CAPÍTULO VI RESULTADOS Y DISCUSIÓN DE...

CAPÍTULO VI

RESULTADOS Y DISCUSIÓN DE RESULTADOS

La demanda química de oxígeno (DQO) es el principal parámetro utilizado para

estudiar el comportamiento del filtro percolador. Con este parámetro se realizó el estudio

del efecto de la carga orgánica e hidráulica en la eficiencia de remoción de materia

orgánica del filtro. La eficiencia de remoción se definió como:

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛ −= 100*

o

eo

SSSEficiencia Ec. 6.1

siendo:

So = concentración de DQO en la alimentación, mg DQO /l

Se = concentración de DQO en la salida, mg DQO /l

La eficiencia es inversa a la relación Se/So, y cuando ambos datos adquieren un valor

constante, se ha llegado al estado estable de operación del sistema. También se determinó

la eficiencia del sistema por unidad de longitud, es decir:

AS

SS

longEfic o

eo⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛ −

=100*

/. Ec. 6.2

Donde A es la altura del empaque. Ya que el estudio realizado es con un filtro percolador

a escala de laboratorio, este valor nos permite comparar los resultados con filtros de

diferentes longitudes empleados en otros estudios.

Resultados y discusión de resultados

32

6.1 Resultados obtenidos

1 2.55 9.25 0.66 33.98 61.782 1.5 5.47 0.55 44.77 81.403 1.5 10.94 0.79 21.32 38.764 0.75 5.47 0.54 46.42 84.405 1.50 5.80 0.41 59.29 107.806 3.01 12.27 0.60 39.75 72.267 4.51 17.85 0.72 28.12 51.138 1.50 16.39 0.65 35.24 64.089 3.01 34.25 0.65 35.37 64.30

10 4.51 49.44 0.76 24.07 43.7711 1.50 27.13 0.71 29.39 53.4512 3.01 54.45 0.74 25.63 46.6013 4.51 83.52 0.80 19.53 35.51

Eficiencia remoción DQO

Efic./m

A

B

Se/Si promAgua

Residual sintética

ExperimentoCarga Hidráulica (

*10-5 m3/m2 s)Carga Orgánica (*10-5

kg DQO /m3s )

Tabla 6.1. Cargas utilizadas y eficiencia de remoción

1 2127.44 1404.53 722.91 3.35 33.842 2114.80 1168.00 946.80 2.59 203 3995.29 3143.53 851.76 2.33 204 3814.43 2043.83 1770.61 2.42 105 2120.00 863.00 1257.00 3.44 206 2242.86 1351.43 891.43 4.88 407 2174.29 1562.86 611.43 5.02 608 5991.66 3880.00 2111.66 5.78 209 6258.33 4045.00 2213.33 12.11 40

10 6023.33 4573.33 1450.00 11.90 6011 9914.29 7000.00 2914.29 7.97 2012 9950.00 7400.00 2550.00 13.95 4013 10175.00 8187.50 1987.50 16.31 60

Alim prom. DQO (mg/L)

Salida prom. DQO (mg/L)

Cambio DQO prom. (mg/L) Flujo (l/d)

Remoción másica (*10-5 kg DQO /m3s

)

Agua Residual sintética

Experimento

A

B

Tabla 6.2. Mediciones de DQO y cambio de DQO

Las Tablas 6.1 y 6.2 resumen el comportamiento promedio del filtro al aplicársele

distintas cargas orgánicas e hidráulicas, así como diferentes composiciones de

alimentación.


