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UNIVERSIDAD FACULTAD DE DE SANTIAGO INGENIERÍA DE CHILE DEPARTAMENTO DE INGENIERÍA GEOGRÁFICA 

PUESTA EN MARCHA Y OPERACIÓN DE UNA PLANTA DE TRATAMIENTO DE LODOS ACTIVADOS A ESCALA LABORATORIO 

CLAUDIA ADELA GÓMEZ YÁÑEZ

POLONIA INGRID CABRERA DEL RÍO

2002 

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UNIVERSIDAD FACULTAD DE DE SANTIAGO INGENIERÍA DE CHILE DEPARTAMENTO DE INGENIERÍA GEOGRÁFICA 

PUESTA EN MARCHA Y OPERACIÓN DE UNA PLANTA DE TRATAMIENTO DE LODOS ACTIVADOS A ESCALA LABORATORIO 

TRABAJO DE TITULACIÓN PRESENTADO EN CONFORMIDAD A LOS REQUISITOS PARA OBTENER EL TÍTULO DE INGENIERO DE EJECUCIÓN EN AMBIENTE

PROFESOR GUÍA: FERNANDO CORVALÁN QUIROZ

CLAUDIA ADELA GÓMEZ YÁÑEZ

POLONIA INGRID CABRERA DEL RÍO 2002

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AGRADECIMIENTOS 

Agradecemos a nuestro profesor guía la oportunidad que nos dio de haber trabajado  en el Laboratorio de Procesos Ambientales del Departamento, siendo las primeras  memoristas en hacerlo. También agradecemos la buena disposición y consejos de  María Estela Astudillo y de la gente de la empresa “Aguas y Riles” que en estos  momentos opera la PTA del aeropuerto.

Claudia:  En lo personal, son varias las personas a las que quiero agradecer. Familiares y  amigos cercanos, que de una u otra forma han contribuido en el desarrollo de  este trabajo y en general, en mi vida. Me refiero principalmente a: Inés Yáñez y  Alamiro Gómez, mis padres, les doy las gracias por la confianza que han  depositado en mi, por apoyarme siempre y por la paciencia que han tenido  conmigo; Mis hermanos: Sergio, Patricio y Joséy Claudio; a todos  mis sobrinos y sobrinas; A misJaime, amigasAlan, Carolina, Daniela Marcela,ypor el  consuelo en los momentos difíciles... Agradezco también en forma muy especial a la familia López de Maturana  Guajardo; Rubén, María Teresa, Marisol y Marco, por el apoyo y consejo que  me han brindado siempre y por todos aquellos momentos que hemos pasamos   juntos. Por último, un afectuoso e infinito agradecimiento a la persona que contribuyó  directamente a que este momento llegara, al que me ayudó y acompañó  durante todos estos años....me refiero al Ing. Marco López de Maturana G. Polonia, para ti amiga, mis mejores deseos... Gracias a todos! 

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Polonia:  Bastante tiempo ha transcurrido desde que entre a esta Universidad. Muchos  son los recuerdos que vienen a mi mente mientras escribo estas líneas, pero  sobretodo rememoro a todas aquellas personas que me tendieron su mano  ayudándome a alcanzar esta cumbre. Primeramente agradezco profundamente a Dios que me diera vida y salud para  llegar a este momento, y a mi Papito Javier que con sus palabras siempre me  dio fuerzas para seguir. Agradezco a mis padres, mi Marcela, a mis hermanos: Francisca, Javier, Daniela y Valentina, y especialmente a mi Abuela quien siempre tuvo confianza  en que llegaría este instante. Gracias a mis amigos: Juan, Juan Carlos, Cesar, Roció, Héctor, Gonzalo, Manuelito, Viviana y muchos otros quienes, en mi paso por esta etapa me  dieron alegría, apoyo, cariño, y sabios concejos en pos de llegar a la meta hoy  alcanzada. Quien iba a pensar que la memoria la haríamos juntas. Imposible olvidar esa tarde que te vi, sentada en la sala de la EAO, roja, muerta  de cansancio por el deportivo con el Pelao…si, tú mi súper amiga Cabe. Como  no agradecer toda la paciencia, apoyo y ayuda que me has brindado durante  todo este trayecto. Gracias amiga, y espero que esta amistad tan espontánea  siga así por mucho, mucho tiempo más.

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RESUMEN 

Los modelos físicos han sido utilizados para el diseño de los sistemas a escala real o piloto. En el caso específico de los sistemas de tratamiento de lodos activados, la determinación de constantes cinéticas es una alternativa para diseñar estos sistemas de tratamientos. En este sentido en el Reactor Discontinuo (Batch) del Laboratorio de Procesos Ambientales del Departamento de Ingeniería Geográfica de la Universidad de Santiago de Chile, USACH , se ha desarrollado una investigación dirigida a la evaluación de un modelo físico a escala laboratorio, operado inicialmente con afluente de la PTA del aeropuerto de Santiago, para determinar las constantes cinéticas kd  e Y , y con ello, desarrollar un Protocolo con fines académicos que contenga la metodología de operación. Para la realización de este trabajo, se utilizó un sistema de lodos activados a escala laboratorio conformado por reactores por lotes compuesto de cuatro estanques independientes con un volumen total de 12.5 L alimentado con una dilución distinta para cada estanque, de líquido residual (afluente pretratado) y reciclo (licor mezclado provisto de biomasa aclimatada) provenientes de la PTA del aeropuerto.

El sistema fue puesto en marcha, en primer lugar,

determinando el coeficiente de transferencia de oxígeno de los aireadores a los

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estanques, para después llevar a cabo pruebas de determinación de dos de los cuatro parámetros cinéticos necesarios para describir la reacción de degradación bacteriana. Dentro de las actividades desarrolladas se encuentran: mediciones diarias de temperatura, pruebas de aireación, caracterización de sólidos, medición de DQO, entre otros. La información generada por estos análisis permitió visualizar el comportamiento de la biomasa frente a distintas diluciones de sustrato y la determinación a partir de lo anterior, de los parámetros cinéticos que resultaron ser: Y = 1.9662 y kd = 0.2481 (d -1 ). En cuanto a la caracterización hecha de los sólidos al inicio y término de la prueba de aireación de 24 horas, los porcentajes en remoción que se lograron, en promedio, fueron de: SST 14%, SSV 8.6% y SSNV 24% . La remoción en DQO lograda en cada reactor, fue del orden del 36%. 

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ÍNDICE  Página

CAPÍTULO 1.

I NTRODUCCIÓN 

1.1 Antecedentes Generales 1.2 Objetivo General 1.3 Objetivos Específicos 1.4Metodología

1 9 9 9

CAPÍTULO 2. P RINCIPIOS I NVOLUCRADOS E N E L P ROCESO D E  T RATAMIENTO B IOLÓGICO D EL AGUA R ESIDUAL  2.1 Procesos de Tratamiento 2.2 Elementos de Microbiología 2.2.1 Microorganismos Importantes 2.3 Crecimiento Bacteriano 2.4 Oxidación Bacteriana 2.5 Cinética de Crecimiento Bacteriano 2.5.1 Balance de Masa para Biomasa y Sustrato 2.5.2 Determinación de Parámetros Cinéticos 2.6 Proceso de Lodos Activados 2.6.1 Descripción del Proceso

11 13 14 17 20 22 26 28 30 30

2.6.2 del Proceso 2.6.3 Microbiología Análisis del Proceso: Reactor de Mezcla Completa con Recirculación 2.6.4 Diseño del Proceso 2.6.5 Tipos de Procesos y Modificaciones 2.7 Transferencia de Gases 2.7.1 Modelo Estándar ASCE de Transferencia de Masa de Oxígeno en Sistemas de Aireación 2.7.1.1 Metodología ASCE

32 33 36 42 52

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59 60

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CAPÍTULO 3.

T RABAJO E XPERIMENTAL 

3.1 Reactor Batch 3.1.1 Ventajas y Desventajas de Lodos Activados en Flujo Batch 3.1.1.1 Ventajas 3.1.1.2 Desventajas 3.2 Equipos y Materiales de Laboratorio 3.3 Trabajo en Laboratorio 3.3.1 Definición y Caracterización del Agua de Prueba 3.3.2 Puesta en Marcha del Reactor 3.3.3 Determinación de Coeficientes de Transferencia de Oxígeno 3.3.4 Determinación de Parámetros Cinéticos

CAPÍTULO 4.

67 67 68 69 73 73 75 76 81

R ESULTADOS E XPERIMENTALES Y  ANÁLISIS  

4.1 Coeficiente de Transferencia de Oxígeno (kLa) 4.2 Sólidos Suspendidos 4.3 Demanda Química de Oxígeno (DQO) 4.4 Parámetros Cinéticos CAPÍTULO 5.

64

88 94 100 104

P ROTOCOLO P ROPUESTO 

5.1 Introducción 5.2 Objetivo 5.3 Base Teórica 5.4 Materiales y Equipos 5.5 Procedimientos 5.6 Informe de Resultados

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107 108 108 116 117 121

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CAPÍTULO 6.

C ONCLUSIONES 

123 

CAPÍTULO 7.

B IBLIOGRAFÍA

127 129 

ANEXO.

Anexo 1. Glosario Anexo 2. Protocolos

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129 136

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ÍNDICE DE TABLAS Página

Tabla 2.1 “Principales Procesos Biológicos Utilizados en el Tratamiento 12 del Agua Residual”

Tabla 2.2 “Cuadro comparativo entre el Proceso de Lodos Activados y 49 sus Modificaciones” Tabla 2.3 “Parámetros de Diseño para los Procesos de Lodos Activados”

51

Tabla 2.4 “Descripción de Dispositivos Comúnmente Utilizados para la Aireación del Agua Residual”

53

Tabla 3.1 “Valores de DQO”

85

Tabla 4.1 “Valores de k La, Reactor Batch a Escala Laboratorio”

92

Tabla 4.2 “Datos Necesarios para Determinar kd e Y , Reactor Batch a Escala Laboratorio”

104

Tabla 4.3 “Resumen de Parámetros Cinéticos”

105

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ÍNDICE DE FIGURAS Y GRÁFICOS Página Figura 1.1 “Diagrama de Flujo Típico de una Planta de Tratamiento De Agua”

6

Figura 2.1 “Curva Típica de Crecimiento Bacteriano” Figura 2.2 “Diagrama del Proceso de Lodos Activados”

18 31

Figura 2.3 “Diagrama del Reactor Continuo con Recirculación”

33

Figura 2.4 “Proceso Convencional de Lodos Activados”

43

Figura 2.5 “Lodos Activados con Aireación Graduada”

44

Figura 2.6 “Lodos Activados de Aireación con Alimentación Escalonada”45 Figura 2.7 “Proceso de Lodos Activados de Contacto y Estabilización”

47

Figuras 2.8 “Dispositivos de Aireación Utilizados para la Transferencia de Oxígeno” 55 Figuras 3.1 “Ciclos Operacionales de un Reactor Batch (SBR)”

66

Figura 3.2 “ Vista Frontal y Lateral de los Reactores Batch”

69

Figura 3.3 “PTAS del Aeropuerto Arturo Merino Benítez”

75

Gráfico 4.1 “DO versus Tiempo”, Protocolo Nº 3

89

Gráfico 4.2 “DO versus Tiempo”, Protocolo Nº 5

90

Gráfico 4.3 “DO versus Tiempo”, Protocolo Nº 10 (Prueba 2)

91

Gráfico 4.4 “DO versus Tiempo”, Protocolo Nº 10 (Prueba 1)

92

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Gráfico 4.5 “SST”

95

Gráfico 4.6 “SSV”

96

Gráfico 4.7 “SSNV”

97

Gráfico 4.8 “DQO”

101

Gráfico 4.9 “kd e Y” 

105

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CAPÍTULO 1. INTRODUCCIÓN  1.1 ANTECEDENTES GENERALES  (1) 

El suministro de agua potable y la respectiva recolección de aguas servidas, se encuentra principalmente bajo la responsabilidad operativa del Estado a través de doce Empresas Sanitarias, que actúan como Empresas CORFO.

El

Ministerio de Obras Públicas (MOP), por su parte ha llevado a cabo durante los últimos años un programa de suministro de agua potable rural, cuyo alto porcentaje de cobertura actual, ha llevado consigo la necesidad de implementar sistemas de tratamiento adecuados para la población. En cuanto al agua potable, a Diciembre de 2001 el conjunto de Empresas Sanitarias presenta una cobertura urbana de 99,7%, prestando servicios de distribución a una población estimada de 13.29 millones de habitantes de un total de 13.34 millones que se estima residen en los centros urbanos a esa fecha. Con respecto al acceso a redes de alcantarillado, la cobertura urbana de alcantarillado corresponde a un 93.8%, que equivale a una población saneada de 12.44 millones de habitantes; es decir, el 7% de la población de los centros urbanos habita o reside en inmuebles sin conexión al sistema de alcantarillado.

