tiempo real capaz de automatizar el
manejo de las variables del proceso. Asimismo se ha demostrado que la utilizacin
de procesos anaerbicos (con SBR), es ventajoso para el tratamiento de residuos de
tipo agroindustriales (por ejemplo estircoles).
Teniendo en cuenta lo mencionado antes, en esta tesis se propone un modelo
matemtico de un proceso de digestin anaerbica, de los barros excedentes de una
planta de tratamiento de efluentes (barros activados) de una maltera de cebada
cervecera, utilizando reactores secuenciales de tipo discontinuo.
El modelo representa las distintas interacciones entre las fases presentes, partiendo
de datos experimentales publicados para sistemas similares, como as tambin de
datos experimentales propios obtenidos tanto a nivel laboratorio como a escala
piloto.
El modelo tiene en cuenta los procesos cinticos de hidrlisis, fermentacin
acidognica y generacin de Metano.
Las ecuaciones diferenciales bsicas que representan el proceso, se obtuvieron a
partir de balances de materia (sustrato-biomasa), teniendo adems en cuenta la
generacin de biogs (Metano, Anhdrido carbnico).
El modelo desarrollado permite predecir volmenes generados de biogs,
disminucin de slidos voltiles y DQO (Demanda qumica de oxgeno) residual.
Resumen
11
Los modelos dinmicos de reactores biolgicos se utilizan para evaluar el
comportamiento de un proceso de tratamiento ante variaciones en las condiciones
operativas, y tambin para controlar con ayuda de computadora/microprocesadores
dichos procesos. Se describe el tratamiento biolgico a travs de un grupo de
componentes del agua residual, que siguen distintos procesos biolgicos de
transformacin, y cuya concentracin se expresa a travs de un sistema de
ecuaciones diferenciales, que se obtienen mediante balances de materia de los
diferentes componentes. En algunos casos adems se aplican balances de energa y/o
de cantidad de movimiento.
En este trabajo se estudiaron procesos biolgicos donde la biomasa hetertrofa se
encontraba suspendida (Reactores Secuenciales Discontinuos Anaerbicos),
asumiendo condiciones de mezclado ideal. La modelizacin inicial correspondi a
reactores homogneos de tipo discontinuo (mezcla completa), que pueden describirse
en forma terica mediante ecuaciones diferenciales ordinarias. El modelamiento
inicial de estos procesos se realiz con una geometra sencilla (tanque agitado), y las
tcnicas de resolucin matemtica fueron las convencionales (Euler, Runge-Kutta,
Runge-Kutta-Fehlberg).
Sustrato y biomasa fueron los componentes iniciales del proceso. El sustrato estuvo
compuesto por la materia orgnica del agua residual, en forma disuelta (soluble) o
suspendida (particulada), pudiendo ser biodegradable o no, en diferentes grados. Los
slidos orgnicos se hidrolizan como etapa inicial de la degradacin biolgica. La
complejidad de la modelacin puede incrementarse gradualmente en la medida que
se dispone de datos experimentales que permitan el ajuste correspondiente.
Los procesos cinticos que afectan a los componentes (Sustrato-Biomasa), es decir,
que modifican las concentraciones de los componentes en los reactores pueden ser
numerosos y difciles de conocer con exactitud, de all la complejidad de ajuste de
los parmetros cinticos en cada una de las etapas (hidrlisis, fermentacin
acidognica y produccin de Metano).
Se inici la modelizacin partiendo de la informacin disponible en la literatura
especializada, ajustndose luego con datos experimentales. Las variables de entradas
Resumen
12
y salidas del proceso, fueron: flujo de agua residual, barros estabilizados, biomasa en
suspensin, carga orgnica y biogs.
De los balances de sustrato y biomasa se obtuvieron las ecuaciones diferenciales
ordinarias que constituyen el ncleo del modelo matemtico del proceso de digestin
anaerbica, en este caso particular empleando Reactores Secuenciales Discontinuos.
Estos procesos son de complejidad creciente, en la medida que el nmero de
variables en consideracin es mayor. La interaccin entre procesos cinticos y
componentes se represent de manera compacta mediante la matriz de Petersen
(1965).
Las ecuaciones ordinarias en el tiempo, tuvieron como incgnitas, la evolucin de
sustrato y biomasa, que se deben determinar. Esto constituy un tpico problema de
valor inicial. En forma preliminar, la inicializacin se realiz con valores de
referencia de la bibliografa, y luego fueron ajustados al sistema particular (tipo de
sustrato y condiciones operativas), con datos experimentales de laboratorio y planta
piloto (Hernndez et al., 2008 y Campaa et al., 2009).
Se parti de condiciones iniciales conocidas y se propuso una evolucin temporal de
las variables de entrada para el perodo de operacin a simular. En estas condiciones,
las ecuaciones diferenciales se resolvieron por los mtodos numricos
convencionales para las ecuaciones diferenciales ordinarias en problemas de valor
inicial. Se utiliz un software especializado para la resolucin de las ecuaciones del
modelo (FlexPDE 5.0), que utiliza la resolucin numrica de ecuaciones
diferenciales ordinarias, con instrucciones de integracin de alto nivel (algoritmos de
integracin).
1. INTRODUCCIN
1. Introduccin
14
1. Introduccin
1.1 Antecedentes
A nivel internacional, en los ltimos 30 aos se ha avanzado en el estudio y
aplicacin de tratamiento anaerbico de residuos, alcanzando importantes desarrollos
en la modelizacin de estos procesos, marcando un acercamiento tecnolgico y
cientfico al convencional tratamiento aerbico (Henze et al., 1987, 1995).
El tratamiento biolgico de las aguas residuales se desarroll en forma emprica
hasta mediados del siglo XX cuando comenzaron a desarrollarse las primeras
expresiones matemticas que describan los procesos fundamentales, (Orozco, 2005).
La complejidad del tratamiento anaerbico y la menor experiencia con estos procesos
(en comparacin con sistemas aerbicos) son las razones para que existan
variaciones entre los modelos propuestos, no habiendo an uniformidad de criterios
en relacin con algunos aspectos de la modelizacin de dichos procesos.
En principio pueden considerarse los modelos dinmicos para la digestin anaerbica
desarrollados por Lawrence y McCarty (1969), Andrews y Graeff (1971), Mosey
(1983), Moletta et al. (1986), como precursores. Modelos an ms descriptivos
propuestos posteriormente por Costello et al. (1991), Ryhiner et al. (1993), Mass y
Droste (1999), y Dochain y Vanrolleghem (2001), han incluido aspectos no
contemplados antes dentro de la modelizacin.
El enfoque moderno de la modelizacin de digestin anaerbica en bioreactores, ha
estado orientada a la generacin de modelos que puedan expresar el fenmeno
completo en una sola descripcin matemtica (Batstone et l., 2002). Sin embargo,
cuando el objetivo final de la modelizacin es el control automatizado, es
fundamental que el modelo tenga un desempeo satisfactorio (evitando problemas de
inestabilidad operativa cuando el control se realiza con microprocesadores o sistemas
de cmputo ms complejos), an a expensas de una menor precisin en la prediccin
1. Introduccin
15
del sistema fsico real (Andrews, 1993), (Van Impe et al., 1998), (Bernard et al.
2001).
La automatizacin de procesos y el uso de sistemas computarizados en plantas y
procesos de tratamientos de efluentes y residuos, se ha incrementado notablemente,
requiriendo por tanto una arquitectura de control cada vez ms compleja (Hck y
Wiese, 2006). En tal sentido la consolidacin de la modelizacin matemtica de los
procesos de tratamiento ha permitido el desarrollo de metodologas de simulacin
que facilitan el diseo y evaluacin de estrategias de control (Coop, 2002). Como
consecuencia existen numerosas publicaciones con estudios realizados a escala piloto
e industrial, donde se demuestran las ventajas de los distintos modelos en trminos
de estabilidad y optimizacin de costos operativos de los procesos, as como mejoras
en la calidad de los efluentes tratados.
En nuestro pas la aplicacin de tecnologa de tratamiento anaerbico de residuos,
contina siendo incipiente, con escasos desarrollos en aplicaciones concretas. Son de
destacar los trabajos del INTA (Castelar) resolviendo problemas de residuos
agropecuarios (Hilbert, 1985).
Contina siendo en nuestro medio, un problema no resuelto el control en la
operacin de sistemas anaerbicos, lo cual puede verificarse en las distintas plantas
de tratamiento de efluentes cloacales, donde la digestin anaerbica del exceso de
barros de los tratamientos aerbicos tienen dificultades operativas marcadas y
reiteradas. De all la importancia del trabajo desarrollado, que propone, no slo
aplicar y adaptar una tecnologa simple y econmica para el tratamiento de efluentes
con la consiguiente obtencin de biogs y valor agregado del residuo estabilizado,
sino de desarrollar capacidad para controlar el proceso en forma automtica, tratando
de resolver los problemas antes mencionados, mediante sistemas robustos de control
soportados en un modelo matemtico que represente confiablemente la dinmica del
proceso y que sea capaz de predecir el comportamiento del proceso de digestin
anaerbica utilizando reactores secuenciales discontinuos. Se destaca la contribucin
ambiental de la propuesta por la recuperacin del valor energtico (biogs como
energa alternativa) as como la disminucin en la emisin de GEI (Gases de efecto
invernadero).