33

6.2 Efecto de la carga orgánica

Se observa que para el agua residual sintética A a la menor carga orgánica aplicada

de 5.47 *10-5 kg DQO/m3s e hidráulica de 0.75 * 10-5 m3/m2s se obtuvo la mayor

eficiencia de remoción, 46.4%. A la mayor carga orgánica aplicada la eficiencia de

remoción promedio dio un valor muy bajo, 21.3 %. Para el agua residual sintética B la

mayor eficiencia de remoción fue de 59.3%, la cual fue obtenida con la menor carga

orgánica e hidráulica aplicada de 5.8 *10-5 kg DQO/m3s y 1.5 * 10-5 m3/m2s

respectivamente. La carga orgánica tuvo un gran efecto en la eficiencia del filtro. A

medida que aumentó la carga orgánica la eficiencia de remoción de DQO disminuyó, Fig.

6.1. La eficiencia osciló entre 19.53% y 59.29%, que en términos de eficiencia por

unidad de longitud, considerando una altura de 0.55 m, equivalen a 35.51% y 107.8%, así

que todos los valores obtenidos son aceptables, y el filtro realiza una buena remoción de

materia orgánica aún con cargas orgánicas altas.

0

10

20

30

40

50

60

70

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90

Carga Orgánica (*10-5 kg DQO/m3s)

Efic

ienc

ia d

e re

moc

ión

de D

QO

Fig. 6.1. Efecto de carga orgánica en la eficiencia de remoción de DQOa

a En las figuras 6.1-6.7 los puntos azules son del agua residual A, y los rosas del agua residual B.


34

En la figura 6.1 también se observa que el efecto de la carga orgánica se presenta de

forma asintótica, por lo que a altas cargas orgánicas la variación en la eficiencia de

remoción es menor, es decir, a las altas cargas orgánicas, el sistema no es función de

ellas, sino del proceso de difusión molecular en la capa microbiana.

Independientemente de la carga hidráulica que se maneje, la eficiencia del sistema sigue

siendo función de la carga orgánica, Figs. 6.2-6.4.

0

10

20

30

40

50

60

70

0 5 10 15 20 25 30


Efic

ienc

ia d

e re

moc

ión

de D

QO

Fig. 6.2. Efecto de carga orgánica en % de remoción de DQO con una carga hidráulica de 1.5 * 10-5 m3/m2s. a

20

25

30

35

40

45

0 10 20 30 40 50 60


Efic

ienc

ia d

e re

moc

ión

de D

QO

Fig. 6.3. Efecto de carga orgánica en % de remoción de DQO con una carga hidráulica de 3 * 10-5 m3/m2s


35

La conce

del filtro, ya

concentracion

agua a la sal

presenta. Al s

ya tratada dis

fig. 6.6.

18

20

22

24

26

28

30

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90


Efic

ienc

ia d

e re

moc

ión

de D

QO

Salid

a DQ

O p

rom

. (m

g/L)

Fc

Fig. 6.4. Efecto de carga orgánica en % de remoción de DQO con una carga hidráulica de 4.5 * 10-5 m3/m2s

ntración de DQO en la alimentación influye también en el comportamiento

que de forma independiente a la eficiencia del sistema, las diferentes

es de DQO en la alimentación se ven reflejadas también en la calidad del

ida del filtro, así como en el cambio de concentración de DQO que se

er mayor la concentración de DQO en la alimentación, la calidad del agua

minuye, fig. 6.5, pero la concentración de DQO que se remueve es mayor,

y = 0.8015x - 566.6R2 = 0.9813

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

8000

9000

0 2000 4000 6000 8000 10000 12000

Alimentación DQO prom. (mg/L)

ig. 6.5. Efecto de la concentración de DQO en la alimentación en la oncentración de la salida del filtro. a


36

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

0 2000 4000 6000 8000 10000 12000

Alimentación DQO prom. (mg/L)

Cam

bio

DQ

O p

rom

. (m

g/L)

Fig. 6.6. Efecto de la concentración de DQO en la alimentación en

el cambio de concentración. a

La relación de la concentración de DQO en la alimentación y en la salida es lineal

(R2=0.9813). En la relación de la concentración de alimentación de DQO con el cambio

de DQO se observa una mayor dispersión ocasionada al efecto de la carga hidráulica que

no se anula debido a que se trata de una diferencia de concentraciones.