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La cobertura en tratamiento para la población nacional abastecida de agua potable, sin embargo, es muy baja, y se estima en un 39.4%. Esta situación ha significado un evidente retraso, por lo cual las autoridades han iniciado los estudios para determinar las modalidades de tratamiento más adecuadas y sus costos asociados. Recientes antecedentes del gobierno, aseguran que para los próximos cinco años, las trece Empresas Sanitarias filiales de CORFO, necesitarán una suma cercana a los US$ 1.772 millones para alcanzar el 100% de cobertura en el abastecimiento de agua potable y el 70% en el tratamiento de las aguas servidas en Chile. Esta inversión se financiará principalmente a través de los mecanismos propios de que disponen las empresas y capitales privados.

De todas las regiones del país, la Región Metropolitana es la que presenta los mayores porcentajes de cobertura en agua potable, alcantarillado y tratamiento; sin embargo experimenta un déficit en el tratamiento de sus aguas residuales, déficit que Aguas Andinas (ex EMOS), la Sanitaria más importante de la región, intenta revertir tras la reciente implementación de la planta El Trebal y próximamente la habilitación de las plantas La Farfana y Los Nogales, además de la futura construcción de trece plantas en la periferia de Santiago.

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Las ciudades costeras por su parte, también presentan déficit notables, por lo que se ha iniciado un plan de saneamiento que consiste en la construcción de emisarios submarinos, previo un tratamiento preliminar de las aguas para la eliminación de una parte importante de sólidos. A la fecha ya se han ejecutado emisarios submarinos en las ciudades de Arica, Iquique, La Serena, Algarrobo, y se encuentran en proyecto de construcción quince más, entre los cuales se cuentan las localidades de Mejillones, Taltal, Puerto Montt, Cartagena, El Quisco, Zapallar, Lota, San Antonio, entre otros. En cuanto a las técnicas de tratamiento, a fines de 2001 había en el país operando 115 sistemas de tratamiento de aguas servidas, constituidos principalmente por: 43 lagunas de estabilización, 22 lagunas aireadas, 17 emisarios submarinos, 27 instalaciones de lodos activados, 4 zanjas de oxidación, 2 fosas sépticas y un sistema de biofiltro y una planta físico química. De ello se desprende lo siguiente: las lagunas de estabilización representan el 37% de los sistemas de tratamiento, las lagunas aireadas el 19%, los emisarios submarinos el 15% y los lodos activados el 23%. Además, durante el año 2001, entraron en operación 12 nuevos sistemas de tratamientos de aguas servidas en las regiones: IV, VIII, IX, X y RM, todas ellas bajo la modalidad de lodos activados.

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El programa de inversiones en obras de tratamiento de las aguas recolectadas por los sistemas de alcantarillado está en pleno desarrollo. La cobertura de tratamiento en términos de población, en 1998 calculada por la SISS fue de 16,7 %, en 1999 fue de 19 %, en el 2000 el porcentaje se eleva a un 20.9 %, a futuro, las metas de cobertura son de 83.6 % para el año 2005 y de 98,7 % para el año 2010. Lograr estas metas es el gran desafío del sector sanitario chileno y hacia eso apunta la incorporación de capitales privados a las empresas estatales.

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Tratamiento de aguas residuales

Los métodos de tratamiento de las aguas residuales, se han desarrollado ante la necesidad de velar por la salud pública y evitar las condiciones adversas, que pudiera ocasionar la descarga de dichas aguas servidas sobre cursos receptores naturales dañando al medio natural. Con el transcurso de los años los objetivos del tratamiento de las aguas han ido cambiando, así en los años 70, el tratamiento iba orientado a la eliminación de materia en suspensión, el tratamiento de la materia orgánica biodegradable y la eliminación de organismos patógenos. En la década de los 80, los objetivos del tratamiento de las aguas se centraron en el aumento del nivel de exigencia para la reducción de la demanda bioquímica de oxígeno (DBO), sólidos en suspensión y para los organismos patógenos. Además se comenzó a considerar la conveniencia de eliminar nutrientes como el nitrógeno y el fósforo. Como consecuencia del avance científico y de la mayor información sobre técnicas de tratamiento para aguas residuales, el objetivo actual se comenzó a focalizar en los problemas de salud relacionados con la descarga al medio ambiente de productos químicos tóxicos y elementos trazas responsables de problemas sanitarios. Uno de los objetivos planteados en esta época, es la eliminación de compuestos orgánicos refractarios y de los metales pesados.

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Métodos de tratamiento de aguas residuales

Los contaminantes presentes en el agua residual pueden eliminarse con procesos químicos, físicos y biológicos. Los tipos de tratamiento se pueden clasificar en reactores biológicos y operaciones unitarias, dentro de las cuales se tienen operaciones unitarias físicas, químicas y físico-químicas.

•

Operaciones unitarias físicas: corresponden a aquellos métodos de tratamiento en los cuales predomina la acción de fuerzas físicas. Se tiene el desbaste, mezclado, sedimentación y flotación.

•

Procesos unitarios químicos: corresponden a aquellos métodos de tratamiento en los cuales la eliminación o conservación de los contaminantes se consigue con la adición de productos químicos o al desarrollo de ciertas reacciones químicas. Se tiene la precipitación, adsorción, neutralización, óxido-reducción, entre otros.

•

Procesos unitarios físico-químicos: corresponde a la combinación de procesos químicos y operaciones físicas. Se tiene por ejemplo, la coagulación-floculación, flotación y filtración, entre otros.

•

Reactores biológicos: sistema de tratamiento en el cual la eliminación de contaminantes se lleva a cabo mediante reacciones realizadas por la actividad biológica contenida en el reactor. Su principal aplicación es la eliminación de las sustancias orgánicas biodegradables presentes en el

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agua residual en forma tanto coloidal como en disolución. Estas sustancias se convierten en gases, que se liberan a la atmósfera y en tejido celular biológico, eliminable por sedimentación.

Funcionamiento de una PTAS Purga

Rejas

Decantador primario

Reactor

Sedimentador

Estanque cloración 

Efluente Afluente

Purga

Figura 1.1 Diagrama de Flujo Típico de una Planta de Tratamiento de Agua

a) Línea de agua: una PTAS contempla en sus instalaciones principalmente cuatro niveles de tratamiento de las aguas, dependiendo del grado de purificación que se quiera (Figura 1.1):

•

Pre-tratamiento: Se compone por lo general de un proceso de desbaste donde se eliminan los sólidos de gran tamaño y restos de impurezas, un desarenador donde se extraen gravas y arenas; y desengrasado, proceso de separación de grasas y flotantes.

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•

Tratamiento primario: proceso mediante el cual se separa por medios físicos las partículas en suspensión no retenidas en el pre-tratamiento.

•

Tratamiento secundario: se trata de favorecer el desarrollo de bacterias aeróbicas que tras alimentarse de la materia orgánica, desprendan agua y CO2. Si las colonias bacterianas se desarrollan sobre flóculos en suspensión en el agua, la técnica se denomina lodos activados; y si es sobre masas materiales de gran superficie, se denomina lechos bacterianos.

•

Tratamiento terciario: consiste en la realización de una serie de procesos destinados a conseguir una calidad del efluente superior a la del tratamiento secundario. Tales procesos son: desinfección, reducción de la DBO, reducción de fósforo y nitrógeno, etc.

b) Línea de lodos: El tratamiento del lodo, al igual que el del agua, depende de lo que se quiere lograr, del origen del lodo y del tratamiento o proceso del cual provenga. Sin embargo, los procesos más usuales empleados para la disminución y eliminación de los lodos son:

•

Procesos físicos: corresponden al espesamiento y desaguado del lodo. Con dichas operaciones físicas el lodo reduce su volumen y humedad.

•

Procesos químicos: se caracterizan por la adición al lodo de elementos para generar su estabilización. La estabilización se lleva a cabo para

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reducir la presencia de patógenos, eliminar los olores y eliminar e inhibir su potencial putrefacción, entre otros. •

Procesos biológicos: implican la acción de microorganismos. El proceso biológico más utilizado es la digestión anaerobia, cuyo propósito es lograr disminuir el volumen del lodo y la descomposición de la materia orgánica muy putrescible hasta formar compuestos orgánicos e inorgánicos relativamente estables; otro proceso biológico usado es la digestión aerobia, que consiste en la eliminación de la fracción biodegradable en tiempos muy cortos.

•

Procesos térmicos: consisten en someter al lodo a temperaturas extremas que inhiban o eliminen la acción de microorganismos, además de destruir elementos dañinos. Ejemplo de este proceso es la incineración, que implica una combustión a altas temperaturas, donde el lodo pasa a ser ceniza.

•

Desinfección: corresponde a un proceso adicional realizado para la reutilización y aplicación en el suelo. Algunos procesos que permiten controlar el contacto con los organismos patógenos presentes son: la pasteurización, acondicionamiento térmico, secado térmico, pirolisis, tratamiento elevado de pH, adición de cloro, desinfección con productos químicos y desinfección por radiación de alta energía.

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1.2 OBJETIVO GENERAL

Poner en marcha y operar una Planta de Tratamiento Biológico a escala laboratorio tipo Batch, en el Laboratorio de Procesos Ambientales del Departamento de Ingeniería Geográfica.

1.3 OBJETIVOS ESPECÍFICOS -

Comprender los fundamentos teóricos del proceso de remoción de biomasa en suspensión

-

Montar y preparar la experiencia y los equipos

-

Poner en marcha la planta por Lotes

-

Operar la planta

1.4 METODOLOGÍA  -

Recopilar antecedentes en literatura sobre plantas de tratamiento de aguas servidas

-

Definir el tipo de agua a tratar, considerando su naturaleza variable en composición

-

Realizar pruebas de oxigenación y de sólidos suspendidos

-

Determinar parámetros cinéticos en el reactor Batch

-

Análisis de resultados

-

Confección del Protocolo con la experiencia y equipos a utilizar.

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CAPÍTULO 2. PRINCIPIOS INVOLUCRADOS EN EL TRATAMIENTO BIOLÓGICO DEL AGUA RESIDUAL

Los principales objetivos que persigue el tratamiento biológico del agua residual son la coagulación y eliminación de los sólidos coloidales no sedimentables, y la estabilización de la materia orgánica; éstos se consiguen utilizando una variedad de microorganismos principalmente bacterias (2).

Los microorganismos se usan para convertir la materia orgánica carbonácea coloidal y disuelta, en tejido celular y gas. Dado que el tejido celular tiene un peso específico mayor al del agua, puede ser eliminado del líquido mediante decantación.

2.1 PROCESOS DE TRATAMIENTO

Los principales procesos biológicos de tratamiento son (2): procesos aerobios, procesos anóxicos, procesos anaerobios y una combinación de los procesos aerobios con los anóxicos o anaerobios. Estos procesos a su vez se subdividen dependiendo si el tratamiento se lleva a cabo en sistemas de cultivo en suspensión, de cultivo fijo o en combinaciones de los mismos. La tabla 2.1 muestra con más detalle los tipos de tratamiento y su uso.

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Las principales aplicaciones de los procesos antes mencionados son: eliminación de la materia carbonácea presente en el agua residual, nitrificación, desnitrificación y estabilización (2). Tabla 2.1

Principales Procesos Biológicos Utilizados en el Tratamiento del Agua Residual

Tipo

Nombre

a) Procesos aerobios: Cultivo en suspensión

Cultivo fijo

Lodos activados Lagunas aireadas Digestión aerobia Estanque aerobio de alta carga

Filtros percoladores

Uso

Eliminación de materia orgánica carbonácea y nitrificación

Filtros de pretratamiento Biodiscos Reactores de lecho compacto b) Procesos anaerobios: Cultivo en suspensión

Cultivo fijo

Digestión anaerobia Proceso anaerobio de contacto

Filtro anaerobio Estanques anaerobios

Estabilización y eliminación de la materia orgánica carbonácea

c) Procesos anóxicos: Cultivo en suspensión Desnitrificación con cultivo en suspensión Cultivo fijo Desnitrificación con cultivo fijo d) Procesos aerobios anóxicos o anaerobios:  Cultivo en suspensión Fase única nitrificación- desnitrificación Referencia: Metcalf y Eddy (1995) “Ingeniería Sanitaria” Pág. 433 

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2.2 ELEMENTOS DE MICROBIOLOGÍA El entendimiento de la forma, estructura y actividad bioquímica de los microorganismos es básico para el diseño de un proceso de tratamiento biológico, o en la selección del tipo de proceso a utilizar.