1. Introduccin
16
Esta tesis se desarroll en el GEIA (Grupo de Estudio de Ingeniera Ambiental, de la
Facultad Regional Baha Blanca), dentro de la lnea de investigacin "Sistemas
Naturales de Tratamiento de Residuos y Efluentes" donde el estudio y la aplicacin
de tecnologa de digestin anaerbica de residuos tiene ms de 10 aos de
trayectoria.
El grupo de investigacin ha trabajado con reactores anaerbicos procesando
efluentes de frigorficos, criaderos de aves, cloacales, etc. con trabajos presentados
en Congresos Nacionales e Internacionales (Campaa et al., 1994, 2008 y 2009) y en
proyectos de asistencia tcnica a PYMES. En este sentido el grupo de investigacin
present un proyecto a la convocatoria ANR 2003 de FONTAR, resultando
adjudicada la propuesta (NA36/2003) para la empresa avcola Trenque Lauquen SH
(Planta piloto para la digestin anaerbica de estircol de gallinas ponedoras, una
alternativa de mejora sanitaria y ambiental en la produccin de huevos).
En relacin con la digestin anaerbica de barros efluentes de maltera se present el
siguiente trabajo: Anaerobic digestion of activated sludges from malting
wastewaters - Industrial - Organic agriculture cooperation- 1 part: Laboartory stage
en el 10 Congreso Internacional de Digestin Anaerbica AD10, realizado en
Montreal- Canad, y publicado en Proceedings Volume 4-pag 2086-2094, Campaa
(2004).
En 2004 se present un proyecto a la convocatoria PAV (Proyectos para reas de
vacancia) de la ANPCyT, cuyo ttulo es: "Digestin Anaerbica de Residuos
Agroindustriales", en la categora Contaminacin Ambiental y con el requisito de
tener una Institucin Asociada que cofinanciara la propuesta. El Proyecto "Digestin
Anaerbica de Residuos Agroindustriales", result seleccionado por la ANPCyT, y
se convalid mediante el Contrato Nro 22616 (vigente desde junio de 2007, hasta
junio de 2010), entre la ANPCyT, la Facultad Regional Baha Blanca de la UTN,
como Institucin Beneficiaria y sede del Director y Grupo de Investigacin a cargo
del Proyecto, y la Institucin Asociada (cofinanciadora) CARGILL SACI. En dicho
Proyecto se destaca la construccin de un equipo piloto en la Maltera de Cebada de
Cargill SACI en Ing. White (Baha Blanca), y la adquisicin de un cromatgrafo para
1. Introduccin
17
medir composiciones de biogs, a instalar en el laboratorio de GEIA - FRBB/UTN
(el cromatgrafo se encuentra actualmente en proceso de instalacin).
A nivel nacional se han presentado varios trabajos vinculados con la digestin
anaerbica de residuos agroindustriales, que indican los avances realizados en este
tema.
Produccin de Biogs a partir del exceso de barros del tratamiento de efluentes de
una maltera de cebada Campaa Horacio, Benedetti Patricia, Prieto Analiz,
Linquiman Patricio. XXII IACChE (CIIQ) 2006 / V CAIQ- Octubre 2006.
Optimizacin del balance energtico en la estabilizacin de barros residuales -
produccin de biogas - escalas laboratorio y piloto Campaa H , Benedetti P, Prieto
A, Linquimn P (pag. 76 (Resmenes) 2do Congreso HYFUSEN - Junio 2007 -
Posadas - Misiones Argentina.
A nivel internacional y en vinculacin directa con el tema del presente trabajo se
present un avance sobre la tecnologa de digestin anaerbica, aplicando reactores
secuenciales discontinuos, ya que la planta piloto construida y disponible para las
experiencias a escala semi-industrial puede ser operada tanto en forma continua
como discontinua, (Campaa et al., 2008 y Hernndez et al., 2008).
1. Introduccin
18
1.2 Principios de la Digestin Anaerbica
En el tratamiento biolgico de las aguas residuales, especialmente en sistemas de
barros activados, la disposicin de los barros excedentes es un problema que
representa un costo muy importante en la operacin de plantas de tratamiento de
aguas residuales (Baeyens et al., 1997).
Las plantas de tratamiento de aguas residuales que utilizan el proceso de barros
activados cuentan generalmente con un sedimentador primario que remueve del 50
a 60% de los slidos suspendidos y del 30% al 40% de la DBO. Los barros
provenientes de esta etapa contienen una baja concentracin de materia slida (del
1% al 3%) compuesta por materia orgnica putrescible (Tchobanoglous et al.,
2002).
Luego sigue el tratamiento biolgico donde los microorganismos remueven la
materia orgnica y slidos suspendidos remanentes. Un sedimentador secundario
separa la biomasa por gravedad, el efluente de la parte superior queda listo para el
vuelco o posterior tratamiento terciario, y los barros del fondo que contienen del 1%
al 2% de materia slida compuesta por microorganismos, son purgados
peridicamente del sistema de tratamiento para mantener constante la concentracin
de los mismos. Los barros provenientes de los sedimentadores primarios y
secundarios se mezclan, se espesan generalmente en un espesador por gravedad y se
envan a tratamiento.
De las diferentes posibilidades para el tratamiento de los barros, la digestin
anaerbica juega un rol importante por la capacidad de transformar la materia
orgnica en biogs que contiene entre el 60% y 70 % de Metano medido en
volumen, reducir el volumen final de los barros para la disposicin final, estabilizar
la materia orgnica obteniendo compuestos minerales tiles para la aplicacin en
suelos, destruir la mayora de los organismos patgenos presentes en el agua
residual y reducir los olores provenientes de la descomposicin de la materia
orgnica.
1. Introduccin
19
As, la digestin anaerbica reduce los costos de operacin de las plantas de
tratamiento y disminuye el impacto en el medio ambiente por la recuperacin de
energa y biofertilizantes.
La digestin anaerbica se desarrolla en reactores anaerbicos. Casi toda la materia
orgnica puede ser digerida anaerbicamente por microorganismos excepto los
compuestos como la lignina y otros de menor degradabilidad. El biogs producido
tiene un alto poder calorfico y es considerado como una fuente renovable de
energa.
Aunque la digestin anaerbica presenta muchas ventajas, existen algunas
limitaciones en el proceso que son inevitables. Solo una fraccin de la materia
orgnica se puede descomponer, la velocidad de reaccin del proceso anaerbico es
muy baja lo que se traduce en reactores de grandes volmenes y altos costos, el
proceso es muy sensible a las sustancias inhibidoras, la calidad del efluente
sobrenadante requiere posterior tratamiento, as como el biogs debido a la
presencia de compuestos de azufre. En relacin con los bioslidos estabilizados, la
presencia de metales pesados aumenta levemente su concentracin luego de la
digestin limitando la tasa de aplicacin en suelo.
La Figura 1 muestra un diagrama de flujo para el tratamiento de los barros
residuales mediante digestin anaerbica.
1. Introduccin
20
Figura 1. Diagrama de flujo para el tratamiento de barros residuales.
Adaptado de Appels et al. (2008)
1.2.1 Bioqumica del proceso
La digestin anaerbica es un proceso complejo que requiere condiciones
anaerbicas estrictas (potencial xido-reduccin < -200 mV) para desarrollarse y
depende de la actividad coordinada de varias familias de microorganismos para
transformar la materia orgnica principalmente en Dixido de carbono y Metano,
(Qasim, 1999).
La bioqumica de la digestin anaerbica incluye cuatro etapas bsicas, Hidrlisis,
Acidognesis, Acetognesis y Metanognesis. Sin embargo la etapa limitante en la
digestin anaerbica es la hidrlisis, y por este motivo en los ltimos tiempos se
recurri a la implementacin de pretratamientos de los barros antes de la digestin
anaerbica, (Batstone et al., 2002).
1. Introduccin
21
En la hidrlisis el material particulado, los biopolmeros, y en general los
compuestos orgnicos complejos, principales componentes de las aguas residuales,
se convierten en sustratos orgnicos simples. Los productos de la hidrlisis son
azcares, aminocidos, cidos grasos voltiles de bajo peso molecular y alcoholes.
Estos sustratos pueden ser asimilados por las bacterias acidognicas o fermentativas
para sufrir el proceso de gluclisis y otros procesos bsicos del metabolismo
bacteriano.