Beyenal (2000) encontró que la difusividad en la biopelícula es mejor a altas

concentraciones de sustrato y baja velocidad del agua, aunque la mayor influencia la tiene

la concentración del sustrato. De ahí que el cambio de concentraciones sea mayor cuando

es mayor la concentración del sustrato, ya que se presenta una mejor difusividad. Randall

(1997) mencionó este comportamiento, así como un valor de remoción máximo y una

cantidad de carga orgánica máxima aplicada después de la cual ya no aumentaba la

remoción de DQO.

El comportamiento que presentó el empaque estructurado estudiado en este

trabajo estuvo en función de las cargas orgánicas manejadas. Como se observa en la fig.

6.7 la remoción de DQO sigue incrementándose aún manejando una carga orgánica de


37

83.52 *10-5 kg DQO/m3s; la carga orgánica máxima que soporta el empaque estructurado

utilizado es superior a este valor (concentración de DQO en la alimentación de

10000ppm), sin embargo el límite de operación de carga orgánica no está lejano del valor

manejado, ya que la pendiente de la curva es menor y físicamente se observó una capa

mucho más gruesa de lodos (Fig. 6.9).

0

3

6

9

12

15

18

0 20 40 60 80 1


Rem

oció

n m

ásic

a (*

10-5 k

g D

QO

/m3 s)

00

Fig. 6.7. Efecto de la carga orgánica manejada con la remoción másica. a

Fig. 6.9. Lodos con una concentración de 10000 ppm Fig. 6.8. Lodos con una concentración de 2000 ppm


38

Con estos resultados es posible visualizar que el cambio en la remoción de

materia orgánica es función del grosor de la biopelícula que controla el proceso de

difusión molecular del sustrato. El balance del sustrato que se difunde desde el agua

residual hacia el seno de la biopelícula nos muestra las variables relevantes que coinciden

con la descripción experimental de la figura 6.7.

Balance de sustrato:

A partir de la primera ley de Fick:

dxSdDJ sxs δ,, −= Ec. 6.3

donde:

Js,x = flujo del sustrato en dirección x.

= coeficiente de difusión del sustrato en la biopelícula δ,sD

dxSd = velocidad molar promedio

se convierte a carga orgánica con las siguientes ecuaciones:

QSSAJ etransfxs )( 0, −= Ec. 6.4

donde:

Atransf = área de transferencia (m2)

Q = caudal (L/s)

Sustituyendo la ecuación 6.3 en 6.4:

QSSdxSdAD etransfs )( 0, −=− δ Ec. 6.5


39

dxSADQSS

SSd

transfs

e

δ,

0 )( −−=

integrando:

0,

0 )(ln CG

SADQSS

Stransfs

e +−

−=δ

Ec. 6.6

donde:

G = grosor de la biopelícula (m)

C0= constante de integración

Incluyendo el volumen (V) del empaque:

1,0 ln

)(CS

GVSAD

VSSQ transfse −−=

− δ Ec. 6.7

Se observa que la carga orgánica (kg de DQO/m3s) es función del coeficiente de

difusión, del área de transferencia y concentración promedio del sustrato, e inversamente

proporcional al grosor de la película.

6.3. Efecto de la carga hidráulica

La carga hidráulica no tuvo un efecto tan representativo sobre el sistema, esto se

observa en que un incremento en este parámetro no se veía reflejado en un cambio

considerable en la eficiencia de remoción del sistema. En el agua residual sintética A, a

una carga orgánica constante de 5.47 * 10-5 kg DQO /m3 s y una carga hidráulica de 0.75


40

* 10-5 m3/m2s la eficiencia fue de 46.4% y a una carga hidráulica del doble 1.5 * 10-5

m3/m2s la eficiencia solo disminuyó 2% tuvo un valor de 44.7 %.