Los microorganismos se clasifican en tres grandes grupos (2): protistas, vegetal y animal. Estos tres reinos son semejantes por cuanto la célula es la unidad de vida en todos ellos. El reino animal se compone de rotíferos y crustáceos, ambos multicelulares con tejidos diferenciados. El reino vegetal por su parte se compone de musgos, helechos y plantas de semillas; al igual que el reino anterior, se caracteriza por presentar organismos multicelulares con tejidos diferenciados. Por último, el reino protista se subdivide en superior e inferior. Los protistas superiores se componen de algas, protozoos, hongos y mohos, los protistas inferiores se componen de algas verdiazules y bacterias. Este reino se caracteriza por presentar organismos unicelulares o multicelulares sin tejidos diferenciados.

Los microorganismos a su vez pueden clasificarse según la manera de obtención de energía y carbono en: autótrofos fotosintéticos los cuales capturan energía de la luz y carbono del CO2, autótrofos quimiosintéticos los que obtienen energía de la reacción de oxido reducción inorgánica y carbono del

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CO2, y heterótrofos que obtienen energía de la oxido reducción orgánica y carbono desde el carbono orgánico presente en el medio (4).

A su vez, los microorganismos presentan metabolismos aerobios y anaerobios según su capacidad para utilizar oxígeno. Los organismos aerobios sólo pueden existir en presencia de oxígeno molecular, los anaerobios existen en ausencia total de oxígeno. Los organismos facultativos tienen la capacidad de sobrevivir con o sin oxígeno libre.

2.2.1 MICROORGANISMOS IMPORTANTES

Los microorganismos más significativos para los procesos de tratamiento son: bacterias, hongos, algas, protozoos, rotíferos, crustáceos y virus (4).

Bacterias. Las bacterias son protistas

unicelulares.

Consumen alimentos solubles y, por lo general, se encuentran donde Bacteria Nocardia

haya

alimento

y

humedad. Se componen en un

80% de agua y el 20% restante de materia seca, de la cual el 90% es orgánica y el 10% es inorgánica.

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La temperatura y el pH juegan un papel vital en la vida y muerte de las bacterias. Por ello, la velocidad de reacción para los microorganismos aumenta con la temperatura. Según el rango de temperatura en que se desarrollan mejor, las bacterias se clasifican en criófilas o psicrófilas, mesófilas y termófilas. En cuanto al pH, éste es un factor clave para el crecimiento de los organismos. La mayoría de éstos no pueden tolerar niveles de pH por encima de 9.5 o por debajo de 4.0; por lo general, el pH óptimo para el crecimiento se encuentra entre 6.5 y 7.5 (4).

Hongos. Los hongos son protistas heterótrofos, no fotosintéticos y multicelulares.

Se

clasifican

generalmente por su modo de reproducción

en:

sexuales

o

asexuales, por escisión, gemación o formación de esporas. La mayoría de los hongos son aerobios estrictos. Pueden crecer con muy poca humedad y toleran ambientes con pH muy bajos, siendo su pH óptimo aproximadamente 5.6. Otra característica de esta especie es que demandan poco nitrógeno, por lo que los hace muy importantes para el tratamiento de las aguas residuales industriales y en la formación de compost a partir de residuos orgánicos (4).

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Algas.

Las

algas

unicelulares

o

son

protistas

multicelulares,

autótrofos y fotosintéticos. Producen malos olores y sabores desagradables cuando se encuentran en medios acuáticos.

En

estanques

de

estabilización, son un elemento valioso porque producen oxígeno a través del mecanismo de fotosíntesis. Las algas al igual que otros microorganismos, requieren compuestos inorgánicos para reproducirse. A parte del anhídrido carbónico, los principales nutrientes necesarios son el nitrógeno y el fósforo (4).

Protozoos.

Los

protozoos

son

protistas unicelulares microscópicos. La mayoría son heterótrofos aerobios. Suelen

consumir

bacterias

para

obtener energía, por lo que se les considera como purificadores de los efluentes de procesos biológicos de tratamientos de aguas residuales al consumir bacterias y partículas orgánicas. Suelen dividirse en cinco grupos: sarcodina, mastigophora, sporozoa, infusoria y suctoria (4).

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Rotíferos. El rotífero es un animal aerobio, heterótrofo y multicelular. Son muy eficaces al consumir bacterias dispersas y floculadas, así como también pequeñas partículas de materia orgánica. Su presencia en un efluente indica un proceso aerobio de purificación biológica muy eficiente (4).

Rotífero Euchanis

Crustáceos. Al igual que el rotífero, el crustáceo es un animal aerobio, heterótrofo y multicelular, pero tiene un cuerpo duro o coraza. Los crustáceos son una Crustáceo Ciclopoidos

importante fuente de alimentación para

peces.

No

existen

en

cantidades apreciables en los sistemas de tratamiento biológico; su presencia en el efluente indica que éste se encuentra bajo de materia orgánica y rico en oxígeno disuelto (4).

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Virus. El virus es la estructura biológica más pequeña, sólo apreciable a través de microscopios. Son parásitos obligados y como tales necesitan de alguien de quien poder vivir, de este modo, se clasifican según el huésped que infectan. En el caso del tratamiento de las aguas residuales domésticas, para asegurar el debido control de los virus, es necesario la cloración (4).

2.3 CRECIMIENTO BACTERIANO El control eficiente en los tratamientos biológicos de las aguas residuales se basa en el conocimiento de los principios básicos que gobiernan el crecimiento de los microorganismos, en este caso, crecimiento de las bacterias.

Las bacterias pueden reproducirse por fisión binaria, de modo sexual o por gemación. Por lo general, se reproducen por fisión binaria, es decir, por división. La célula original se transforma en dos nuevos organismos (4). El tiempo requerido para cada división se denomina tiempo de generación, y puede variar desde días a menos de veinte minutos. Es importante resaltar que las bacterias no se dividen indefinidamente, lo hacen en la medida que existan condiciones ambientales favorables, tales como concentración del sustrato, concentración de nutrientes,

el tamaño del sistema en el cual se encuentran, etc. El

crecimiento bacteriano se puede evaluar de dos formas (2):

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a) Crecimiento en términos del número de bacterias: Inicialmente se inocula un pequeño número de organismos en un medio de cultivo y se registra el número de organismos viables en función del tiempo. La forma general se muestra en la figura 2.1.

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El modelo de crecimiento basado en el número de bacterias tiene cuatro fases diferenciadas:

1. Fase de retardo. Tras la adición de un inóculo a un medio de cultivo, la fase de retardo representa el tiempo requerido para que los organismos se aclimaten a sus nuevas condiciones ambientales. 2. Fase de crecimiento logarítmico. Durante este período, la célula se divide a una velocidad determinada por su tiempo de generación y su capacidad de procesar alimento. 3. Fase estacionaria. En este caso la población permanece constante debido a: que las células o bacterias han agotado el sustrato o nutrientes necesarios para el crecimiento, o, que el crecimiento de nuevas células se nivela por la muerte de células viejas. 4. Fase de muerte logarítmica. Durante esta fase, la tasa de muerte de las bacterias excede la producción de células nuevas. La tasa de muerte por lo general es en función de la población viable y de las condiciones ambientales.

b) Crecimiento en términos de la masa de las bacterias: El modelo de crecimiento se refiere a la variación de la masa de microorganismos con respecto al tiempo. Se subdivide en tres fases:

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1. Fase de crecimiento logarítmico. La tasa de metabolismo y crecimiento es solamente en función de la capacidad de los microorganismos en procesar el sustrato. 2. Fase de crecimiento decreciente. La tasa de crecimiento y la masa de bacterias disminuye por la limitación en la disponibilidad de alimento. 3. Fase endógena. Los microorganismos se ven forzados a metabolizar su propio protoplasma sin reposición del mismo, ya que la concentración de alimento disponible se encuentra en un mínimo. En esta fase puede suceder el fenómeno de lisis, según el cual los nutrientes que se encuentran en las células muertas se difunden, proporcionando alimento a las células vivas existentes.

2.4 OXIDACIÓN BACTERIANA La conversión de materia orgánica en productos gaseosos finales y tejido celular, puede llevarse a cabo por vía aerobia, anaerobia o facultativa; utilizando sistemas de cultivo en suspensión o fijo. En la conversión aerobia de materia orgánica, una parte de ésta se oxida dando lugar a productos finales. Este proceso de conversión es necesario pues de allí se obtiene energía para la síntesis de nuevo tejido celular. En ausencia de materia orgánica, el tejido celular será utilizado endógenamente, produciendo productos gaseosos finales y materia residual. En la mayoría de los sistemas de tratamiento biológico estos tres procesos tienen lugar simultáneamente (2).

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Para un proceso aerobio los tres sucesos antes mencionados pueden representarse estequiométricamente de la siguiente manera:

Reacción para la oxidación:

COHNS + O2 + Bacterias  CO2 + NH3 + Otros productos finales + Energía

Reacción de síntesis:

COHNS + O2 + Bacterias + Energía  C5H7NO2 

Respiración endógena:

C5H7NO2 + 5 O2  5 CO2 + NH3 + 2 H2O + Energía

Donde,

COHNS: representa la materia orgánica, y C5H7NO2: representa el tejido celular.

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2.5 CINÉTICA DE CRECIMIENTO BIOLÓGICO (2) 

A fin de asegurar que los microorganismos crezcan, se les debe permitir que permanezcan en el sistema el tiempo suficiente bajo condiciones ambientales favorables. Este período depende de la tasa de crecimiento, la cual está en relación directa con la tasa a la que metabolizan o utilizan el residuo.

La tasa de crecimiento para un cultivo discontinuo se representa por:

dX  =  µ  X  dt   

(2.1)

Donde, –1

µ : representa la tasa de crecimiento específico en unidad

de tiempo   X : concentración de microorganismos en unidad de masa / unidad de volumen dX  dt 

: tasa de crecimiento bacteriano en unidad de masa / unidad de volumen *

tiempo

Si uno de los elementos esenciales (sustrato o nutrientes) para el crecimiento estuvieran presentes sólo en cantidades limitadas, el microorganismo cesaría su crecimiento y se agotaría. En cultivos dentro de reactores de alimentación continua se da esta situación de crecimiento limitado. El efecto de un sustrato o nutriente limitante puede definirse adecuadamente por medio de la expresión propuesta por Monod:

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S µ  = µ m × ks + S

(2.2)

Donde, µ  : tasa de crecimiento específico en unidad de tiempo –1 µ m : tasa de crecimiento específico máxima en unidad de tiempo

 –1

 

S: concentración del sustrato limitante del crecimiento en unidad de masa /  unidad de volumen ks : concentración de sustrato para la cual

µ  = 0.5µ m ,

en unidad de masa / 

unidad de volumen.

En el sistema de cultivo de alimentación discontinua, una parte del sustrato se transforma en nuevas células y otra se oxida y da origen a productos finales inorgánicos y orgánicos. Dado que la cantidad de nuevas células producidas es la misma para un sustrato determinado (2), la relación entre el grado de utilización del sustrato y la tasa de crecimiento es:

dX  = −Y  ⋅ rsu dt 

(2.3)

Donde, dX  dt 

: tasa de crecimiento bacteriano en unidad de masa / unidad de volumen

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Y: coeficiente de rendimiento rsu : tasa de utilización de sustrato en unidad de masa / unidad de volumen * tiempo

Reemplazando las ecuaciones 2.2 y 2.3 en 2.1 se obtiene: µ m ⋅  X  ⋅ S

rsu = −

⋅

+

Y  (ks

Si se sustituye el término

µ m

(2.4)

S)

/  Y  por k, definido como la tasa máxima de

utilización del sustrato por unidad de masa de microorganismos, se obtiene: rsu = −

k  ⋅  X  ⋅ S

(2.5)

ks + S

En los sistemas bacterianos utilizados en el tratamiento del agua residual, la distribución de edades de las células es tal que no todas las células del sistema están en la fase de crecimiento. Por lo tanto, la expresión de la tasa de crecimiento debe corregirse para tener en cuenta la energía necesaria para el mantenimiento celular (2). Otros factores que además deben considerarse son la muerte y depredación de las mismas bacterias. Estos procesos se conocen como descomposición endógena y se expresan de la siguiente manera: rd  = −kd  ⋅  X 

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(2.6)

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Donde, rd: representa la tasa de velocidad en la descomposición endógena kd: coeficiente de la tasa de descomposición endógena, en unidad de tiempo  –1 X : concentración de células en unidad de masa / unidad de volumen.

