modelamiento_simulacion_reactores

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 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).


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.


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.


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.


39

Figura 7. Reactores anaerbicos a escala laboratorio

Figura 8. Reactores, sellos de agua y probetas para medir biogs


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.


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.


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


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.


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


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:


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:


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)


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)


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:


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.


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)


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)


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)


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


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


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 [

]


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.


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):


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.


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


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


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


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


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


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


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

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