Conforme incrementa la carga hidráulica, la eficiencia de remoción de DQO

disminuye. Con el agua residual sintética B la carga hidráulica tiene un mayor efecto

cuando se manejan concentraciones bajas de DQO en la alimentación (Fig. 6.10). Cuando

la alimentación tiene una concentración de 2000 ppm, al aumentar la carga hidráulica de

1.5 a 4.5 *10-5 m3/m2s la diferencia en eficiencia de remoción es de 31.2%; para una

concentración de 6000 ppm es de 11.2%; y para 10000 ppm es de 9.8%. De esta forma,

cuando la carga orgánica que se maneja es mayor, el efecto de la carga hidráulica va

desapareciendo.

0

10

20

30

40

50

60

70

1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 3.5 4.0 4.5 5.0

Carga hidráulica (*10-5 m3/m2s)

% E

ficie

ncia

de

rem

oció

n de

DQ

O

2000 ppm 6000 ppm 10000 ppm

Fig. 6.10. Efecto de carga hidráulica con diferentes concentraciones de alimentación (B)

Este efecto también se observó de forma física, ya que cuando se alimentaron 2000

ppm de DQO al sistema y se incrementó la carga hidráulica a 4.5 *10-5 m3/m2s se

presentó un desgajamiento de lodos notorio (que no permitió la adecuada depuración del


41

agua residual, se observa en la fig. 6.8); no se presentó con concentraciones de 6000 y

10000 ppm.

Con el agua residual A, este comportamiento fue diferente debido al manejo de

cargas hidráulicas menores (0.75-1.5 *10-5 m3/m2s) para la carga orgánica más alta que

se manejó en esos experimentos (asociada a un DQO de 4000 ppm en la alimentación). El

efecto de la carga hidráulica fue más pronunciado con la carga orgánica más alta debido a

que se alcanzó el límite de mojado del empaque.

15

20

25

30

35

40

45

50

0 0.5 1 1.5 2 2.5 3


% E

ficie

ncia

de

rem

oció

n de

DQ

O

2000 ppm 4000 ppm

Fig. 6.11. Efecto de carga hidráulica con diferentes concentraciones de alimentación (A)

El cambio de concentración de DQO de la alimentación a la salida que presenta el

sistema como consecuencia la carga hidráulica se muestra en las Figuras 6.12-6.15.


42

400

600

800

1000

1200

1400

1 1.5 2 2.5 3 3.5 4 4.5 5


Cam

bio

DQO

pro

m. (

mg/

L)

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

0.6 0.8 1 1.2 1.4 1.6


Cam

bio

DQO

pro

m. (

mg/

L)

Fig. 6.13. Efecto de la carga hidráulica en el cambio de concentración de DQO (So=4000 ppm)a


1200

1400

1600

1800

2000

2200

2400

1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 3.5 4.0 4.5 5.0


Cam

bio

DQO

pro

m. (

mg/

L)

1800

2000

2200

2400

2600

2800

3000

1.00 1.50 2.00 2.50 3.00 3.50 4.00 4.50 5.00


Cam

bio

DQO

pro

m. (

mg/

L)



Se observa que cuando la carga hidráulica aumenta, el cambio en la remoción de

concentración también aumenta, sin embargo cuando la concentración de alimentación

fue de 6000 ppm, al incrementar la carga hidráulica de 1.5 a 3 * 10-5 m3/m2s también

incrementa el cambio de concentración de DQO ligeramente debido al comportamiento

asintótico descrito en la fig. 6.7.