La hidrlisis tiene lugar externamente por accin de las exoenzimas. La hidrlisis de
algunos sustratos simples es muy rpida, pero la de los sustratos complejos o
particulados puede ser extremadamente lenta. Un ejemplo tpico de ella es la de la
sacarosa, que al incorporar una molcula de agua (hidrlisis) se descompone en dos
azcares ismeros, la glucosa y la fructuosa:
C12H22O11 + H2O 2 C6H12O6
La exoenzima que propicia esta reaccin es la Glucosa Hidrolasa. Inmediatamente
los azcares se incorporan a la gluclisis.
Una vez ocurrida la hidrlisis entran las bacterias fermentativas e inician el proceso
de Acidognesis mediante la gluclisis. Al llegar el proceso a la etapa de Piruvato,
por condiciones de equilibrio termodinmico la continuidad del proceso depende de
la existencia de aceptores externos de electrones. Si stos no existen ocurre entonces
una reaccin que produce cido actico (acetato) e Hidrgeno, y adems se producen
otros cidos grasos voltiles (AGV), como el propinico, butrico, etc. La reaccin
fundamental es la siguiente:
C6H12O6 + 4 H2O 2 CH3COO + 2 HCO3
+ 4 H
+ + 4 H2
Glucosa Acetato Alcalinidad Hidrgeno La acumulacin del Hidrgeno dificulta la descomposicin de la glucosa. De hecho
existe un lmite termodinmico, una concentracin mxima de Hidrgeno permisible
para que prosiga la descomposicin anaerbica que se da en trminos de presin
1. Introduccin
22
parcial, sta debe ser menor que 10-4
atmsferas. Si esto no ocurre la reaccin
anterior se detiene y procede solo la que produce los AGV distintos del cido actico.
Para que la digestin anaerbica prosiga, es necesario que los AGV se conviertan en
cido actico (Acetognesis Acidoclstica), pues ste es el nico cido graso que se
puede metanizar. Hay otros compuestos que se pueden metanizar, como el metanol y
el cido frmico, pero no son frecuentes en la digestin anaerbica.
Aunque hay bacterias que pueden metanizar el Hidrgeno, tambin existen bacterias
que en las condiciones de la digestin anaerbica pueden producir cido actico a
partir del Hidrgeno, este proceso se conoce como la Acetognesis
Hidrogenoclstica. Tiene la funcin primordial de mantener el pH por debajo de los
lmites necesarios.
4 H2 + 2 HCO3 + H
+ CH3COO
+ 2 H2O
Hidrgeno Alcalinidad Acetato Hidrgeno
Por ltimo la Metanognesis tiene dos rutas, una Hidrogenoclstica, y la otra
Acetoclstica. En la primera las bacterias metanizan aproximadamente el 30% del
sustrato original. Es una reaccin muy gil y compite con la Acetognesis
Hidrogenoclstica. La segunda es la reaccin ms importante en la digestin
anaerbica y es responsable de la produccin del 70% del Metano. Existen solo dos
especies de bacterias que producen esta reaccin: la Metanotrix y la Metanosarcina.
CH3COO + H2O CH4 + HCO3
+ H
+
Acetato Metano
4 H2 + HCO3 + H
+ CH4 + 3 H2O
Hidrgeno Metano
La Figura 2 muestra un esquema de resumen de las etapas que ocurren durante la
digestin anaerbica.
1. Introduccin
23
Figura 2. Esquema de las etapas de la digestin anaerbica. (Orozco, 2005)
1.2.2 Factores Limitantes
El ambiente anaerbico es susceptible a la variacin de ciertos parmetros
importantes que influyen en las tasas de reaccin de los procesos. El pH, la
alcalinidad, la temperatura y el tiempo de residencia son los parmetros
fundamentales que controlan el proceso de digestin anaerbica.
1. Introduccin
24
1.2.2.1 pH
Cada grupo de microorganismos tiene un rango ptimo de pH. Las bacterias
Metanognicas son extremadamente sensibles a la variacin del pH, siendo el rango
ptimo 6,5 a 7,2. Los microorganismos fermentativos son poco sensibles a las
variaciones de pH y pueden sobrevivir en un amplio rango que va de 4 a 8,5. A bajos
valores de pH se producen cido actico y butrico mientras que a valores altos de
pH se producen cido ctico y propinico. (Turovskiy et al., 2006).
Los AGV producidos durante la digestin anaerbica tienden a disminuir el pH del
medio. Esta disminucin es normalmente controlada por la actividad de las bacterias
Metanognicas que producen alcalinidad en trminos de Dixido de carbono, amonio
y bicarbonato. El pH del medio es controlado por la concentracin de Dixido de
carbono en la fase gaseosa y la concentracin de bicarbonato en la fase lquida. Se
debe mantener una capacidad de buffer de 70 meq CaCO3/l o una relacin molar de
1,4:1 de bicarbonato/AGV para asegurar la estabilidad del proceso de digestin,
(Hwang et al., 2004).
1.2.2.2 Temperatura
La temperatura tiene un importante efecto en las propiedades fsico qumicas de los
componentes del sustrato. Tambin influye en la tasa de crecimiento y en el
metabolismo de los microorganismos, y marca la dinmica del crecimiento y
decaimiento de la poblacin en el reactor anaerbico.
Las bacterias Metanognicas acetoclsticas son el grupo ms sensible al incremento
de la temperatura. La temperatura tiene efectos ms relevantes sobre la presin
parcial de Hidrgeno en los digestores, influenciando en la cintica del crecimiento
bacteriano. La termodinmica del proceso de digestin anaerbica muestra que las
reacciones endotrmicas como la transformacin de propionato en acetato son ms
favorables a altas temperaturas, mientras que las reacciones exotrmicas como la
Metanognesis hidrogenoclstica son menos favorables a altas temperaturas.
1. Introduccin
25
Sin embargo, la aplicacin de altas temperaturas (operando en el rango termoflico)
tiene efectos adversos como el incremento de la fraccin de amonio libre que acta
como inhibidor para el crecimiento de los microorganismos. Es importante mantener
estable la temperatura de operacin en el digestor, dado que las fluctuaciones
impactan negativamente en el crecimiento bacteriano, especialmente en las
Metanognicas, (Rehm et al., 2000).
1.2.2.3 Tiempo de Retencin Hidrulica y de Slidos
El tiempo de retencin de slidos (SRT) es el tiempo promedio que los slidos
permanecen en el digestor, mientras que el tiempo de retencin hidrulica (HRT) es
el tiempo promedio que la fase lquida del barro permanece en el digestor. La
eficiencia del proceso de digestin est ntimamente relacionada con el tiempo de
retencin de slidos, a mayor estada, se obtiene un mayor grado de estabilidad y
viceversa.
Peridicamente se purgan barros del fondo del digestor, y con ellos se va una
fraccin de la poblacin de bacterias que debe ser compensada mediante el
crecimiento bacteriano para mantener constante la concentracin de
microorganismos y prevenir la falla del proceso por el lavado de la biomasa activa.
Mc Carty (1964) estableci el tiempo de retencin de slidos mnimo para que el
proceso de digestin anaerbica sea viable y no se produzca el lavado de la biomasa
activa, segn la temperatura de operacin del digestor. A partir de este valor fij el
tiempo de retencin de slidos ptimo o deseado que tiene en cuenta las limitaciones
prcticas del proceso. La Tabla 1 muestra los valores indicados por dicho autor.
1. Introduccin
26
Temperatura de
operacin
[C]
HRT mnimo
[das]
HRT ptimo
[das]
18 11 28
24 8 20
30 6 14
35 4 10
40 4 10
Tabla 1: Tiempo de retencin de slidos sugerido para el diseo de digestores anaerbicos.
Mc Carty (1964)
1.2.3 Tipos de digestores anaerbicos
1.2.3.1 Digestor de baja carga (Standard-Rate Digestion)
Este tipo de digestor es el ms simple y requiere largos perodos de residencia de 30
a 60 das. La Figura 3 muestra un esquema de funcionamiento del mismo. Este tipo
de digestor normalmente no posee dispositivos de mezcla ni fuentes externas de
energa para calentar el sustrato a digerir. Sin embargo la produccin de biogs
genera una corriente ascendente que ayuda a mezclar los barros, pero an as, se
forman estratificaciones.
En la parte superior se ubica una capa de espumas flotantes, luego viene la fase
lquida sobrenadante, ms abajo estn los barros que se encuentran en el proceso de
digestin, esta capa suele ser la mayor, y por ltimo, estn los barros ya digeridos
sobre el fondo del digestor. Los lquidos sobrenadantes se descargan y se envan a la
entrada de la planta de tratamiento de aguas residuales. Los barros digeridos se
purgan peridicamente desde el fondo del digestor, (Tchobanoglous y Burton, 1991).