Reemplazando la ecuación 2.6 en 2.4 y ordenando se obtiene la siguiente expresión para la tasa neta de crecimiento:

dX ' dt 

dX '

=

µ m ⋅  X  ⋅ S ks + S

(2.7)

− kd  ⋅  X 

(2.8)

= −Y  ⋅ rsu − kd  ⋅  X 

dt 

Donde, dX ' dt 

: tasa neta de crecimiento bacteriano en unidad de masa / volumen *tiempo

La expresión correspondiente para la tasa neta de crecimiento específico viene dada por:

µ ' = µ m ⋅

S ks + S

(2.9)

− kd 

Donde, µ ’:  tasa neta de crecimiento específico en unidad de tiempo

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 –1

 

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Los efectos de la respiración endógena sobre la producción neta de bacterias se tiene en cuenta al definir una producción observada (2) como sigue: Yobs = −

(dX ' / dt )

(2.10)

rsu

2.5.1 BALANCES DE MASA DE MICROORGANISMOS Y SUSTRATO Como forma de aplicar la cinética al crecimiento biológico, se considerará un proceso de tratamiento aerobio llevado a cabo en un reactor de mezcla completa sin recirculación.

El balance de masa de microorganismos en el reactor continuo es en forma simplificada: Acumulación = Entrada - Salida + Crecimiento neto En forma simbólica se escribe: dX  dt 

V  = Q ⋅  Xo − Q ⋅  X  + V 

dX ' dt 

(2.11)

Donde, dX  dt 

: tasa de crecimiento de microorganismos medida en términos de masa,

en unidad de masa de SSV (sólidos suspendidos volátiles) / unidad de volumen * tiempo

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V : volumen del reactor Q: caudal en unidad de volumen / tiempo X 0:    concentración de microorganismos en el afluente en unidad de masa de SSV / unidad

de volumen

X : concentración de microorganismos en el reactor en unidad de masa de SSV /  unidad de volumen dX ' dt 

: tasa neta de crecimiento bacteriano en unidad de masa de SSV/ volumen

* tiempo Si se sustituye el valor de (dX ' / dt ) de la ecuación 2.7 en 2.11, el resultado es:

⎛ µ m ⋅  X  ⋅ S  ⎞ ⋅ V  = Q ⋅  Xo − Q ⋅  X  + V  ⋅ ⎜ − kd  ⋅ X  ⎟ dt  ⎝  ks + S  ⎠

dX 

(2.12)

Si se supone que la concentración de microorganismos en el afluente puede despreciarse, y que prevalecen las condiciones de estado estacionario (dX  / dt )   = 0, la ecuación 2.12 puede simplificarse:

Q V 

=

µ m ⋅ S ks + S

− kd 

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(2.13)

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El balance de masa para el sustrato es el siguiente: dS dt 

⎛ − k  ⋅  X  ⋅ S  ⎞ ⎟ ⋅ V  ⎝  ks + S  ⎠

V  = Q ⋅ So − Q ⋅ S + ⎜

(2.14)

En estado estacionario (dS / dt ) = 0, la ecuación resultante es: So − S − ϑ  ⋅ k  ⋅  X  ⋅ S = 0 ks + S

(2.15)

Donde, ϑ  = V  / Q , tiempo de retención hidráulico en días

2.5.2 DETERMINACIÓN DE PARÁMETROS CINÉTICOS

Para determinar los coeficientes Y, k, ks  y kd, se usan reactores a escala laboratorio o sistemas a escala de planta piloto. En la determinación de estos coeficientes, el procedimiento usual consiste en hacer funcionar los reactores dentro de un intervalo de concentraciones de sustrato del afluente, además de seleccionarse el tiempo de retención hidráulico. Utilizando los datos obtenidos en condiciones estacionarias, se pueden determinar los valores medios de θ , S 0 , S, X  y r’ su . Introduciendo la definición de rsu en la ecuación 2.15 se obtiene:

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rsu = −

So − S

ϑ 

=−

k  ⋅  X  ⋅ S ks + S

(2.16)

Dividiendo por X se obtiene:

k  ⋅ S

=

ks + S

So − S

(2.17)

ϑ  ⋅  X 

La forma lineal de la ecuación 2.17, obtenida tomando su inversa, es:

 X  ⋅ ϑ  So − S

=

ks 1

⋅

k  S

+

1 k 

(2.18)

Los valores de ks  y k  pueden determinarse representando gráficamente el término [X θ /(S    0-  S)]  respecto a (1/S). Los valores de Y  y de kd  pueden determinarse utilizando la siguiente ecuación:

1

Y 

ϑ  = −  X  ⋅ rsu − kd   

(2.19)

Representando (1/ θ )  respecto a (- rsu    / X). La pendiente de la línea recta que pasa por los puntos correspondientes a los datos experimentales es igual a Y, y la ordenada en el origen es igual a kd. 

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También puede utilizarse un quimiostato para determinar los coeficientes cinéticos. Las tasas de crecimiento se determinan por mediciones de la turbiedad del afluente. Estos aparatos se usan normalmente para determinaciones con cultivos puros.

2.6 PROCESO DE LODOS ACTIVADOS

Este proceso fue desarrollado en Inglaterra en 1914 por Andern y Lockett (11) y llamado así porque suponía la producción de una masa activada de microorganismos capaz de estabilizar un residuo por vía aerobia. En la actualidad se utilizan muchas versiones del proceso original, pero todas ellas son fundamentalmente análogos. 2.6.1 DESCRIPCIÓN DEL PROCESO

El tratamiento biológico de aguas residuales mediante el proceso de lodos activados se lleva a cabo, normalmente, utilizando un diagrama de flujo tal como el que se muestra en la figura 2.2.

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El residuo acuoso se introduce en un reactor donde se mantiene un cultivo bacteriano aerobio en suspensión. El contenido del reactor se denomina líquido de mezcla. En el reactor, el cultivo bacteriano lleva a cabo la conversión de la materia orgánica.

El ambiente aerobio en el reactor se consigue mediante el uso de difusores o aireadores mecánicos u otros sistemas adecuados, que a su vez, sirven para mantener el líquido de mezcla en un régimen de homogeneización completa. Tras un período determinado de tiempo, la mezcla de las nuevas células con las viejas se conduce a un estanque de sedimentación donde las células se separan del agua residual tratada. Una parte de las células sedimentadas es recirculada para mantener la concentración deseada de organismos en el reactor, mientras que otra es purgada del sistema.

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2.6.2 MICROBIOLOGÍA DEL PROCESO

En la naturaleza, el papel de las bacterias es descomponer la materia orgánica producida por organismos vivientes. En el proceso de lodos activados, las bacterias son los microorganismos más importantes, ya que son causantes de la descomposición de la materia orgánica del afluente. En el reactor, gran parte de la materia orgánica del agua residual es utilizada por las bacterias facultativas  o aerobias con el fin de obtener energía para el crecimiento celular (2).

Sólo una parte del residuo original es verdaderamente oxidado a compuestos de bajo contenido energético, tales como NO3, SO4 y CO2; El resto es sintetizado en materia celular. Las bacterias en el proceso de lodos activados incluyen miembros de los géneros (2): Pseudomonas, Zoogloea, Flavobacterium, Nocardia, Nitrosomas, Nitrobacter, Sphaerotilus, Begiatoa, etc. Mientras las bacterias degradan la materia orgánica del afluente, las actividades metabólicas de otros microorganismos son igualmente importantes en el sistema de lodos activados. Por ejemplo, los protozoos y rotíferos, actúan como depuradores de los efluentes, debido a que consumen cualquier partícula biológica pequeña que no haya sedimentado.

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Del mismo modo que es importante que las bacterias descompongan el residuo orgánico tan rápido como sea posible, también lo es que formen un floculo adecuado, puesto que ello es un requisito previo para la separación de los sólidos biológicos en el estanque de sedimentación.

2.6.3 ANÁLISIS DEL PROCESO: REACTOR DE MEZCLA COMPLETA CON RECIRCULACIÓN

En este sistema, el contenido del reactor se encuentra completamente mezclado, y se supone que no hay microorganismos en el agua residual a tratar. El sistema incluye una unidad en la que sedimentan las células del reactor y son posteriormente recirculadas al mismo. En el desarrollo del modelo cinético para este sistema se supone: que la estabilización de los residuos por parte de los microorganismos se produce únicamente en el reactor; y, que el volumen utilizado para calcular el tiempo medio de retención celular para el sistema incluye solamente el volumen del reactor (2).

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El estanque de sedimentación sirve como depósito desde el que recirculan los sólidos para mantener un nivel de sólidos dado en el estanque de aireación.

El tiempo de retención hidráulico para el sistema, θ s, se define como: Vs

θ s =

(2.20)

Q

Donde, Vs : volumen del reactor más el volumen del estanque de sedimentación Q: caudal afluente, en unidad de volumen / tiempo

El tiempo de retención hidráulico para el reactor, θ , se define como:

θ  =

V 

(2.21)

Q

Donde, V: volumen del reactor

Para el sistema de mezcla completa con recirculación, el tiempo medio de retención celular, θ c, es: θ c =

V  ⋅  X  Qw ⋅  X  + (Q − Qw) ⋅ Xe

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(2.22)

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Donde, Qw: caudal de líquido que contiene las células biológicas a purgar del sistema Xe : concentración de microorganismos en el efluente de la unidad de sedimentación

Se puede hacer un balance de masas para los microorganismos en el sistema total de la siguiente manera:

En forma simplificada: Acumulación = Entrada - Salida + Crecimiento neto En forma simbólica: dX 

dX '

dt  ⋅ V  = Q ⋅  Xo − [Qw ⋅  X  + (Q − Qw) ⋅  Xe] + V  ⋅ dt 

(2.23)

Para determinar la tasa de utilización específica U , debe conocerse el alimento utilizado y la masa de microorganismos efectivos en la utilización. El alimento utilizado puede evaluarse determinando la diferencia entre DBO5 o la DQO del afluente y del efluente (2).

El parámetro más comúnmente usado como medida de los sólidos biológicos es la cantidad de sólidos suspendidos volátiles presentes en la unidad de tratamiento.

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2.6.4 DISEÑO DEL PROCESO

Los factores a tener en cuenta en el diseño de un proceso de lodos activados son (2): criterios de carga, selección del tipo de reactor, producción de lodo, transferencia y necesidad de oxigeno, necesidad de nutrientes, exigencias ambientales, separación de las fases sólida-líquida y características del efluente.

a) Criterios de carga

Los dos parámetros más utilizados son la relación alimento-microorganismos  F/M y el tiempo medio de retención celular θ c. 

La relación alimento-microorganismo se define: F  /  M  =

So

(2.24)

θ  ⋅  X 

Donde, -1

F / M: relación alimento-microorganismos en d   So: concentración de DBO o DQO en el agua a tratar en gr/m 3  θ : tiempo de detención hidráulico en el estanque de aireación en días (d)

X: concentración de sólidos suspendidos volátiles en el estanque de aireación, en gr/m3 

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La correspondencia entre la relación alimento-microorganismos y el grado de utilización específica U es: U = (F / M) E  100  

(2.25) 

Donde, E : eficiencia del proceso, %

El tiempo medio de retención celular θ c, puede definirse con cualquiera de las dos siguientes relaciones, dependiendo del volumen utilizado:

Definición basada en el volumen del estanque de aireación (2):  V  ⋅  X 

θ c =

(2.26)

Qw ⋅  Xw + Qe ⋅  Xe

Donde, θ c:  tiempo

medio de retención celular basado en el volumen del estanque de

aireación, en días (d) V : volumen del estanque de aireación en m 3  X : concentración de sólidos suspendidos volátiles en el estanque de aireación, en gr/m3  Qw : caudal de lodo a purgar en m 3 /d Xw : concentración de sólidos suspendidos volátiles en el lodo a purgar, gr/m 3  Qe : caudal del efluente tratado

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Xe : concentración de sólidos suspendidos volátiles en el efluente tratado, gr/m 3 

Definición basada en el volumen total del sistema (2):  

θ ct

=

Xt  Qw Xw  + Qe Xe  

(2.27) 

Donde, θ ct :

tiempo medio de retención celular basado en el volumen del sistema total,

en días Xt:  masa total de sólidos suspendidos volátiles del sistema, incluyendo los sólidos del estanque de aireación, del estanque de sedimentación y los existentes en las instalaciones de recirculación del lodo.

b) Selección del tipo de reactor:

Los factores operacionales a considerar para la selección son: cinética de reacción que gobierna el proceso de tratamiento, transferencia y necesidad de oxigeno, naturaleza del agua a tratar, condiciones ambientales locales y costos de construcción, operación y mantención. Los dos tipos de reactores que se usan generalmente son el reactor de mezcla completa y el reactor de flujo pistón. Ambos presentan similitudes en los tiempos de retención hidráulica.