Chipperfield (1970), encontró que la carga hidráulica es un factor muy importante

para mantener una distribución uniforme de la película de lodos a través del filtro


43

percolador, y recomendó aplicar una carga hidráulica en exceso para lograr una superficie

mojada total del medio de filtrado. Sin embargo es importante encontrar el límite de

carga hidráulica que se debe aplicar para evitar un desgajamiento no deseado. Para el

empaque estructurado utilizado se observó que existe un límite de carga hidráulica para

cada concentración de DQO que se alimente, es decir, el límite de carga hidráulica es

función de la carga orgánica aplicada. En el caso de una alimentación de 2000 ppm de

DQO se encontró el límite en 4.5 *10-5 m3/m2s, y para las concentraciones de 6000 y

10000 ppm de DQO este límite es superior, por lo que no se llegó a él en este trabajo.

6.4 Otros efectos

6.4.1 Efecto de la altura

La altura del empaque también tuvo un importante efecto en la eficiencia, ya que si

comparamos la eficiencia de remoción (19.53 y 59.29%) obtenida en este estudio, con

otros estudios realizados sobre filtros percoladores con medio de empaque plástico, este

resultado es muy bajo. Ulug y colaboradores (1991), usaron un filtro con medio de

filtrado plástico con un volumen de 0.065 m3 y una altura de 1.5 m; Randall (1997), usó

un filtro con medio plástico de flujo vertical, volumen de 10.6 m3 y una altura de 6 m.

Ellos obtuvieron una eficiencia de remoción entre el 50 y 80 % y entre 30 y 50%

respectivamente. El filtro con el que se construyó para este estudio tiene un volumen

0.0084 m3 y un altura de empaque de 0.55 m. Dadas las diferencias de altura, para poder

comparar el comportamiento de los tres filtros, se calculó la eficiencia por unidad de

longitud, tablas 6.3-6.5.


44

Em

paque estructurado

2.55 9.25 2127.44 1404.53 722.91 33.98 61.781.50 5.47 2114.80 1168.00 946.80 44.77 81.401.50 10.94 3995.29 3143.53 851.76 21.32 38.760.75 5.47 3814.43 2043.83 1770.61 46.42 84.401.50 5.80 2120.00 863.00 1257.00 59.29 107.803.01 12.27 2242.86 1351.43 891.43 39.75 72.264.51 17.85 2174.29 1562.86 611.43 28.12 51.131.50 16.39 5991.66 3880.00 2111.66 35.24 64.083.01 34.25 6258.33 4045.00 2213.33 35.37 64.304.51 49.44 6023.33 4573.33 1450 24.07 43.771.50 27.13 9914.29 7000.00 2914.29 29.39 53.453.01 54.45 9950.00 7400.00 2550.00 25.63 46.604.51 83.52 10175.00 8187.50 1987.50 19.53 35.51

Alimentación (mg/l)

%Efic/mEficiencia remoción DQO %

Salida prom. DQO (mg/l)

Cambio DQO prom. (mg/l)

Carga Hidráulica ( *10-5 m3/m2

s)

Carga Orgánica (*10-5 kg DQO

/m3s )

r

m

0

(

Tabla 6.3. Eficiencia de filtro percolador con empaque estructurado UDLAP.

U

lug/Ucuncu

1.66 0.51 460 55 405 88.04 58.672.66 0.96 540 200 340 62.96 423.99 1.28 480 90 390 81.25 54

5 2.33 700 345 355 50.71 34

%Efic/mSalida prom. DQO

(mg/l)Cambio DQO prom.

(mg/l)Carga Hidráulica ( *10-5 m3/m2

s)


/m3s )

Eficiencia remoción DQO %

Alimentación (mg/l)

Tabla 6.4. Eficiencia de filtro percolador Ulug-Ucuncu (1991)

Randall/Sullivan

45.25 2.93 - 1.56 53.36 8.8951.50 3.61 - 1.52 41.99 7.0031.37 4.17 1334 1.89 45.28 7.5581.71 4.34 1077 1.71 39.47 6.5851.04 5.67 - 1.74 30.61 5.10

Carga Hidráulica ( *10-5 m3/m2

s)


/m3s )

Cambio DQO prom. (*10-5 kg DQO /m3s)