1. Introduccin
27
Figura 3. Digestor de baja carga. Metcalf & Eddy Inc. (1972)
1.2.3.2 Digestor de Alta Carga (High-Rate Digester)
Este tipo de digestor surge a partir de mejorar el funcionamiento del digestor de baja
carga. Los barros se mantienen en constante agitacin logrando una mezcla
completa, se calientan para mejorar las tasas de crecimiento bacteriano y la
alimentacin de los barros es uniforme y con el mayor grado de espesamiento
posible. Todas estas mejoras crean un ambiente uniforme que posibilitan reducir el
tamao del digestor, mejorar la estabilidad y la eficiencia del proceso.
Los barros se mezclan por la recirculacin del biogs, bombeo o mezcladores.
Adems son calentados por intercambiadores de calor externos. La alimentacin
uniforme es muy importante y los barros deben ingresar en forma continua al
digestor o a intervalos regulares para ayudar a mantener las condiciones de estado
estacionario y reducir los picos de carga. Esto es fundamental ya que las bacterias
Metanognicas son muy sensibles a estos cambios.
1. Introduccin
28
Este tipo de digestor no es muy utilizado en la actualidad en las nuevas plantas de
tratamiento de aguas residuales. Su uso se limita a pequeas instalaciones. La Figura
4 muestra el funcionamiento de este digestor.
Figura 4. Digestor de alta carga. Tchobanoglous y Burton (1991)
1.2.3.3 Digestor de dos etapas (Two-Stage digester)
El digestor de dos etapas consta de un digestor de alta carga al cual se le acopla un
segundo tanque que usualmente se lo llama digestor secundario, ver Figura 5, que
recibe los slidos digeridos y acta como un sedimentador separando por gravedad el
sobrenadante de los slidos. Esta unidad no recibe calentamiento externo ni
agitacin.
1. Introduccin
29
Figura 5. Digestor de dos etapas. Tchobanoglous y Burton (2002)
Los tanques pueden tener techos fijos o flotantes. Si el tanque secundario tiene techo
de tipo flotante se puede utilizar como depsito de biogs. En el tanque secundario
casi no se produce disminucin de slidos voltiles ni produccin de biogs, similar
al comportamiento de un sedimentador secundario. Habitualmente ambos tanques se
disean idnticos para que puedan ser usados como digestores para mejorar las
operaciones de mantenimiento.
El sobrenadante que se descarga del tanque de sedimentacin contiene altas
concentraciones de slidos suspendidos. Este problema de sedimentacin est
asociado a la incompleta digestin en el tanque digestor que dejan pequeas burbujas
de gas que favorecen la flotacin de los slidos. Adems debido a la agitacin no se
forman flocs de gran tamao que permiten la fcil sedimentacin.
Este tipo de digestor fue muy utilizado en las plantas de tratamiento, pero
actualmente su uso es raro en plantas nuevas.
1. Introduccin
30
1.2.3.4 Reactor Discontinuo Secuencial Anaerbico (ASBR)
El proceso que se desarrolla en un reactor de tipo ASBR puede considerarse como
proceso de crecimiento en suspensin con reaccin y separacin de las fases lquida
y slida en la misma unidad. Se trata de una adaptacin de los reactores SBR
utilizados como mtodo alternativo al sistema de barros activados.
La eficiencia de este tipo de reactor depende del desarrollo de la granulacin en los
barros que permiten una buena sedimentacin de los mismos. Este tipo de
granulacin es similar a la que se forma en los reactores UASB utilizados para tratar
aguas residuales, (Speece, 1996).
La operacin normal de un ASBR para el tratamiento de aguas residuales consta de
cuatro etapas secuenciales, la primera de alimentacin, la segunda de reaccin, la
tercera de sedimentacin, la cuarta de descarga del efluente. Para utilizar este reactor
como digestor anaerbico de barros residuales es necesario agregar una quinta etapa
de purga de los barros digeridos. La Figura 6 muestra el funcionamiento de un ASBR
utilizado como digestor anaerbico.
Este tipo de digestor fue utilizado ampliamente por Mass (1995), Mass et al.
(1997), Mass y Droste (1999), Mass et al. (2004) para el tratamiento de barros
residuales provenientes de aguas residuales de la produccin porcina, a temperaturas
dentro del rango psicroflico que van desde los 5 hasta los 20 C, obteniendo
resultados satisfactorios.
1. Introduccin
31
Entrada de
barros
residuales
Biogs
1era Etapa
ALIMENTACIN
Biogs
2da Etapa
REACCIN
Biogs
3era Etapa
SEDIMENTACIN
Barros
digeridos
Lquido
sobrenadante
Espumas
Biogs
4ta EtapaDESCARGA
Barros
digeridos
Lquido
sobrenadante
Espumas
Efluentea tratamiento
secundario
Biogs
5ta EtapaPURGA
Barros
digeridosBarros a disposicin o
remocin de agua
Figura 6. Digestor ASBR. Adaptado de Mass (1995)
2. OBJETIVOS E HIPTESIS
2. Objetivos e Hiptesis
33
2. Objetivos e Hiptesis
El objetivo del trabajo fue desarrollar un modelo dinmico para simular la operacin
de Reactores Secuenciales Discontinuos durante la digestin anaerbica de barros
activados residuales provenientes de plantas de tratamiento de aguas residuales.
Complementariamente se plantearon los siguientes objetivos secundarios:
Determinar las constantes cinticas del modelo para la simulacin de la digestin
anaerbica de barros activados residuales provenientes de una maltera de cebada,
mediante la utilizacin de datos experimentales obtenidos a escala laboratorio y
piloto.
Determinar el tiempo de retencin hidrulica ptimo en el reactor para optimizar la
generacin de biogs durante la digestin anaerbica de los barros.
El trabajo se fundament en dos hiptesis principales, una relacionada al modelo
utilizado para la simulacin, y la otra, con el tipo de sustrato utilizado para la
digestin anaerbica.
Se asumi que era posible predecir el comportamiento de la digestin anaerbica en
un reactor discontinuo, con un grado de precisin razonable, utilizando un modelo
matemtico que involucrara las relaciones fundamentales entre sustrato, biomasa y
biogs, utilizando una mnima cantidad de parmetros para el ajuste del mismo.
Por otro lado, se consider viable el tratamiento por digestin anaerbica de barros
activados residuales que tienen un alto porcentaje de materia orgnica de difcil
biodegradacin (celulosa, hemicelulosa y lignina) y una baja concentracin de
materia slida.
3. MARCO TERICO, MTODOS Y MATERIALES
3. Marco Terico, Mtodos y Materiales
35
3.1 Marco Terico
Como marco terico para la formulacin del modelo se utilizaron como base de
partida las ecuaciones clsicas que describen los procesos involucrados en el
tratamiento de aguas residuales.
Para la cintica de remocin del sustrato se utiliz la ecuacin de Michaelis y
Menten (1913) que describe la velocidad de reaccin de muchas reacciones
enzimticas como las que ocurren dentro de los reactores biolgicos.
En tanto que para describir el crecimiento de la biomasa se adopt el modelo
propuesto por Monod (1942) en su tesis doctoral que propone una cintica de primer
orden para el crecimiento bacteriano.
Tambin se tuvieron en cuenta las ecuaciones fundamentales para el tratamiento de
aguas residuales planteadas por Eckenfelder (1966) y Lawrence y McCarty (1970).
Estos autores generalizaron las ecuaciones bsicas utilizadas para disear las
unidades de tratamiento para depurar las aguas residuales.
Se revisaron algunos de los primeros modelos dinmicos utilizados para la digestin
anaerobia que fueron desarrollados por Andrews (1969) y por Andrews y Graef
(1971) usando cinticas de Monod, y los modelos de Hill y Barth (1977) y Mass y
Droste (1999) para la simulacin de la digestin anaerbica de desechos de animales.
Por ltimo se analizaron los modelos de Mosey (1983), Moletta et al. (1986) y
Costello et al. (1991), que avanzaron sobre los trabajos anteriores y presentaron
modelos ms complejos que a su vez evolucionaron en los actuales modelos de
mltiples componentes como los desarrollados por IWA (International Water
Association), ASM (Activated Sludge Model), Henze el al. (2000), y ADM
(Anaerobic Digestion Model), Batstone et al. (2002).
3. Marco Terico, Mtodos y Materiales
36
3.2 Mtodos
3.2.1 Determinacin de Constantes del Modelo
Las ecuaciones del modelo desarrollado requirieron la determinacin de las
constantes k mxima velocidad especfica de utilizacin del sustrato
[gDQO/gSSV.d], ks constante media de saturacin [gDQO/m3], Y coeficiente
estequiomtrico de produccin de biomasa [gSSV/gDQO] y kd coeficiente
endgeno o de decaimiento de biomasa [gSSV/gSSV.d]. Para ello se recurri a la
linealizacin de Lineweaver y Burk de las ecuaciones que describen la utilizacin
especfica de sustrato U y el crecimiento neto especfico de la biomasa G.