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c) Producción de lodo y control del proceso:

Es importante conocer la cantidad de lodo producido diariamente, ya que ello afectará al diseño de las instalaciones de eliminación y manipulación del lodo. La cantidad de lodo que debe purgarse diariamente puede estimarse por medio de la ecuación (2):

P = Yobs Q (S o-  S) (10 3 g/Kg)-1 

(2.28)

Donde,

P : peso neto del lodo en exceso producido diariamente expresado en términos de sólidos suspendidos volátiles, Kg/d Yobs  : producción observada, g/g

La producción observada puede calcularse de la siguiente manera (2): Yobs =

Y 

1 + kd  ⋅ θ c ó θ ct 

(2.29)

( ) ( ) El uso de  θ c ó θ ct de la ecuación, depende de que en el análisis se consideren los sólidos presentes en el estanque de aireación, o los sólidos en el sistema total (2).

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d) Oxígeno necesario y su transferencia:

El oxígeno teóricamente necesario puede determinarse conociendo la DBO 5 del agua residual y la cantidad de organismos purgados del sistema diariamente. El suministro de aire debe adecuarse para: satisfacer la DBO del agua a tratar mediante la siguiente relación, sólo para material carbonáceo (2): 1.5 Kg DBO5  eliminado / día = Kg O2  /día; satisfacer la respiración endógena de los organismos del lodo; conseguir una mezcla adecuada y mantener una concentración mínima de oxígeno disuelto de 1 a 2 mg/L en la totalidad del volumen del estanque de aireación.

e) Necesidad de nutrientes:

Cualquier sistema biológico deberá disponer de nutrientes en las cantidades adecuadas. Los principales nutrientes requeridos son nitrógeno y fósforo. Basándose en que la composición del tejido celular es C 5H7NO2, se desprende entonces que se requiere aproximadamente de un 12.4% en peso de nitrógeno y de 2.5% en peso de fósforo (2). Estas cantidades se basan en la masa de organismos producidos por día. Estos son valores típicos, no cantidades fijas porque se ha demostrado que la distribución porcentual del nitrógeno y fósforo en el tejido celular varía con la edad de la célula y las condiciones ambientales.

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Dado que la cantidad total de nutrientes dependerá de la masa neta de organismos producidos, en procesos que funcionen con grandes tiempos medios de retención celular, la necesidad de nutrientes será menor. Otros nutrientes requeridos como iones inorgánicos, en cantidades sustanciales por la mayoría de los sistemas biológicos son (2): sodio, potasio, calcio, magnesio, entre otros; a nivel de traza se requieren iones inorgánicos de: fierro, cobre, manganeso, zinc, molibdeno, cobalto, etc.

f) Requisitos ambientales:

Los factores ambientales más importantes son la temperatura y el pH. La temperatura afecta directamente la cinética de degradación y crecimiento bacteriano, por lo tanto es un factor importante a considerar. En cuanto al pH, su control puede ser necesario en aguas residuales de baja alcalinidad, en la digestión aerobia del lodo y en la nitrificación (2). Una baja alcalinidad en el agua residual no es suficiente para tamponar la solución, por ello la oxidación del amoníaco a nitrato puede producir un descenso del pH en el licor mezclado, perjudicando la síntesis de tejido celular.

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g) Separación de sólidos:

Las instalaciones utilizadas para separar los sólidos biológicos del agua residual tratada son las encargadas de la recirculación del lodo hacia el estanque de aireación. Sin estas instalaciones, el proceso de lodos activados no funcionaría correctamente.

h) Características del efluente:

El contenido orgánico es un parámetro principal de la calidad del efluente. Este contenido orgánico suele componerse de: materia orgánica biodegradable soluble, materia orgánica suspendida y materia orgánica no biodegradable.

2.6.5 TIPOS DE PROCESOS Y MODIFICACIONES

El proceso de lodos activados es muy flexible y puede adaptarse a casi cualquier tipo de problema relativo al tratamiento biológico de aguas residuales.

Proceso convencional. El proceso convencional de lodos activados consiste en un estanque de aireación, un clarificador secundario y una línea de retorno del lodo (figura 2.4). La purga del lodo se puede realizar indistintamente desde la conducción del líquido de mezcla o desde la del retorno del lodo. El modelo

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de flujo es del tipo pistón con recirculación celular. Tanto el agua residual afluente sedimentada como el lodo recirculado entran en el estanque por un extremo y son aireados durante un período de unas seis horas. Ambos son mezclados por la acción de la aireación mecánica o por difusores de aire, que permanece constante conforme el líquido de mezcla se desplaza a lo largo del estanque. Durante este período se produce la adsorción, coagulaciónfloculación y oxidación de la materia orgánica. El líquido de mezcla se hace sedimentar en el estanque de sedimentación y el lodo es recirculado en una proporción de aproximadamente el 25-50% del caudal afluente.

Aireación graduada. El objetivo que persigue la aireación graduada es hacer coincidir la cantidad de aire suministrada a la demanda de los microorganismos, conforme el líquido atraviesa el estanque de aireación. La aireación graduada afecta sólo a la disposición de los difusores en el estanque de aireación y a la cantidad de aire consumido (figura 2.5). Su uso está muy extendido, y se trata de una modificación del proceso convencional.

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La demanda de oxígeno es muy grande en la entrada del estanque de aireación donde el agua residual sedimentada y el lodo recirculado entran en contacto por primera vez. Los difusores se colocan a pequeños intervalos iguales para lograr una elevada tasa de oxigenación y satisfacer así la demanda. A medida que el líquido de mezcla atraviesa el estanque de aireación, tiene lugar la síntesis de nuevas células, aumentando el número de microorganismos y disminuyendo la concentración de alimento disponible. Ello da como resultado un menor valor de la relación alimento-microorganismos y un descenso en la demanda de oxígeno. El espaciamiento entre los difusores se aumenta hacia la salida del estanque a fin de reducir la tasa de oxigenación. La menor oxigenación significa que se necesita menos aire, por lo que se reducirá el tamaño de los aireadores y con ello disminuirán los costes iniciales y de operación.

Mezcla completa. El proceso de mezcla completa intenta imitar el régimen hidráulico existente en un reactor agitado mecánicamente. El agua residual sedimentada del afluente y el lodo recirculado se introducen en diversos puntos del estanque de aireación a lo largo de un canal central. El líquido de mezcla es

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aireado conforme pasa a través del estanque de aireación. El efluente de éste es recogido y sedimentado en el estanque de sedimentación.

La carga orgánica y la demanda de oxígeno son uniformes de uno a otro extremo del estanque de aireación. El líquido de mezcla al ir atravesando el estanque desde la entrada hasta el canal efluente se mezcla completamente por medio de la aireación mecánica o difusores de aire.

Aireación con alimentación escalonada. El proceso de aireación con alimentación escalonada es una modificación del proceso de lodos activados en el que se introduce el agua residual en distintos puntos del estanque de aireación para igualar la relación alimento-microorganismo en todo el estanque, disminuyendo con ello la demanda de oxígeno (figura 2.6).

El estanque de aireación se subdivide por medio de unos deflectores en cuatro o más canales paralelos. Cada canal es una fase individual y las distintas fases se conectan entre si en serie. El lodo recirculado entra en la primera fase del estanque de aireación, junto con parte del agua residual sedimentada.

El sistema de conducciones esta dispuesto de tal manera que en cada fase se introduce agua residual del mismo estanque de aireación. La introducción del agua residual en muchos puntos consigue que el lodo tenga elevadas

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propiedades de adsorción, de forma que la materia orgánica soluble es eliminada en un período de contacto relativamente corto. Por lo tanto, son posibles mayores cargas de DBO por metro cúbico de volumen del estanque de aireación.

Aireación modificada. El diagrama de flujo de este método es similar al del método anterior, sin embargo la diferencia entre ambos radica en que la aireación modificada emplea tiempos de aireación más cortos generalmente de 1.5 a 3 horas, y una relación elevada de alimento-microorganismos. La eliminación de DBO resultante se encuentra dentro del intervalo 60-75%, así pues, el proceso no es aconsejable cuando se desee obtener un efluente de alta calidad.

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Contacto y estabilización. Este proceso se desarrolló para aprovechar las propiedades de absorción del lodo. Se ha postulado que la eliminación de la DBO tiene lugar en dos etapas en el proceso de lodos activados (figura 2.7). La primera es la fase de absorción que requiere de 20 a 40 minutos. Durante esta fase, se absorben en el lodo la mayor parte de las materias orgánicas coloidales. La segunda fase, la oxidación, tiene lugar seguidamente y las materias orgánicas absorbidas son metabólicamente asimiladas. En los procesos de lodos activados hasta ahora mencionados, estas dos fases se desarrollan en un solo estanque, pero en el de contacto y estabilización tienen lugar en estanques diferentes. El agua residual sedimentada se mezcla con el lodo recirculado y es aireada en un estanque de contacto durante 30 a 90 minutos. Durante dicho período, las materias orgánicas son absorbidas por el floculo del lodo. El lodo se separa a continuación del efluente tratado por sedimentación, y el lodo recirculado es aireado de 3 a 6 horas en un estanque de aireación. Durante este período, las materias orgánicas absorbidas se utilizan para la producción de energía y de nuevas células. El volumen de aireación necesario es aproximadamente el 50% del de una planta de aireación convencional o graduada. Es, por tanto posible doblar la capacidad de una planta convencional existente acondicionándola para su uso por contacto y estabilización.

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Aireación prolongada. Este proceso funciona en la fase de respiración endógena de la curva de crecimiento, la cual necesita una carga orgánica relativamente baja y un largo período de aireación. Por ello suele aplicarse sólo a pequeñas plantas de tratamiento, de capacidad inferior a 3800 m 3 /d. Este proceso se utiliza mucho en plantas prefabricadas en escuelas, departamentos, etc. Aunque no se prevé la eliminación del lodo por separado, puede purgarse cuando exista exceso de sólidos. Cuando se realiza la purga del lodo, a continuación suele haber una digestión aerobia seguida por deshidratación en canchas de secado al aire libre. Se prescinde en este proceso de sedimentación primaria a fin de simplificar el tratamiento y eliminación del lodo. Proceso Carrousel (Zanja de Oxidación). En este sistema se emplean aireadores mecánicos montados verticalmente para proporcionar oxígeno y al mismo tiempo inferir una velocidad horizontal suficiente al líquido para evitar que los sólidos sedimenten en los canales de aireación. En la mayoría de sus

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aplicaciones, los estanques de sedimentación secundarios son las únicas instalaciones adicionales a los canales de aireación. El lodo sedimentado es retornado desde los estanques de sedimentación a los canales de aireación. El exceso de lodo es purgado periódicamente.

Aireación de alta carga. Se trata de una modificación en la que las altas concentraciones de sólidos suspendidos del licor mezclado (SSLM), están combinadas con elevadas cargas volumétricas. Esta combinación permite altas relaciones alimento-microorganismos y prolongados tiempos de retención celular. Mediante el uso de aireadores de turbina se puede conseguir el grado de mezcla adecuado para efectuar la transferencia de oxígeno y controlar el tamaño del fóculo.

Sistema de oxígeno puro. Recientemente se ha reconsiderado el uso del oxígeno puro como sustituto del aire en el proceso de lodos activados. En su aplicación los estanques de aireación están cubiertos y el oxígeno que se introduce en los mismos es recirculado. A continuación, en la tabla 2.2 se presenta un cuadro comparativo entre el proceso de lodos activos y sus modificaciones. Luego en la tabla 2.3 se muestran los parámetros de diseño característicos para los procesos de lodos activados

antes

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mencionados.