Alimentación (mg/l) %Efic/mEficiencia remoción

DQO %

Tabla 6.5. Eficiencia de filtro percolador Randall (1997)

El empaque estructurado a escala piloto utilizado en el presente trabajo da los mejores

esultados en cuanto a la eficiencia por unidad de longitud, siendo la menor de 35.5% y la

ayor de 107.8%. Este valor rebasa el 100% debido a que la altura del empaque es de

.55m. Ulug-Ucuncu (1991) presentan un rango de eficiencia entre 34 y 58.7% y Randall

1997) entre 5.1 y 8.9%. Incluso la carga orgánica utilizada en este trabajo es mayor que


45

en los otros dos casos, por lo que el cambio de concentración de DQO también lo es. Por

lo tanto, se puede decir que el diseño de empaque probado en este trabajo reduciría

considerablemente la altura y tamaño del filtro en un tratamiento a escala real.

6.4.2 Efecto de diseño de empaque

De manera comparativa con otros medios, las condiciones de diseño son las

siguientes:

Medio Diam. Nominal (cm) Área Esp. (m2/m3) Fracción vacía (%) Masa/unidad de vol (kg/m3)Roca 2.54-10.16 40-65 40-50 1200-1500Plástico 5.08-20.32 90-140 90-97 50-60Empaque Estructurado 0.8 48.6 93.52 123.34

Tabla 6.6. Diseño de diferentes empaques de filtros percoladores

Se observa que el empaque estructurado utilizado es único, cuenta con el diámetro

nominal más bajo, el área específica dentro del intervalo de la roca, pero la fracción vacía

es comparable con los empaques de plástico tradicionales. Es decir, como empaque

estructurado de plástico, se obtiene el espacio libre característico de los empaques

plásticos pero con un área específica menor. Una mayor área específica brinda mayor

área en la que se pueden formar las lamas, sin embargo con el alto porcentaje de espacio

libre se presenta un buen flujo de agua y aire, que también permiten un adecuado

crecimiento de las mismas. El empaque utilizado por Ulug-Ucuncu (1991) tiene un área

específica de 140 m2/m3 y una fracción vacía de 92% y el empaque utilizado por Randall

(1994) cuenta con un área específica de 100 m2/m3, a pesar de que los valores arrojados

por el empaque estructurado UDLAP son menores, la eficiencia obtenida es mayor. El

diseño del empaque como camas de pequeñas esferas provoca una buena distribución del


46

crecimiento de lamas, el incremento en el área específica que incrementa también la

eficiencia de remoción del empaque siempre y cuando no disminuya la fracción vacía.

6.4.3 Efecto del agua residual sintética utilizada

En cuanto al tipo de agua residual sintética utilizada, se observa que la eficiencia de

depuración, cuando se alimenta el agua residual A es menor de forma general. Las

condiciones que se comparten para ambas aguas es de una carga orgánica aproximada de

5.47 * 10-5 kg DQO /m3 s y una carga hidráulica de 1.5 * 10-5 m3/m2s, que

intencionalmente se utilizó como punto de partida para la segunda serie de experimentos.

Al comparar las eficiencias en este punto, resulta mayor la eficiencia del agua residual

que tiene suero de leche como sustrato (59.29%), mientras que el agua residual sintética

preparada en el laboratorio presenta una eficiencia de 44.77%. Esto se debe al alto

contenido protético del suero de leche que favorece a la formación de lodos activados.

6.5 Constante cinética

Se realizó la regresión lineal de los datos experimentales para obtener la constante

cinética del sistema. Los modelos utilizados fueron: la ecuación modificada de Velz (Ec.

3.2) basada en la carga hidráulica, el modelo de Eckenfelder que le añade la

concentración de la alimentación (Ec. 3.3), y el modelo de Eckenfelder que considera

directamente a la carga orgánica (Ec. 3.4).