Tchobanoglous et al. (1991) describ el procedimiento para construir las grficas de
U y G que permiten hallar las constantes a partir de rectas de regresin para reactores
que operan en forma continua.
Para reactores discontinuos como los SBR o ASBR, Orozco (2005) propuso una
metodologa similar pero a partir del ajuste de los datos de variacin de DQO y SSV
(slidos suspendidos voltiles) en el tiempo. Este ajuste se realiza trazando la curva
de comportamiento esperado, ya que en los ensayos con este tipo de reactores
discontinuos es frecuente encontrar resultados errticos.
Adoptando esta ltima metodologa con los resultados de los reactores de
laboratorio y construyendo las curvas ajustadas al comportamiento terico esperado
para las funciones S (sustrato) y X (biomasa) se determinaron las constantes del
modelo.
3. Marco Terico, Mtodos y Materiales
37
3.2.2 Resolucin de Ecuaciones del Modelo
Las tres ecuaciones bsicas que constituyen el modelo forman un sistema de
ecuaciones diferenciales ordinarias de primer orden no lineal. Al suponer constantes
las concentraciones de sustrato, biomasa y biogs dentro del reactor, no aparecen las
variaciones dimensionales en las direcciones x y z. As la nica variable
independiente es el tiempo dando lugar a ecuaciones diferenciales ordinarias.
Adems, como el inters para el modelo estaba en las tasas de cambio de las
variables dependientes del tiempo, es decir, las velocidades, las ecuaciones resultaron
de primer orden. Por ltimo, dado que las variables dependientes S y X aparecen
multiplicadas entre s, esto resulta en un sistema no lineal.
El sistema de EDO resultante no tiene solucin analtica exacta, se trata de un clsico
problema de condiciones iniciales, y para la resolucin del mismo se recurri a los
mtodos numricos de Euler y Runge-Kuta de cuarto orden utilizando hojas de
clculo. Luego para realizar las simulaciones se recurri al software FlexPDE que
utiliza el mtodo de elementos finitos para resolver las EDO.
La utilizacin del software permiti simular distintas condiciones de los reactores
con gran agilidad ingresando las ecuaciones y datos iniciales a travs de un archivo
de texto que utiliza una sintaxis sencilla.
3. Marco Terico, Mtodos y Materiales
38
3.3 Materiales
3.3.1 Reactores a Escala Laboratorio
Se construyeron reactores anaerbicos a escala laboratorio para realizar los ensayos
necesarios para estimar las constantes cinticas y estequiomtricas, y determinar el
grado de precisin en el proceso de simulacin.
Los digestores anaerbicos a escala se construyeron a partir de matraces Erlenmeyer
de 2 litros que fueron modificados para poder tomar muestras del interior sin alterar
las condiciones anaerbicas. Como puede observarse en la Figura 7 en la parte
inferior se encuentra el dispositivo de toma de muestra de barros del fondo y en la
superior hay dos conexiones, una recolecta el biogs y la otra permite tomar muestra
del sector medio del reactor.
La parte superior de los reactores enva el biogs generado a una trampa que consiste
en una probeta invertida llena de agua que es desplazada a medida que entra el
biogs a la misma. Sobre esta probeta de 1 litro, que muestra la Figura 8, se hicieron
las mediciones del volumen de biogs. Cuando el biogs acumulado se acercaba al
valor de 1000 ml se registraba el valor alcanzado y se proceda al cambio de la
misma por una nueva completamente llena de agua a fin de evitar la prdida del sello
de agua que asegura las condiciones anaerbicas dentro del reactor.
3. Marco Terico, Mtodos y Materiales
39
Figura 7. Reactores anaerbicos a escala laboratorio
Figura 8. Reactores, sellos de agua y probetas para medir biogs
3. Marco Terico, Mtodos y Materiales
40
La carga al reactor estaba formada por una mezcla de relacin 1:1 en peso de barros
frescos y barros digeridos. Ambos provenan de la planta de tratamiento
biolgico de las aguas residuales de una maltera de cebada. Se trata de un sistema de
barros activados que utiliza reactores secuenciales discontinuos (SBR) y un digestor
anaerbico a escala piloto (Figura 9) que fue montado para estudiar el proceso de
digestin anaerbica de los barros excedentes del tratamiento biolgico.
Figura 9. Planta de Tratamiento de Aguas Residuales de la Maltera
Estos barros excedentes constituyen los denominados barros frescos y fueron
recolectados desde la purga peridica de la planta para mantener constante la
concentracin de biomasa en los reactores de barros activados, mientras que los
barros digeridos provenan del fondo del digestor anaerbico a escala piloto que se
muestra en la Figura 10.
3. Marco Terico, Mtodos y Materiales
41
Figura 10. Digestor a escala piloto
Los barros digeridos actuaron como inculo de biomasa anaerobia. Debido a que el
tiempo de retencin de slidos superaba el ao, estos barros estaban totalmente
estabilizados y con una alta concentracin de slidos.
La relacin de carga 1:1 en peso fue elegida en base a los resultados de trabajos
previos llevados a cabo en GEIA (Hernndez et al., 2008 y Campaa et al., 2009)
que demostraron que dicha relacin produca la mxima cantidad de biogs para este
tipo de sustrato de carga.
Los reactores se operaron en batch, utilizndose la misma carga inicial de slidos
voltiles de 21,83 g SV/l durante 80 das, sin volver a cargar los mismos durante ese
perodo. De esta manera el tiempo de residencia hidrulica fue el mismo que el
tiempo de retencin de slidos.
3. Marco Terico, Mtodos y Materiales
42
Los reactores no contaban con dispositivos de agitacin. Para mantener uniforme las
concentraciones de sustrato y biomasa dentro de cada reactor se proceda
diariamente a agitar los mismos en forma manual durante 2 minutos. Los muestreos
se realizaban luego de la agitacin.
Los reactores se operaron a temperatura ambiente sin incorporar ninguna fuente de
calor externa. La temperatura ambiente se mantuvo controlada, fluctuando entre 20 y
25C con un promedio de 24 C.
3.3.2 Caracterizacin de los Barros
En la Tabla 2 se muestran la caracterizacin del barro excedente de la planta de
tratamiento, denominado barro fresco, del barro digerido extrado del fondo del
digestor piloto, barro estabilizado, y de la mezcla 1:1 en peso de ambos, que
conform el sustrato de carga al reactor.
Como los barros excedentes provenan del tratamiento de aguas residuales
involucradas en el remojo de granos de cebada, posean una alta carga de materia
orgnica no soluble de difcil degradacin biolgica. La Tabla 3 muestra el
fraccionamiento de la materia orgnica contenida en el barro fresco.
Parmetro Unidad Barro
Fresco
Barro
Estabilizado
Mezcla
1:1
pH 6,73 8,15 7,84
Slidos Totales (Materia
Seca) mg/lt 14.548 38.113 26.153
Slidos Voltiles Totales % MS 79,62% 76,28% 77,29%
Slidos Fijos Totales % MS 20,38% 23,72% 22,71%
DQO total mg/lt 16.221 7.125 10.615
DQO soluble mg/lt - - 4.900
Tabla 2. Caracterizacin del barro fresco, estabilizado y mezcla
3. Marco Terico, Mtodos y Materiales
43
Fraccin de la Materia Orgnica Composicin
Carbohidratos y Protenas (solubles en agua) 21,15 %
Grasa y Aceites 10,26 %
Celulosa y Hemicelulosa 52,05 %
Lignina 16,54 %
Tabla 3: Composicin de materia orgnica del barro fresco
3.4 Mtodos Analticos para Ensayos de Laboratorio
Se llevaron a cabo ensayos de laboratorio para evaluar la variacin temporal de la
remocin de sustrato, el crecimiento neto de la biomasa y la produccin de biogs.
Se realizaron muestreos con una periodicidad de 2 a 6 das para determinar pH,
slidos totales, slidos voltiles y fijos, slidos suspendidos y disueltos, DQO total y
soluble, y volumen de biogs desprendido de los reactores, durante un lapso de 80
das.
Todos los ensayos en los reactores se realizaron por triplicado y a temperatura
ambiente. Para las determinaciones de slidos y DQO se utilizaron los mtodos 2540
B, 2540 C, 2540 D, 2540 E, 2540 G y 5220 D (SMWW, 1999).
La caracterizacin del barro fresco, del barro digerido y de la mezcla 1:1 se realiz
en el laboratorio del GEIA a partir de muestreos realizados en la maltera. Para la
determinacin de las fracciones de materia orgnica del barro fresco se utilizaron dos
mtodos analticos, una para la fraccin hidrosoluble (Stevenson, 1965) y otro para el
resto de las fracciones (Kononova, 1961).