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Tabla 2.2Cuadro Comparativo entre el Proceso de Lodo Activado y sus Modificaciones(1) Tipo de Proceso

Instalaciones necesarias Lodo y Sustrato

Proceso Convencional

Estanque aireación Clarificadordesecundario Línea de retorno de lodo

Aireación

Ambos ingresan juntos por Se todo un extremo del estanque en realiza formaen const duración es de 6 ho

Aireación Graduada

Al final del estanque El proceso esta gr produce una menor relación mayor a menor inte alimento- microorganismo

Mezcla Completa

Se introducen en diferentes puntos del estanque

Aireación alimentación escalonada

con Estanque de subdividido deflectores canales llamados fases

Aireación Modificada

aireación mediante formando paralelos

El lodo recirculado entra a la Se introduce el s primera fase con una parte distintos puntos de del agua residual de aireación sedimentada. En la siguiente fase entra agua residual del mismo estanque de aireación

Presenta una relación muy Utiliza tiempos de elevada de alimento- más cortos que e microorganismos

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anterior, horas. estos son

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Tabla 2.2 Cuadro Comparativo entre el Proceso de Lodo Activado y sus Modificaciones(2) Tipo de Proceso

Instalaciones necesarias Lodo y Sustrato

Contacto Estabilización

y Estanque para ely contacto entre sustrato lodo, y estanque de estabilización por separado

Aireación

Ingresan juntos estanque,y Se airea en el es pero la fase de al absorción contacto durante oxidación se producen por minutos. separado. El lodo recirculado es aireado de 3 a 6 horas en el estanque de aireación.

Aireación Prolongada

Concentración de sustrato Largos periodos de relativamente bajo

Proceso Carrousel

El lodo es retornado desde los estanques de sedimentación hasta los canales de aireación.

Aireación Carga

de

Alta

Sistema de Oxigeno Estanque Puro cubiertos

Alta relación alimentomicroorganismo con alta retención celular de

aireación

Cambia el uso de oxigeno puro, s

oxigeno recirculado

Referencia: Elaboración propia 

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Tabla 2.3 Parámetros de diseño para los procesos de lodos activados Modificación del Proceso

 c(d)

Carga SSLM volumétrica kg (mg/L) de DBO5  aplicada/m3*d

V*Q Qr/Q (horas)

5-15

F/M kg DBO5 aplicada kg SSVLM*dia 0.2-0.4

Convencional

0.3-0.6

1500-3000

4-8

0.25-0.5

Aireación graduada

5-15

0.2-0.4

0.3-0.6

1500-3000

4-8

0.25-0.5

Reactor mezcla completa

de 5-15

0.2-0.6

0.8-2.0

3000-6000

3-5

0.25-1.0

0.2-0.4 Aireación por 5-15 alimentación escalonada 0.2-0.5 1.5-5.0 Aireación modificada

0.6-1.0

2000-3500

3-5

0.25-0.75

1.2-2.4

200-500

1.5-3.0

0.05-0.15

Contacto y 5-15 estabilización

1.0-1.2

(1000-3000)a (0.5(4000-10000)b 1.0)a 

0.2-0.6

0.25-1.0

b

Aireación prolongada Aireación alta carga

20-30 de 5-10

Sistemas de 8-20 oxigeno puro

0.05-0.15

0.1-0.4

3000-6000

(3-6) 18-36

0.4-1.5

1.6-1.6

4000-10000

0.5-2.0

1.0-5.0

0.25-1.0

1.6-3.3

6000-8000

1.0-3.0

0.25-0.5

0.75-1.50

Referencia: Metcalf y Eddy ”Ingeniería Sanitaria”, 1995, Pág. 532  a: unidad de contacto  b: unidad de estabilización de sólidos 

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2.7 TRANSFERENCIA DE GASES La transferencia de gases puede definirse como el proceso por el cual el gas es transferido de una fase a otra, generalmente de la fase gaseosa a la líquida (2). La aplicación más común de la transferencia de gases en el campo del tratamiento del agua residual consiste en la transferencia de oxígeno en la etapa de tratamiento biológico.

Dada la baja solubilidad del oxígeno y la consecuente baja velocidad de transferencia del mismo (2), ocurre que a través de las interfases aire-superficie del agua no penetra suficiente oxígeno para cubrir la demanda del tratamiento aerobio, por lo que para transferir las grandes cantidades de oxígeno necesarias deben crearse interfases adicionales como el suministro de los gases por medio de burbujas. Los sistemas de aireación más comúnmente usados se describen en la tabla 2.4 y se ilustran en la figura 2.8 (2).

En las plantas de tratamiento de aguas residuales, la aireación a base de burbujas sumergidas se realiza, en la mayoría de los casos, dispensando burbujas de aire en el líquido a profundidades de hasta 10 metros. Los sistemas de aireación incluyen placas y tubos porosos, tubos perforados y diversas configuraciones de difusores metálicos y plásticos. También pueden usarse aparatos de cizalladura hidráulica para crear pequeñas burbujas al hacer chocar

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el flujo del líquido contra un orificio fraccionando las burbujas de aire en otras de menor tamaño. Los mezcladores de turbina pueden usarse para dispersar las burbujas de aire introducidas bajo el centro de la turbina.

En el método alternativo para la introducción de grandes cantidades de oxígeno, se utilizan aireadores de superficie para exponer el líquido a la atmósfera. Los aireadores mecánicos consisten, generalmente, en turbinas de baja o alta velocidad o en unidades flotantes de alta velocidad que giran en la superficie del líquido, parcialmente sumergidas. Estos aireadores se proyectan tanto para mezclar el líquido en el estanque como para exponerlo a la atmósfera en forma de pequeñas gotas.

Tabla 2.4 Descripción de Dispositivos Comúnmente Utilizados para la Aireación del Agua Residual Clasificación aplicación

Descripción

Uso

o

Sumergido: Sistema de burbujas finas

Burbujas generadas con placas

Todo proceso de lodos

Sistema e burbujas medias

y tubos porosos cerámicos Burbujas generadas con tubos cubiertos con telas o fundas de plástico

activados Todo proceso de lodos activados

Sistema de burbuja gruesa

Burbujas generadas con orificios, Todo proceso de lodos inyectores y toberas, o placas de activados cizalladura

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Turbina

Consiste en una turbina de baja velocidad y sistema de inyección de aire comprimido

Mezclador estático

Tubos de corta longitud con deflectores internos proyectados para mantener el aire inyectado en el fondo del tubo en contacto con el líquido

Tobera

Aire comprimido inyectado en el Todo proceso de lodos líquido mezcla al ser bombeado activados bajo presión a través de una tobera

Superficial: Aireador de turbina de Baja velocidad

Todo proceso de lodos activados Lagunas aireadas y procesos de lodos activados

Turbina de gran diámetro utilizada para promover la exposición de las gotas de líquido en la atmósfera

Procesos convencionales de lodos activados y lagunas aireadas

Aireador flotante de alta velocidad

Turbina de pequeño diámetro utilizada para promover la exposición de las gotas de líquido en la atmósfera

Lagunas aireadas

Aireador de rotor horizontal

Las paletas montadas sobre un eje

Zanjas de oxidación,

central giran en el líquido. canales aireación y oxígeno se introduce en el El líquido lagunasde aireadas por la acción de salpicadura creada por las paletas y por la exposición de las gotas de líquido en la atmósfera.

Referencia: Metcalf y Eddy (1995) “Ingeniería Sanitaria” Pág. 294 

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Figura 2.8(a). Difusor de burbujas finas

Figura 2.8 (b).Difusor de aire de burbujas medianas

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Figura 2.8(c). Turbina

Figura 2.8 (d).Mezclador estático

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Figura 2.8 (e). Aireador de chorro

Figura 2.8 (f). Turbina de baja velocidad

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Figura 2.8 (g). Turbina flotante de alta velocidad

Figura 2.8 (h). Aireadores de rotor horizontal Figuras 2.8 Dispositivos de aireación utilizados para la transferencia de oxígeno

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2.7.1 MODELO ESTANDAR ASCE DE TRANSFERENCIA DE MASA DE OXIGENO EN SISTEMAS DE AIREACIÓN

El American Society of Civil Engineers (ASCE) Standard (3), fue desarrollado para organizar y sistematizar la técnica experimental y los procedimientos de cálculo para determinar la eficiencia de transferencia de oxígeno de todos los tipos de sistemas de aireación, incluyendo los sistemas mecánicos de aireación subsuperficiales o por difusión, y los aireadores superficiales. La principal motivación para el desarrollo de este modelo, fue permitir la medición sistemática de las capacidades efectivas de rendimiento de varios tipos de sistemas de aireación. Esto se logró mediante el uso de técnicas y condiciones de prueba definidas, y métodos prescritos para el análisis e interpretación de la información experimental de las pruebas.

Sin embargo, el principal inconveniente del estándar ASCE, radica en el uso de un modelo excesivamente simplificado y poco realista de transferencia de masa de oxígeno, que es usado para describir los tipos de sistemas de aireación. Este modelo simplificado conduce a una caracterización totalmente empírica del rendimiento del aireador, que es válido sólo bajo ciertas condiciones de operación. Los resultados empíricos no pueden ser usados para predecir o evaluar el impacto causado por cambios en los parámetros de diseño del proceso, o cambios en las condiciones operativas del aireador. También deben

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considerarse los factores a extrapolar provenientes de los resultados de pruebas en estado inestable-estable con agua potable.

La naturaleza estrictamente empírica de este modelo de transferencia de masa de oxígeno, implica además depender de un análisis e interpretación netamente estadístico de los resultados, que complica aún más el procedimiento real de prueba y análisis de la información.

2.7.1.1 METODOLOGÍA ASCE

La metodología para determinar la eficiencia en la transferencia de oxígeno del aireador al agua potable, se basa en la técnica de reaireación en régimen dinámico. Usando este enfoque, el líquido de prueba es primero desoxigenado por medio de la reacción de bisulfito de sodio y cobalto como catalizador (Na 2S   O 3  + ½ O 2  

CoCl2 

 

Na 2S   O 4 ).   Después es reaireado hasta alcanzar

condiciones de saturación, cuya finalidad es la medición del nivel de oxígeno disuelto en el agua de prueba (DO) con respecto al tiempo.

El método ASCE ha contribuido en la definición de procedimientos y técnicas experimentales a seguir en las pruebas con agua potable bajo condiciones de estado inestable ó dinámico.

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La representación matemática de la transferencia de masa de oxígeno utilizado por ASCE, para la prueba de aireadores con líquido en estado dinámico es la siguiente:

Donde,

dC L = k La (C*- C L ) dt  

(2.30) 

C L: DO del líquido en cualquier instante de tiempo, en mg/L k La : coeficiente de transferencia de masa, en h -1 C*: DO saturado a la temperatura t, en mg/L

Este es un modelo de fase líquida que ignora la influencia de la fase gaseosa, y es usado en forma idéntica para sistemas de aireación por difusión o de subsuperficie y aireadores superficiales. Si se considera kLa y C* constante durante el período de prueba en estado dinámico, la ecuación 2.30 puede ser integrada para obtener la siguiente expresión con C L en  función del tiempo (3): C L = C* - (C* - C 0 )  e (-kLa t)

(2.31)

Donde,   C 0: DO inicial para el liquido de prueba, en mg/L

Realizando una regresión no lineal a los resultados de las pruebas, se obtiene el mejor ajuste numérico de la concentración DO experimental versus tiempo,

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para la ecuación 2.31. De esta manera los valores de k La, C* y C o   se obtienen para cada prueba experimental de DO bajo ciertas condiciones específicas. Una vez determinado el k La  es posible calcular la tasa promedio de transferencia de oxígeno estándar (SOTR) y la eficiencia de aireación estándar (SAE). La SOTR es la masa de oxígeno transferida por unidad de tiempo bajo condiciones de: DO en el líquido de 0 mg/L, 20º C y presión de 1atm. El SAE es la masa de oxígeno transferida por unidad de tiempo en condiciones estándar por unidad de energía suministrada al sistema. Las unidades comúnmente empleadas para SOTR y SAE en la industria son libras de oxígeno transferidas por hora y libras de oxígeno por hora por caballo de fuerza, respectivamente. El suministro de energía para un sistema de aireación por difusión incluye la potencia del aireador además de la entrada de energía del eje si se usa el aireador mecánico.