47

Para la ecuación modificada de Velz y la de Eckenfelder que requieren Qn se le dio a

n un valor de 1, ya que n es una constante determinada experimentalmente dependiendo

de las características de cada filtro, generalmente toma el valor de 0.5 según Metcalf y

Eddy (1991); sin embargo, para describir el comportamiento del empaque estructurado

utilizado en este trabajo, la descripción cinética es mejor cuando n=1.

La ecuación modificada de Velz no pudo predecir el comportamiento del sistema,

debido a que está basado en la carga hidráulica, y en el sistema estudiado este parámetro

no tiene una dependencia exponencial en el desempeño. Los otros dos modelos

predijeron muy bien el comportamiento del sistema, como se puede observar en la

siguiente tabla:

Ec. Modificada Velz 0.9 0.282Eckenfelder basada en Q*So 7 0.875

Eckenfelder basada en L 7 0.923Ec. Modificada Velz 2 0.350

Eckenfelder basada en Q*So 8 0.917Eckenfelder basada en L 8 0.924

A

B

Modelo cinéticoConstante cinética(* 10-7 m2 s / Kg DQO

)R2Agua residual

sintética

6.7. Resumen de constantes cinéticas con diferentes modelos Se observa que para las dos aguas residuales la constante cinética que se obtiene con

las ecuaciones de Eckenfelder (3.3 y 3.4) es la misma, 7 * 10-7 m2 s / kg DQO para el

agua residual sintética A, y 8 * 10-7 m2 s / kg DQO para el agua residual sintética B,

siendo ambos del mismo orden de magnitud y muy cercanos. Sin embargo con el valor de

R2 se concluye que el modelo de Eckenfelder basado directamente en la carga orgánica es

el modelo que mejor ajusta al comportamiento del sistema.


48

La regresión que se realizó con la ecuación de Eckenfelder basada en la carga

orgánica, así como los valores predichos por el modelo quedan de la siguiente forma:

Agua residual sintética A

0.0000925 -525682.32 -0.416 33.98 30.790.0000547 -888950.91 -0.598 44.77 46.330.0001094 -444475.45 -0.236 21.32 26.740.0000547 -888950.91 -0.616 46.42 46.33


exp


predL (kg DQO/m3 s) -Av/L ln(Se/So)

y = 7E-07x + 0.033R2 = 0.9203

-0.700

-0.600

-0.500

-0.400

-0.300

-0.200

-0.100

0.000-1001000.00 -801000.00 -601000.00 -401000.00 -201000.00 -1000.00

-Av/L

ln(S

e/So

)

)/( LKA veSoSe −=

Tabla 6.8. Datos y eficiencias del modelo de Eckenfelder para el agua residual A

Fig. 6.15. Regresión lineal Eckenfelder (L) para agua residual A

15

20

25

30

35

40

45

50

0.000045 0.000055 0.000065 0.000075 0.000085 0.000095 0.000105 0.000115

Carga Hid. (m 3/m 2s)

Efic

ienc

ia (%

)

Eficiencia remoción DQO % exp Ef iciencia remoción DQO % pred

Fig. 6.16. Comparación de eficiencias experimentales y predichas por Eckenfelder (L) para agua residual A


49

Agua residual sintética B

5.80072E-05 -838268.90 -0.90 59.29 52.970.000122738 -396174.99 -0.51 39.75 29.990.000178478 -272446.03 -0.33 28.12 21.750.000163943 -296600.62 -0.43 35.24 23.430.000342479 -141981.17 -0.44 35.37 12.000.0004944 -98352.78 -0.28 24.07 8.47

0.000271274 -179249.35 -0.35 29.39 14.900.000544501 -89303.02 -0.30 25.63 7.720.000835221 -58218.84 -0.22 19.53 5.10


exp


predL (kg DQO/m3 s) -Av/L ln(Se/So)

y = 8E-07x - 0.2047R2 = 0.9238

-1.00

-0.90

-0.80

-0.70

-0.60

-0.50

-0.40

-0.30

-0.20

-0.10

0.00-901000.