4. RESULTADOS Y DISCUSIN
4. Resultados y Discusin
45
4.1 Desarrollo del Modelo
El modelo propuesto debe predecir de forma simple y con un grado razonable de
precisin el comportamiento de un digestor anaerbico discontinuo. El planteo del
mismo se bas en tres cuestiones bsicas que se presentan en el tratamiento de aguas
y barros residuales por va anaerbica: 1) a qu velocidad se degradar el sustrato
que constituye el contaminante a tratar? 2) a qu velocidad se dar el crecimiento y
decaimiento de los microorganismos encargados de degradar el sustrato? 3) cul
ser la tasa de produccin de biogs por la digestin del sustrato por parte de la
biomasa?
Para ello se utiliz un modelo simple para un Reactor Anaerbico Secuencial
Discontinuo, ASBR sus siglas en ingls (Anaerobic Sequential Batch Reactor). Se
consideraron tres componentes bsicos, sustrato S, biomasa X y Metano CH4
como el principal componente del biogs. El sustrato estaba representado por la
materia orgnica a degradar como aguas residuales, barros residuales o residuos
orgnicos con alto contenido de humedad, y a los fines del modelo se lo consider
soluble y biodegradable. La biomasa se consider compuesta nicamente por
organismos hetertrofos que degradan la materia orgnica en condiciones
anaerbicas, ya que la mayor parte de los microorganismos utilizados para el
tratamiento biolgico de aguas residuales son bacterias.
Es habitual en la prctica de la ingeniera de aguas residuales medir la concentracin
de sustrato a partir de la determinacin de la DQO del efluente, mientras que para
medir la biomasa se utiliza la concentracin de slidos suspendidos voltiles (SSV).
El biogs o Metano, por su parte, se miden en unidades de volumen a temperatura
ambiente. (Metcalf& Eddy, 1972)
Para unificar las unidades en las ecuaciones del modelo se expresaron las
concentraciones de todos los componentes en unidades equivalentes de DQO que es
la unidad adoptada por el IWA Task Group for Mathematical Modelling of
Anaerobic Digestion Processes en el modelo ADM1.
4. Resultados y Discusin
46
Para representar la biomasa y el Metano en unidades equivalentes de DQO se calcul
la demanda terica de oxgeno para oxidar completamente ambos componentes. La
frmula qumica C5H7O2N para la representacin de la biomasa fue propuesta
originalmente por Hoover y Porges (1952), y luego ampliamente adoptada por otros
investigadores. Las reacciones de oxidacin de ambos componentes se muestran en
las siguientes ecuaciones.
(1)
(2)
(3)
(4)
En este modelo se consideraron cuatro procesos, el crecimiento de la biomasa, la
muerte de la biomasa o metabolismo endgeno, el consumo del sustrato y la
produccin de Metano. (Tchobanoglous et al., 1991 y 2002).
4.1.1 Cintica de Remocin del Sustrato
La utilizacin del sustrato por la biomasa presente en un reactor es posible por la
accin de las enzimas que actan como catalizadores en la degradacin de la materia
orgnica. Bailey y Ollis (1986), Michaelis y Menten (1913), desarrollaron la
ecuacin para la remocin de sustrato a partir de la accin de enzimas.
[ ] [ ] [ ] [ ] [ ] (5)
donde:
[ ] Concentracin de enzimas
[ ] Concentracin de sustrato
4. Resultados y Discusin
47
[ ] Concentracin del complejo enzima sustrato
[ ] Concentracin de producto (biomasa)
Constantes de velocidad de reaccin
Luego, de acuerdo con las reglas de la cintica qumica, la velocidad de remocin del
sustrato y del complejo enzima sustrato es:
[ ]
[ ] [ ] [ ] (6)
[ ]
[ ] [ ] ( )[ ] (7)
Llamando [ ] a la concentracin total de enzimas, el balance total ser:
[ ] [ ] [ ] (8)
Para condiciones estables [ ] debe permanecer constante, por lo tanto [ ]
,
aplicando esto a la ecuacin (7) queda:
[ ]
( )[ ] [ ]
[ ] [ ] (9)
donde:
(10)
Reemplazando la ecuacin (9) en la ecuacin (6) queda:
[ ]
[ ] [ ]
[ ] [ ] (
) [ ] [ ] (11)
Y reemplazando la ecuacin (9) en la ecuacin (8) queda:
4. Resultados y Discusin
48
[ ] [ ]
[ ] [ ] (
[ ]
) [ ] (12)
Resolviendo [ ]
[ ] con las ecuaciones (11) y (12):
[ ]
[ ] (
)
( [ ] )
[ ] [ ]
[ ] (
)
( [ ] )[ ] [ ] (13)
Multiplicando numerador y denominador del trmino derecho de la ecuacin (13) por
:
[ ]
( )[ ] [ ]
[ ] (14)
Despejando de la ecuacin (10):
( ) (15)
Reemplazando la ecuacin (15) en la (14):
[ ]
[ ] [ ]
[ ] (16)
Por ltimo teniendo en cuenta que la concentracin total de enzimas es proporcional
a la concentracin de biomasa [ ] [ ] y si definimos como la mxima
velocidad especfica de utilizacin del sustrato:
[ ]
[ ][ ]
[ ]
(17)
La ecuacin (17) es conocida como la ecuacin de Michaelis y Menten para la
remocin de sustrato, donde por simplicidad en la notacin, se suprimieron los
corchetes que indican concentracin (de ahora en adelante no se volvern a utilizar),
siendo cada trmino:
4. Resultados y Discusin
49
Velocidad de utilizacin del sustrato [
]
Concentracin de sustrato en el reactor [
]
Mxima velocidad especfica de utilizacin del sustrato [
]
Constante media de saturacin [
]
La ecuacin (17) se puede representar grficamente como se muestra en la Figura 11
donde se puede apreciar que la cintica de reaccin es de primer orden alcanzando el
valor de saturacin en .
-dS/dt[gDQO/m.d]
S [gDQO/m]
Saturacin
k
k X
k 2 X
s
Figura 11. Cintica de remocin de sustrato. Adaptado de Orozco (2005)
4.1.2 Cintica de Crecimiento de Biomasa
De forma similar para describir la cintica del crecimiento bacteriano Monod (1949)
propuso una cintica de primer orden usando tambin una ecuacin de saturacin.
Segn Sundstrom y Klei (1979) la ecuacin de crecimiento bacterial se puede deducir
a partir de la ecuacin de Michaelis y Menten, teniendo en cuenta que la tasa de
variacin del sustrato es igual a la tasa de variacin del producto (cambiada de signo).
(18)
4. Resultados y Discusin
50
En este caso el producto P es la biomasa que se forma a partir de la degradacin del
sustrato. Cambiando la mxima velocidad especfica de utilizacin del sustrato por
la mxima velocidad especfica de crecimiento de la biomasa la ecuacin (18)
se convierte en expresin conocida como la ecuacin de Monod.
(19)
Otra forma de la ecuacin de Monod es la que expresa el crecimiento especfico:
(20)
donde:
Velocidad especfica de crecimiento de la biomasa [
]
Mxima velocidad especfica crecimiento de biomasa [
]
Concentracin de sustrato en el reactor [
]
Constante media de saturacin [
]
La ecuacin de Monod se puede graficar como se muestra en la Figura 12, donde se
aprecia que tiene idntica forma que la ecuacin de Michaelis y Menten.
dX/dt[gSSV/m.d]
S [gDQO/m]
Saturacin
k
max X
max2
X
s
Figura 12. Cintica de crecimiento de biomasa. Adaptado de Shanahan (2006)
4. Resultados y Discusin
51
La mxima velocidad especfica de crecimiento de la biomasa ocurre cuando
tambin es mxima la velocidad especfica de utilizacin del sustrato y ambas
estn relacionadas por el coeficiente de produccin . Este coeficiente
estequiomtrico relaciona la cantidad de biomasa producida a partir de la
degradacin del sustrato. Para un sustrato simple como la glucosa:
(21)
Se necesitan 3 moles de glucosa ( ) para producir 2 moles de
biomasa ( ) resultando:
(22)
La biomasa se estima a partir de los SSV y el sustrato en trminos de DQO, por lo
tanto para expresar la masa del sustrato en unidades equivalentes de DQO se calcula
la demanda terica de oxgeno:
(23)
(24)
Reemplazando la ecuacin (24) en la (22):
( )
( )
(25)
Como puede observarse para la utilizacin de 1 gramo de DQO de glucosa la
produccin de biomasa es de 0,39 gramos de SSV, por lo tanto la ecuacin (19) de
Monod queda:
4. Resultados y Discusin
52
(26)
con:
(27)
donde:
Coeficiente estequiomtrico de produccin de biomasa [
]
Observando las ecuaciones (17) y (26), el crecimiento de la biomasa es proporcional
a la utilizacin del sustrato, y dicha proporcin viene dada por el coeficiente
estequiomtrico de produccin de biomasa.