Suposiciones y Limitaciones del Método Estándar ASCE de Transferencia de Masa de Oxígeno (3)

El uso de las ecuaciones 2.30 y 2.31 para caracterizar el proceso de transferencia de masa de oxígeno en sistemas de aireación mecánicos y de subsuperficie, incluye un gran número de suposiciones que simplifican el cálculo, las que en el momento de realizar un análisis real deben tenerse en

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cuenta. Las principales suposiciones usadas en el planteamiento de las ecuaciones 2.30 y 2.31 incluyen lo siguiente:

1. El líquido de prueba bajo aireación está completamente mezclado, (concentración DO uniforme a lo largo del estanque) en cualquier instante de tiempo durante el experimento. 2. El proceso de transferencia de masa de oxígeno esta basado en el aporte de oxigeno de la fase liquida, siendo la resistencia de la fase gaseosa ignorada. 3. La transferencia de masa de todos los componentes gaseosos diferentes al oxígeno (incluyendo nitrógeno y vapor de agua) tiene un impacto insignificante en el proceso de transferencia de masa de oxígeno y puede ser ignorada. 4. Un solo coeficiente

de transferencia de

masa puede describir

adecuadamente el proceso general de transferencia de oxígeno. 5. Un constante y único valor de C* se usa como valor de saturación, y se aplica a todo el estanque de aireación durante el período de prueba de reaireación en estado inestable.

La suposición de mezcla completa es una de las mas típicas de cumplirse debido a que cuando el DO es cercano a cero, y la tasa de transferencia de

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oxigeno es muy alta, las mediciones en distintos puntos del estanque suelen ser variables durante gran parte del período de prueba.

Las principales limitaciones implicadas en el uso de las ecuaciones 2.30 y 2.31, para el análisis en el proceso de transferencia de masa de oxígeno en sistemas de aireación por difusión y

superficiales, están relacionadas con las

suposiciones 4 y 5. Un solo coeficiente de transferencia de masa no puede describir adecuadamente el proceso total de transferencia de oxígeno y el equilibrio de DO para la transferencia de masa en esos sistemas depende de la profundidad del líquido (nivel de presión) y la concentración de oxígeno del gas introducido al sistema.

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CAPITULO 3. TRABAJO EXPERIMENTAL En el presente capítulo se abordará el trabajo realizado en el Laboratorio de Procesos Ambientales del Departamento de Ingeniería Geográfica, con el propósito de elaborar un protocolo con fines académicos, que presente la metodología a seguir en la determinación de parámetros cinéticos, los que contribuyen en la evaluación de la eficiencia en el diseño de las plantas de tratamiento de agua a escala real. Para dicha función se utilizó el reactor de flujo discontinuo (Batch) y el instrumental disponible en el laboratorio.

3.1 REACTOR BATCH Los reactores de carga secuencial (SBR o Sequencing Batch Reactors) (12), pertenecen a las tecnologías de lodos activados porque retienen por sedimentación, una alta densidad de células en su interior. Los SBR son simplemente reactores de llenado-vaciado, en contraste con los reactores continuos, que se conocen más, en los que el fluido a tratar entra y rebalsa simultáneamente.

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La realización de las pruebas en los estanques del SBR comprende los siguientes ciclos operacionales (12), que se ilustran en la figura 3.1: -

Llenado del reactor

-

Reacción

-

Sedimentación

-

Drenaje del efluente clarificado

-

Eliminación del lodo

Llenado del reactor. Los ciclos de tratamiento se inician con la recepción de las aguas residuales a tratar, y esta cantidad entrante corresponde al volumen de llenado del reactor. El llenado agrega sustrato al reactor y puede ser controlado por el volumen a llenar. Reacción. En esta etapa se completan las reacciones que se inician durante el llenado. Generalmente la reacción dura un tiempo equivalente al 35% del tiempo total del ciclo. Sedimentación. La sedimentación busca lograr la separación de los sólidos para obtener un sobrenadante clarificado que será drenado como efluente. Drenaje del sobrenadante. El objetivo de esta etapa es remover el agua clarificada del reactor. Eliminación del lodo. Existen dos variantes para realizar la eliminación, una de ellas es eliminar el lodo cuando se encuentra sedimentado, para lo cual se deben proveer bombas para succionar. La otra forma es eliminar el lodo con el

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reactor lleno y aireadores en funcionamiento. El volumen de lodo a descartar está regulado por la edad del lodo. Diagrama

Operación

Aireación

Agregar sustrato a Encendido/Apagado la biomasa

  Reacción

Encendido/Ciclo

Decantación

Apagado

Remoción efluente Apagado

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Remoción lodo

Encendido/Apagado

Figura 3.1 Ciclos Operacionales de un Reactor Batch (SBR)

3.1.1 VENTAJAS Y DESVENTAJAS DEL LODO ACTIVADO EN FLUJO BATCH (SRB)

Las principales ventajas y desventajas en el uso del reactor discontinuo (SRB) a escala real reportadas por la literatura son (12):

3.1.1.1 VENTAJAS

-

Alta calidad del efluente aún frente a grandes variaciones de carga

-

No es sensible a las variaciones del caudal afluente

-

No requiere decantadores primarios ni secundarios

-

Requiere una superficie reducida

-

No existen olores

-

Mejora la sedimentación al proveer condiciones perfectamente quietas

-

Reduce costos operacionales

-

Ahorra energía debido a los bajos requerimientos de oxígeno

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-

La biomasa se adapta bien a las fuertes variaciones de carga de DBO y grandes variaciones de flujo

-

No se necesita recircular el lodo

-

Este sistema puede ser operado para obtener nitrificación-desnitrificación y remoción de fósforo, sin adiciones químicas, incrementando simplemente la reacción mediante la aireación o aumentando el período anaerobio según sea el caso.

3.1.1.2 DESVENTAJAS

-

El nivel variable del agua en cada ciclo origina una gran pérdida de carga hidráulica a través del reactor.

-

Al inicio de la etapa de reacción aerobia se requiere una mayor tasa de transferencia de oxígeno que en los sistemas de flujo continuo.

-

En sistemas muy grandes, una desventaja es el uso de sofisticados sistemas de sensores y válvulas automáticas para controlar los tiempos y secuencias de las etapas y las dificultades para minimizar la descarga de espuma flotante o lodo sedimentado.

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3.2 EQUIPOS Y MATERIALES DE LABORATORIO Las experiencias fueron realizados por las alumnas memoristas en el Laboratorio de Procesos Ambientales del Departamento de Ingeniería Geográfica y en el laboratorio de la planta de tratamiento del aeropuerto. Los principales equipos y materiales utilizados fueron:

Ingreso de aire por manguera al reactor

Bomba de aire

Figura 3.2(a) Vista Frontal de los Reactores Batch

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Entrada de aire

Difusor poroso

 Figura 3.2 (b) Vista Lateral Reactor Batch

Reactor Batch: Se compone de cuatro estanques independientes de acrílico cuyas dimensiones son 6*13*40 (cm) que  alcanzan un volumen de 12.5 L en total. El reactor esta cimentado sobre una base del mismo material de dimensiones 32*20 (cm). (Figuras 3.2).

Cada estanque posee una llave en su parte inferior cuya finalidad es de vaciar o tomar muestras del contenido del estanque. El sistema de aireación esta conformado por una bomba de acuario marca COSMO que a través de mangueras conectadas en paralelo a los difusores, provee de aire a los estanques. Los difusores son unos cilindros porosos de 2.8 cm de diámetro y 4 cm de largo que proporcionan burbujas finas que mezclan y airean el contenido de los estanques.

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Medidor de oxigeno disuelto: Se determinó el nivel de DO con un instrumento portátil provisto de sonda, marca HANNA modelo HI9142

Bomba de aireación: Se usó una bomba de acuario marca COSMO, que provee de aire a los estanques a través de dos mangueras que se conectan en paralelo a los difusores presentes en la base de los estanques. Los difusores son cilindros porosos que proporcionan burbujas finas que mezclan y airean el contenido de los estanques.

Termómetro: Se usó un termómetro, formado por dos bulbos de diámetros diferentes encapsulados uno dentro del otro. El bulbo interno posee en su interior mercurio el que se contrae o dilata , y el bulbo externo posee las graduaciones para la lectura de la temperatura del agua según las variaciones del mercurio. La temperatura es esencial para la determinación del C*; valor utilizado en la mayoría de las pruebas de DO.

Balanza analítica: Equipo ARQUIMED AA-200. Para la prueba de sólidos se utilizó:

-

Papel filtro: Papel de microfibra 934-AH, de 47 mm de diámetro marca WHATMAN

-

Sistema de filtración al vacío

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-

Estufa secadora

-

Horno mufla

-

Recipiente metálico, matraz de aforo de 25 mL, pinzas, agua destilada, etc

Para la toma de muestra necesaria para determinar DQO se utilizó:

-

Pipeta de aforo de 2 mL

-

Tubos con solución para la digestión de C OD entre un rango de concentración de 0-1500 ppm, marca HACH. 

Reactivos utilizados sólo en la determinación del k La para desoxigenar el agua:

-

Bisulfito de sodio (Na2SO3)

-

Cloruro de cobalto hexahidratado (Cl2Co*6H2O).

Debido que se trabajó con afluente y reciclo, es importante mencionar que durante la realización y término de las pruebas, se contó con fuertes medidas de higiene, ya que las muestras contenían microorganismos dañinos propios del agua residual. Es por ese motivo que todos los instrumentos y zonas que tuvieron contacto con el agua de prueba fueron debidamente desinfectados. 

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3.3 TRABAJO EN LABORATORIO Las actividades efectuadas en el laboratorio se pueden resumir en los siguientes aspectos:

- Definición y caracterización del agua de prueba - Puesta en marcha del reactor Batch - Determinación de coeficientes de transferencia de oxígeno (con agua potable y afluente

pretratado)

- Determinación de parámetros cinéticos en el reactor

3.3.1 DEFINICIÓN Y CARACTERIZACIÓN DEL AGUA DE PRUEBA El agua utilizada se obtuvo de la Planta de Tratamiento de Agua del Aeropuerto de Santiago, a cargo de la empresa “Aguas y Riles”. Esta planta trata aproximadamente 1500 m3  /día de agua residual proveniente del aeropuerto y sus dependencias (13).

Las unidades de la planta han sido diseñadas para realizar el tratamiento biológico de lodos activados bajo la modalidad de aireación extendida, existiendo un estanque de bioselección, un estanque central de aireación, estanques laterales clarificadores provistos de reciclos, un estanque de

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decantación para el lodo, y un estanque del tipo pistón donde se realiza la desinfección del efluente tratado. Además de estanques para digestión aeróbica y espesamiento del lodo, y un filtro en banda que desagua al lodo (figura 3.3). La muestra de agua residual con la que se determinó el coeficiente de transferencia de oxígeno en los estanques del reactor, se tomó del afluente de la planta a la salida de la cámara de rejas. El afluente pretratado se caracteriza por presentar un color amarillento de olor amoniacal, con presencia de sólidos orgánicos coloidales. La toma y el transporte de las muestras se realizaron de forma tal, que no afectara las características propias del afluente. Para la determinación de los parámetros cinéticos se utilizó una muestra de reciclo, esto es, agua provista de biomasa (lodo biológico) y sustrato en menor concentración. La muestra se tomó a la salida del estanque clarificador, en una canaleta que conducía el reciclo nuevamente al estanque de bioselección. Para la obtención de los parámetros es necesario contar con la dilución del reciclo, para ello se utilizó afluente pretratado. La ventaja de utilizar el agua de esta planta radica en que el acceso a las instalaciones y manipulación del contenido de los estaques, es sencillo; además, el afluente contiene una gran concentración de materia orgánica, poca presencia de solventes, y en los estanques clarificadores se encuentra biomasa aclimatada a las características de esa agua residual.

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Figura 3.3 PTAS Aeropuerto Arturo Merino Benitez

3.3.2 PUESTA EN MARCHA DEL REACTOR

La puesta en marcha y operación del reactor utilizado, consiste en primera instancia en el reconocimiento de las partes (estanques, sistema de aireación, etc.), y de los ciclos operacionales necesarios de realizar. La alimentación o llenado del reactor se realiza en forma manual, por la parte superior del estanque que se encuentra abierta a la atmósfera.

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La reacción ocurre en forma independiente en cada estanque y esta directamente relacionada con el nivel de aireación que entrega la bomba (bajo /  alto). En el caso de la sedimentación, según la prueba a realizar es o no necesaria la visualización del sedimento.

Los últimos dos ciclos operacionales del reactor (drenaje del sobrenadante y eliminación del lodo), no se consideraron debido a que finalizada cada prueba, el agua era eliminada pues no era necesario trabajar con ellos (sobrenadante ni lodo). 

3.3.3 DETERMINACIÓN DE COEFICIENTES DE TRANSFERENCIA DE OXÍGENO

Siguiendo el método ASCE las pruebas se realizaron con agua potable, y afluente pretratado de la PTAS del aeropuerto. Para la desoxigenación se utilizaron bisulfito de sodio y cloruro de cobalto hexahidratado como catalizador, obteniéndose así un kLa para el sistema de aireación, operando con estos dos tipos de agua. Ambas pruebas se llevaron a cabo por separado.