00-801000.

00-701000.

00-601000.

00-501000.

00-401000.

00-301000.

00-201000.

00-101000.

00-1000.00

-Av/L

ln(S

e/So

)

Fig. 6.17. Regresión lineal Eckenfelder (L) para agua residual B

Tabla 6.9. Datos y eficiencias del modelo de Eckenfelder para el agua residual B

0.00

10.00

20.00

30.00

40.00

50.00

60.00

70.00

0.000045 0.000145 0.000245 0.000345 0.000445 0.000545 0.000645 0.000745 0.000845 0.000945

Carga orgánica (kg de DQO/m 3s)

Efic

ienc

ia (%

)

Eficiencia remoción DQO % exp Ef iciencia remoción DQO % pred

Fig. 6.16. Comparación de eficiencias experimentales y predichas por Eckenfelder (L) para agua residual B


50

También se intentó determinar la constante cinética utilizando todos los datos (del agua

residual sintética A y B) juntos, sin embargo la constante de ajuste R2 disminuye hasta

0.637 y el valor de la constante cinética es de 5 * 10-7 m2 s / kg DQO. Esto indica que el

comportamiento del empaque con dos aguas residuales distintas no se puede predecir de

manera conjunta, pero al hacerlo por separado se obtiene un buen resultado de la

constante cinética, ya que es muy cercana para los dos casos y del mismo orden de

magnitud y con un alto valor de la constante de ajuste.

El modelo de primer orden basado en la carga orgánica describe muy bien el

comportamiento del sistema. La constante cinética (K) es independiente de la

composición del sustrato como se observa en los valores de la constante cinética obtenida

para ambas aguas residuales.

La ecuación de Monod dice que a altas concentraciones de sustrato la tasa de

crecimiento bacterial, es decir, la velocidad de reacción, alcanza su valor máximo y es de

orden cero respecto a la concentración del sustrato. Para este caso no se presentó dicho

comportamiento, ya que aún con concentraciones de 10000 ppm el modelo cinético es de

primer orden. El régimen cinético está definido por la difusión en la biopelícula formada

por polisacáridos extracelulares (comparable con el régimen de difusión en poros en un

catalizador químico convencional). Ya que el comportamiento cinético no fue función ni

de la composición ni de la concentración del agua residual, se considra que los

polisacáridos extracelulares son los que ejercen la resistencia a la difusión molecular del

sustrato para alcanzar a las bacterias inmersas, independientemente de la carga orgánica e

hidráulica aplicadas. Las cargas regulan el grosor de la capa microbiana, pero el régimen


51

cinético depende de la difusión molecular del sustrato en el intervalo de condiciones

experimentado.

6.6 Determinación de DBO

Se realizaron determinaciones experimentales de DBO5 con el fin de encontrar la

relación de ésta con la DQO. Pero los valores de la DBO durante los cinco días subían y

bajaban constantemente. Para una DQO de 9914 ppm en la alimentación y 7000 ppm en

la salida, se obtuvo en promedio un valor de 2400 ppm de DBO5 en la alimentación y 961

ppm de DBO5 en la salida. Los valores obtenidos de DBO hacen que se tenga una

eficiencia de 59.9% de remoción, la cual está muy por arriba de la eficiencia obtenida

para esas condiciones (29.39%). La relación que normalmente existe entre DQO y DBO5

en agua residual alimentada es de 0.6 y la que se obtuvo fue de 0.24, es decir, muy por

debajo de la normal. Es decir, si se tiene una concentración de DQO de 9914 ppm, se

tendría que tener una concentración de DBO5 de 5948.4 ppm. Por lo que se sugiere hacer

mediciones de este parámetro con más tiempo de entrenamiento.

CAPÍTULO VI RESULTADOS Y DISCUSIÓN DE...

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