(28)
Cuando la disponibilidad de sustrato es restringida y comienza a agotarse se produce
la respiracin endgena que consiste en el autoconsumo de la biomasa. El
decaimiento de la biomasa se consider proporcional a la concentracin de sta y
adems se consider independiente del sustrato (Eckenfelder, 1966). Este
decaimiento se represent por el coeficiente estequiomtrico llamado coeficiente
endgeno. As la ecuacin (28) solo describe la fase de crecimiento. Si a sta se
agrega la fase de decaimiento a travs del coeficiente endgeno, el crecimiento neto
de biomasa ser:
(29)
La ecuacin (29) es una ecuacin fundamental en el tratamiento de aguas residuales
que muestra la relacin entre el crecimiento de la biomasa y la degradacin del
sustrato.
4. Resultados y Discusin
53
Tiempo
Biomasa
Sustrato
Co
nce
ntr
aci
n
4
1) Fase de aclimatamiento o retardo
2) Fase de crecimiento exponencial
3) Fase estacionaria
4) Fase de respiracin endgena
3 2 1
Para procesos discontinuos (batch), de tratamiento biolgico de aguas residuales, las
grficas de las soluciones de las ecuaciones (17) y (29) describen el comportamiento
de una poblacin de bacterias a lo largo del tiempo en funcin de la disponibilidad de
sustrato. La Figura 13 muestra una primera etapa de aclimatamiento donde las
enzimas de las bacterias comienzan el proceso de degradacin del sustrato. Luego
viene una fase de crecimiento exponencial donde la disponibilidad de sustrato y la
actividad enzimtica son altas. En esta fase el sustrato se agota rpidamente dando
lugar a la tercera fase de crecimiento estacionario donde se consume lo que resta de
sustrato. Si en este punto no se agrega ms sustrato, como se hace en los procesos
continuos de tratamiento, inevitablemente llega la cuarta fase de decaimiento donde
se produce la respiracin endgena.
Figura 13. Comportamiento en el crecimiento de biomasa y consumo de sustrato para
procesos en batch. Adaptado de Tchobanoglous et al. (2002)
4. Resultados y Discusin
54
4.1.3 Produccin de Metano
Para la produccin de Metano se asumi que el sustrato en el reactor se consume
exclusivamente para el crecimiento de la biomasa y la produccin de Metano (Lawrence
y McCarty, 1969). Para obtener las ecuaciones de las variaciones de biomasa, sustrato y
Metano en el tiempo se realizaron los balances de masa del reactor. En la Figura 14 se
muestra el reactor en la etapa de reaccin, donde no recibe ni descarga caudal.
V, X, S
CH4
Figura 14. Esquema Reactor Anaerbico Secuencial Discontinuo
(30)
donde:
V = volumen del reactor
X0, X = concentracin de biomasa en el reactor para t = 0 y para t = t respectivamente
S0, S = concentracin de sustrato en el reactor para t = 0 y para t = t respectivamente
CH4 = concentracin de metano en el reactor para t = t
Qin, Qef = caudal volumtrico de barros de entrada y salida al reactor respectivamente
t = tiempo
El balance de masa para el sustrato:
[
]
(31)
4. Resultados y Discusin
55
Luego, el balance de masa para la biomasa:
[
]
(32)
El balance de masa para la DQO en el reactor, incluye una entrada conformada por el
sustrato que se va a degradar, luego dentro del reactor este sustrato se transforma en
biomasa y biogs, que pueden expresarse en trminos de DQO segn las ecuaciones
(2) y (4). Por ltimo queda el sustrato no removido que sale con el efluente del
reactor. De este balance puede obtenerse la produccin de Metano.
( )
(33)
Expresando la ecuacin (33) en forma diferencial y en trminos de DQO segn las
ecuaciones (2) y (4):
(34)
Finalmente, remplazando las ecuaciones (17) y (29) en la ecuacin (34):
(
)
(
)
(35)
4. Resultados y Discusin
56
4.1.4 Formulacin del Modelo
Para la configuracin del modelo se utiliz la forma matricial (Petersen, 1969) que
adoptaron los modelos ASM (Henze et al., 2000) y ADM (Batstone et al., 2002) de
IWA. En esta matriz se ubicaron en las filas los procesos j, como el crecimiento de
la biomasa y en las columnas los componentes i, como el sustrato, en la ltima
columna la expresin de la cintica de reaccin correspondiente a cada proceso j,
y en la interseccin de los procesos y los componentes se ubicaron los respectivos
coeficientes estequiomtricos ji.
Luego la ecuacin de balance de masa para cada componente i del modelo se
defini del siguiente modo:
(36)
En la Tabla 4 se presentan en forma matricial las ecuaciones (17), (29) y (35) que
describen las reacciones bioqumicas que ocurren dentro del reactor, utilizacin del
sustrato, el crecimiento y decaimiento de la biomasa, y la produccin de biogs.
Componentes i 1 2 3 Cintica de
Reaccin Procesos j
1
Crecimiento de
biomasa con
utilizacin de sustrato
y produccin de
Metano
(
)
2 Metabolismo
endgeno y
produccin de Metano
Tabla 4. Representacin matricial de las reacciones bioqumicas
4. Resultados y Discusin
57
Finalmente para la modelacin matemtica del reactor ASBR fue necesario resolver
el siguiente sistema de ecuaciones diferenciales ordinarias (EDO):
(17)
(29)
(
)
(35)
Las funciones soluciones de este sistema de ecuaciones muestran la variacin en el
tiempo de las concentraciones de sustrato, biomasa y biogs, dando respuesta a las
tres preguntas bsicas que se formularon al comienzo del desarrollo del modelo.
4.1.5 Constantes Cinticas y Estequiomtricas
Las ecuaciones del modelo utilizaron dos constantes cinticas, una es la mxima tasa
especfica de utilizacin del sustrato k [gDQO/gSSV.d] que es la constante que define
la asntota horizontal en la Figura 11, y la otra constante de saturacin ks que
determina la concentracin de sustrato [gDQO/m3] cuando la tasa especfica de
utilizacin del sustrato adopta el valor k/2. Estas constantes cinticas definen la
forma de la curva de remocin de sustrato.
Adems de las constantes cinticas, el modelo utiliz dos constantes
estequiomtricas. El coeficiente de produccin de biomasa Y [gSSV/gDQO] que
relaciona las tasas de utilizacin de sustrato y crecimiento de biomasa, ecuacin (27),
y el mximo crecimiento de biomasa que se obtiene con la mxima tasa de
utilizacin de sustrato. Este coeficiente estequiomtrico permiti estimar el
coeficiente cintico [gSSV/gSSV.d] a partir del coeficiente cintico k. La otra
4. Resultados y Discusin
58
constante estequiomtrica kd [gSSV/gSSV.d], el coeficiente endgeno, permiti
calcular el decaimiento de biomasa durante la respiracin endgena.
Este conjunto de constantes depende de las condiciones ambientales, el tipo de
sustrato a tratar y el modo de operacin del reactor. Por este motivo fue necesario
determinar las constantes cinticas y estequiomtricas para cada situacin particular.
Para ello se recurre generalmente a reactores a escala de laboratorio donde se miden
peridicamente los cambios de sustrato y biomasa, en condiciones controladas, y con
estos resultados se trazan las grficas que permiten determinar las constantes del
modelo.
Debido a la dificultad para trazar las curvas que describen la cintica de remocin de
sustrato y crecimiento de biomasa (Figuras 11 y 12), a partir de los datos de
laboratorio, es prctica comn utilizar la linealizacin propuesta por Lineweaver y
Burk (1934) de las ecuaciones diferenciales (17) y (29) que definieron las variables
como sigue:
(37)
(38)
donde:
Tiempo de retencin hidrulica [ ]
Volumen del reactor [ ]
Caudal de efluente a tratar [
]
Tiempo de retencin celular [ ]
Concentracin de biomasa en el reactor [
]
Tasa de crecimiento de biomasa [
]
4. Resultados y Discusin
59
As la ecuacin (17) puede expresarse como:
(39)
Dividiendo m. a m. por X:
(40)
donde:
Velocidad especfica de utilizacin de sustrato [
]
Operando algebraicamente, la ecuacin (40) se puede expresar en forma lineal de la
siguiente manera:
(41)
Graficando
vs
y ajustando los datos con una recta de regresin se pueden
obtener los valores de
(pendiente) y de
(ordenada al origen) como se observa
en la Figura 15.
4. Resultados y Discusin
60
1/S [1 / gDQO/m]
m=k / k
1/k
X
/ (
So-S
) [d
]
0
s
Figura 15. Determinacin de constantes k y ks.
Adaptado de Tchobanoglous et al. (1991)
Para determinar las constantes estequiomtricas se linealiza la ecuacin (29) de
crecimiento de biomasa. Esta ecuacin puede expresarse como:
(42)
Dividiendo m. a m. por X y teniendo en cuenta que la operacin del reactor para
determinar las constantes se llev a cabo de modo tal que el tiempo de retencin
hidrulica fue igual al tiempo de retencin celular (retencin de slidos o biomasa):
(43)
donde:
Velocidad especfica de crecimiento de biomasa [
]
De la ecuacin (38) resulta que
, reemplazando esta expresin en la
ecuacin (43):
4. Resultados y Discusin
61
(44)
De forma similar a lo indicado con la ecuacin (41), de la ecuacin (44) se grafican
los valores de
vs
y a partir de la recta de regresin se obtuvieron el
coeficiente de produccin de biomasa Y (pendiente) y el coeficiente endgeno kd
(ordenada al origen).
1/S [1 / gDQO/m]
m=ks/k
1/k
X
/ (
So
-S)
[d]
(So-S) / X c [d]
m=Y
-kd
1/
c [1
/d]
0 0
Figura 16. Determinacin de constantes Y y kd. Adaptado de Tchobanoglous et al. (1991)
Para construir las grficas de U y G, ecuaciones (41) y (44), se carg el reactor con
un sustrato inicial S0 de composicin constante, luego para cada valor de tiempo de
retencin hidrulica (que es igual al tiempo de retencin de slidos c) se midi el
sustrato remanente S y la concentracin de biomasa X.
4. Resultados y Discusin
62
4.2 Resultados de Laboratorio
A continuacin se presentan los resultados de los ensayos realizados, que fueron el
promedio de las mediciones en los tres reactores, ya que los mismos mostraron
similar comportamiento.
La evolucin del pH en el proceso de digestin se muestra en la Figura 17. No fue
necesario realizar correccin inicial de pH, ya que la carga inicial presentaba un pH
levemente alcalino, condicin favorable para el desarrollo de la digestin anaerbica.
En los primeros 4 das se produjo un descenso del pH que se mantuvo durante 40
das. Dicha fase correspondi a la formacin de cidos grasos voltiles a partir de la
hidrlisis de las fracciones solubles en agua de los barros a digerir. Durante este
perodo la generacin de biogs fue muy baja como as tambin la remocin de DQO
y de slidos voltiles. Estos resultados fueron similares a los hallados por otros
investigadores para el proceso de digestin anaerbica (Batstone et al., 2002).
Figura 17: Evolucin del pH en los reactores
Para la medicin de los slidos en los reactores, se separaron los slidos totales en
voltiles y fijos, y en suspendidos y disueltos, cuyos resultados se muestran en las
Figuras 18 y 19 respectivamente.
7,20
7,30
7,40
7,50
7,60
0 10 20 30 40 50 60 70 80
pH
Tiempo [das]
Evolucin del pH
4. Resultados y Discusin
63
Figura 18: Slidos totales voltiles y fijos en los reactores
Figura 19: Slidos totales suspendidos y disueltos en los reactores
Los slidos fijos totales se mantuvieron prcticamente constantes alrededor del valor
0,63% MS (6.300 mg/lt), por tal motivo la variacin de los slidos totales reflej la
variacin de los slidos suspendidos totales, situacin que otorg la ventaja de poder
estimar los SST a partir de los ST. La disminucin de los slidos voltiles totales
luego de 80 das fue del 21,48%. Los slidos disueltos totales mostraron una leve
variacin alrededor el valor promedio de 0,61% MS (6.100 mg/lt), siendo la fraccin
suspendida la que mostr mayor variacin llegando a una disminucin del 18,42%
luego de 80 das.
0,00%
0,50%
1,00%
1,50%
2,00%
2,50%
3,00%
0 10 20 30 40 50 60 70 80
Slid
os
[%M
S]
Tiempo [das]
Slidos Totales. Voltiles y Fijos
Totales Voltiles Fijos
0,00%
0,50%
1,00%
1,50%
2,00%
2,50%
3,00%
0 10 20 30 40 50 60 70 80
Slid
os
[%M
S]
Tiempo [das]
Slidos Totales. Suspendidos y Disueltos
Totales Suspendidos Disueltos
4. Resultados y Discusin
64
Adems se realiz la medicin de los slidos suspendidos voltiles ya que es el
parmetro normalmente utilizado para evaluar el crecimiento neto de la biomasa, es
decir, crecimiento y muerte (Tchobanoglous et al., 2002). En la Figura 20 se
muestran estos resultados.
Figura 20: Evolucin de slidos suspendidos voltiles en los reactores
La fraccin de slidos suspendidos voltiles se utiliz para estimar la cantidad de
biomasa que hay dentro del reactor, que est conformada por los microorganismos
aerobios que ingresan al digestor, y por la biomasa anaerobia responsable de la
generacin de biogs y estabilizacin de los compuestos orgnicos. Los SSV luego
de los 80 das tuvieron una disminucin del 20,04%.
A partir del da 35 la tasa de disminucin de SV, SST y SSV, comenz a acelerarse
mostrando el comportamiento esperado para los procesos de digestin anaerbica. A
partir de ese momento aument el pH marcando el inicio de la fase Metanognica.
1,30%
1,45%
1,60%
1,75%
1,90%
2,05%
2,20%
0 10 20 30 40 50 60 70 80
Slid
os
[%M
S]
Tiempo [das]
Slidos Suspendidos
Totales
Voltiles
4. Resultados y Discusin
65
La Figura 21 muestra los valores medidos de la DQO total y soluble en los reactores,
mientras que la Figura 22 muestra la remocin de DQO soluble sobre la cual se traz
una curva de ajuste al comportamiento terico esperado. En ambos casos, la
remocin de DQO mostr resultados errticos durante los primeros 40 das
posiblemente atribuidos al efecto de relativa representatividad, por tomar pequeas
cantidades de muestra para realizar las mediciones, (aproximadamente 5 ml por
determinacin, solucin de compromiso para evitar alteraciones volumtricas
importantes en el proceso de reaccin).
Figura 21: Evolucin de la DQO total y soluble en los reactores
Luego en el comienzo de la fase Metanognica los resultados ajustaron a los valores
hallados en la bibliografa para sistemas similares (Mass, 1995 y Bolzonella et al.,
2005). Para el perodo de 80 das, la remocin de la DQO total fue del 24,58% y para
la DQO soluble fue del 45,37%.
0
5000
10000
15000
20000
25000
30000
35000
0 10 20 30 40 50 60 70 80
DQ
O [
mg/
lt]
Tiempo [das]
DQO Total y Soluble
DQO total
DQO soluble
4. Resultados y Discusin
66
Figura 22: Remocin de la DQO soluble
El volumen acumulado de biogs a temperatura ambiente y la curva corregida en
condiciones estndar de 25 C y 1 atmsfera se muestran en la Figura 23. Para
evaluar la tasa de productividad de biogs se consider el volumen de biogs
generado en condiciones estndar por unidad de volumen de reactor por da, los
resultados se muestran en la Figura 24.
Figura 23: Biogs generado en los reactores
2500
3000
3500
4000
4500
5000
5500
0 10 20 30 40 50 60 70 80
DQ
O [
mg/
lt]
Tiempo [das]
Remocin de DQO soluble
Datos Medidos
Curva Ajustada
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
0 10 20 30 40 50 60 70 80
Bio
gs
Acu
mu
lad
o [
ml]
Tiempo [das]
Biogs Generado
Biogs a temp amb
Biogs a 25C
4. Resultados y Discusin
67
Figura 24: Tasa de generacin de biogs en los reactores
La mxima tasa de produccin de biogs ocurri a los 47 das llegando a 70 ml de
biogs en condiciones estndar (25 C y 1 atmsfera) por litro (volumen) de reactor,
por da. Los valores picos se mantuvieron hasta el da 50, mientras que a partir del
da 58 la reduccin de la productividad es mayor al 50%.
4.3 Evaluacin de los Resultados de Laboratorio
Se realiz una comparacin de los resultados obtenidos, con los reportados por otros
investigadores, teniendo en cuenta los diferentes sistemas de unidades. (Tabla 5)
0
15
30
45
60
75
0 10 20 30 40 50 60 70 80
Tasa
Gen
erac
in
Bio
gs
[m
l/l.d
]
Tiempo [das]
Tasa de Generacin de Biogs [ml/l.d]
Datos Medidos
Curva Ajustada
4. Resultados y Discusin
68
Parmetro Unidad Valor
Medido
Valor
Ref. 1
Valor
Ref. 2
Valor
Ref. 3
Sustrato - BAR (1)
BAR (1)
BAR (1)
EC (2)
Temperatura de
operacin C 20-25 35-37 35 20
Tiempo de retencin
hidrulica das 80 20-40 30 30
Carga al reactor gDQOt/l.d 0,19 - 0,88 3,07
Carga al reactor gSV/l.d 0,14 1,00 0,55 -
Disminucin de ST % 18,42 - - 68,97
Disminucin de SV % 21,48 13-27 54,87