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Procedimiento

1. Se carga cada estanque del reactor con un volumen definido de agua potable, para esta prueba el volumen conveniente se estipuló de dos litros; con respecto a la aireación la bomba se uso en modo bajo y alto.

2. Es conveniente en la prueba de medición de DO versus tiempo, airear el agua hasta llegar a nivel de saturación. Esto se realiza para obtener la máxima concentración de DO que es capaz de mantener el agua, con el fin de determinar la masa de bisulfito necesaria para la desoxigenación.

3. Siguiendo la metodología ASCE, se comienza la prueba con la desoxigenación del agua, la que se logra adicionando bisulfito de sodio (Na2SO3), de acuerdo a la siguiente relación estequiométrica:

7.9 mg Na2SO3 por cada mg/L DO, con un exceso del 40%

Como la máxima concentración de DO alcanzada en el agua potable fue de 9 ppm a 20º C, la masa de bisulfito utilizada resultó de:

(7.9 mg Na2SO3 * 9 mg/L DO) + (7.9 mg Na2SO3 * 9 mg/L DO) * 0.4 = 99.54 mg Na2SO3

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Para que el cobalto actúe como acelerador de la reacción de desoxigenación, debe encontrarse en una concentración de 1.5 mg/L en el agua a usar. Como el cobalto se encontraba como cloruro de cobalto hexahidratado, se procedió a realizar los cálculos necesarios para determinar la cantidad de compuesto a utilizar, el cálculo se realiza en función de los pesos atómicos de los elementos del compuesto. Cl = 35.5 g/mol H2O = 18 g/mol CoCl2 + 6 H2O = 237.93 g/mol Co = 58.93 g/mol

Mediante la siguiente relación se determina el porcentaje en peso del cobalto en el compuesto:

% peso de Co en CoCl 2 + 6H2O = 58.93 = 0.2476 = 24.76% 237.93

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Como la concentración de cobalto deseada en cada estanque es de 1.5 mg/L, y en cada estanque hay 2 L de agua, entonces la masa del compuesto necesaria para alcanzar una concentración de 3mg/L de cobalto se obtiene de la siguiente manera:

1 g CoCl2 + 6H2O ----- 0.2476 mg Co X

----- 3.0 mg Co

X = 12.11 mg de CoCl2 * 6H2O

Por lo tanto, en cada estanque se adicionaron 0.012 g del compuesto y 0.9954 g de Na2SO3. 

Determinadas las cantidades de reactivos necesarios para la desoxigenación del agua potable, cargado cada estanque con los dos litros respectivamente y medida la temperatura del agua, se vierten los reactivos agitando suavemente sólo para que ambos reaccionen. En este momento se inmersa la sonda que mide la concentración de DO. Se espera que la concentración de DO llegue a 0 mg/L, ese instante se considera como tiempo 0 y de ahí en adelante se enciende la bomba y se reairean los estanques, midiendo concentración de DO cada cierto tiempo. En el anexo se presentan las tablas de datos para tiempo versus DO (Protocolos Nº 3 y 5).

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A partir de los datos de DO versus tiempo obtenidos y de la ecuación de balance de masas para el reactor, es posible determinar k La. El planteamiento del balance es:

Q ⋅ Co − Q ⋅ C  + kLa (C * - C ) ⋅ V  =

d (V  ⋅ C ) dt 

(3.1)

Donde, Q: caudal del sistema Co: concentración afluente C: concentración efluente C*:  máxima concentración teórica de oxigeno saturado a la temperatura del agua en los estanques V : volumen  k La: coeficiente de transferencia de oxigeno

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Considerando:

1. Que no hay entrada ni salida de agua en el reactor los términos Q*Co y Q*C son iguales a cero.

2. Al ser el volumen constante durante toda la prueba, éste sale de la derivada adquiriendo un valor constante. Los volúmenes de la ecuación se simplifican.

De esta forma el balance queda:

d C

(3.2)

kLa (C * - C) =  d t

kLa ⋅ d t = 

d C

C*- C

/  ∫  

Resolviendo la integral para dt  entre t = 0 y t =T (tiempo donde el DO es má ximo) y para dC  entre Co = 0 y Co = C (máxima real DO en agua), bajo las siguientes condiciones: kL = constante, t = constante y C* = constante; la ecuación de balance queda: kLa ⋅ T = - ln (C * - C) + ln (C * - C)

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(3.3)

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Graficando ln (C* - C) versus tiempo, se obtiene una recta. El valor de C* según literatura a la temperatura de trabajo (20º C) es de 9 ppm. La pendiente del gráfico corresponde a k La. 

Además del agua potable, se utilizó afluente pretratado para realizar las mismas pruebas y determinar así el k La  para este tipo de agua. El procedimiento empleado es similar al utilizado con el agua potable, sin embargo sólo difiere en la cantidad de masa de bisulfito necesaria.

Como se mencionó anteriormente el agua en un comienzo fue sometida a una intensa aireación con el fin de conocer la máxima concentración de DO, para calcular la masa de bisulfito necesaria para la desoxigenación. En el caso del afluente, se pudo apreciar que el DO máximo alcanzado resultó ser inferior al del agua potable, obteniéndose un valor máximo de 8.2 ppm, mientras que en el agua potable se alcanzó una concentración de 9 ppm. Los datos se muestran en el Protocolo Nº 10 del anexo.

3.3.4 DETERMINACIÓN DE PARÁMETROS CINÉTICOS

Una vez calculados los coeficientes de transferencia de oxígeno para agua potable y afluente pretratado respectivamente, se comienzan las pruebas para determinar algunos parámetros cinéticos. Para ello se trabajó con reciclo

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(biomasa aclimatada y licor de mezcla provenientes del estanque clarificador), de la planta de tratamiento del aeropuerto, durante 24 horas ( ∆t = 1 día). Las muestras se tomaron de las canaletas que conducen al reciclo desde el estanque clarificador hasta la entrada del estanque de aireación, junto al afluente pretratado.

Las pruebas se realizaron en los cuatro estanques del reactor. Cada uno de ellos fue cargado con diferentes volúmenes de reciclo diluidos en afluente pretratado, debiéndose completar dos litros de dilución en cada estanque.

La distribución de reciclo y afluente en cada estanque fue:

•

Estanque 1: 2 L de reciclo puro

•

Estanque 2: 1.5 L de reciclo más 0.5 L de afluente

•

Estanque 3: 1 L de reciclo más 1 L de afluente

•

Estanque 4: 0.5 L de reciclo más 1.5 L de afluente

Antes de calcular los parámetros cinéticos se deben realizar otras actividades como:

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a) Caracterización de sólidos en t = 0 y t = 24 horas, para cada estanque con la dilución perfectamente mezclada:

El procedimiento para realizar la prueba de sólidos es el siguiente: 

1º se secan los papeles filtro (dentro de los recipientes metálicos), en una estufa de secado a 150º C por una hora. Luego se retiran de la estufa y se dejan en el desecador durante veinte minutos, posterior a eso, se pesa cada papel filtro registrándose el valor para cada estanque (Peso 1). 2º Una vez determinada la primera serie de pesos, se toma una muestra de 25 mL de la dilución presente en cada estanque y se filtra al vacío. Cada recipiente es llevado nuevamente a la estufa de secado a 150º C durante una hora. Se repite el procedimiento anterior y se obtiene la segunda serie de pesos para cada estanque respectivamente (Peso 2).

3º A continuación el recipiente es llevado a horno mufla a 550º C durante quince minutos. Luego se deja en la secadora veinte minutos y se procede a pesar por última vez, obteniéndose la tercera serie de pesos para cada estanque (Peso 3).

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4º Los sólidos suspendidos totales (SST) se calculan de la siguiente forma:

mg de SST = (Peso 2 – Peso 1) * 1000 / mL de muestra

(3.4)

5º Los sólidos suspendidos fijos (SSNV) se determinan de la siguiente forma:

mg de SSNV = (Peso 3 – Peso 1) * 1000 / mL de muestra

(3.5)

6º Los sólidos suspendidos volátiles (SSV) se calculan de la siguiente forma:

SSV = SST - SSNV

(3.6)

7º El porcentaje de volatilización se determina de la siguiente forma:

% V = SSV * 100 SST

(3.7)

De esta forma se han determinado SST, SSNV y SSV para cada dilución. Al inicio (t = 0 horas) y término de la prueba (t = 24 horas). Los resultados se muestran en los Protocolos Nº 12 y 13 del anexo.

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b) DQO:

El valor de la DQO es necesario de determinar al comienzo y término de la prueba, esto es en t = 0 horas y t = 24 horas. Es importante recalcar que los tubos con las muestras se enviaron a un laboratorio externo.

La muestra tomada corresponde a 2 mL del clarificado de cada estanque, esto es, dilución sobrenadante. Para conseguir el clarificado fue necesario dejar de airear el sistema para que se produjera la sedimentación. Los valores de DQO inicial y final para cada estanque se presentan en la tabla 3.1. Tabla 3.1 Valores de DQO Estanque

Contenido (L)

DQO inicial (mg/L)

DQO final (mg/L)

1

2 de reciclo puro

120

110

2

1.5 reciclo + 0.5 aflu

184.75

122.5

3

1.0 reciclo + 1.0 aflu

249.5

120

4

0.5 reciclo + 1.5 aflu

314.25

155

aflu: afluenteElaboración pretratado proveniente Referencia: Propia de la cámara de rejas

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Determinación de parámetros cinéticos: 

a)  Cálculo de k d  e Y: 

k d  e Y  son dos parámetros cinéticos que representan el coeficiente de muerte de biomasa y coeficiente de rendimiento de eliminación respectivamente. Para determinarlos es necesario recurrir al balance de masa que relaciona biomasa y sustrato dentro de un rector Batch. El balance conjunto es el siguiente:

dX 

= Y  ⋅

dt 

1 dX 

⋅

 X 

dS dt 

Y  dS

=

dt 

− kd  ⋅  X  / ⋅

⋅

 X  dt 

1

(3.8)

 X 

− kd   

Es posible aproximar la diferencial a un cambio ( ∆) de concentración dentro de un cierto intervalo de tiempo, fijado en días. De esta manera, al realizar la prueba durante 1 día, la ecuación anterior queda:

∆ X 

⋅

1

 Xprom ∆t 

=

Y 

⋅

∆S

∆t   Xprom

− kd 

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(3.9)

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Donde,  Xprom=

 Xo +  X 1

2

, representa el cambio en la concentración de

(3.10)

biomasa dentro del intervalo de tiempo de la prueba.

(3.11)

∆ X  =  X 1 −  Xo

(3.12)

∆S = S1 − So  

X: biomasa representada por el valor de SSV en cada estanque, en mg/L S: sustrato representado por el valor de DQO, en mg/L ∆

t : tiempo entre el inicio y el término de la prueba, en días

Y : rendimiento en eliminación de sustrato k d : coeficiente de muerte de biomasa, (días-1) Xo : corresponde al valor de SSV al comienzo de la prueba (t = 0 horas) (SSV i) X1: corresponde al valor de SSV al término de la prueba (t = 24 horas) (SSV f) So: corresponde al valor de DQO inicial (t = 0 horas) (DQOi) S1: corresponde al valor de DQO final (t = 24 horas) (DQOf) Graficando

∆X/Xprom  versus  ∆S/Xprom  se

obtiene una recta cuya pendiente

es Y , y el intercepto corresponde a k d.   

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CAPÍTULO 4. RESULTADOS EXPERIMENTALES Y  ANALISIS  

Para llegar a establecer el Protocolo Propuesto, con fines académicos que se estableció como principal objetivo para este trabajo, se debieron realizar una serie de experiencias y actividades descritas en el capítulo anterior. A cada prueba se le asignó un Protocolo, el que se estructura como planilla que presenta una tabla de datos y su respectivo gráfico. Los Protocolos han sido elaborados para cada día de trabajo en laboratorio, registrándose aproximadamente unos 25 Protocolos distintos. Por razones de espacio e importancia, en el anexo sólo se presentan algunos, los más relevantes a la hora de cumplir con los objetivos secundarios sobre determinación de coeficientes cinéticos y de transferencia de masa de oxígeno. Además, en las planillas se podrá encontrar la descripción del tipo de agua usada, temperatura, condición de aireación y datos necesarios para la realización de cada prueba, entre otros.

A continuación, se darán a conocer y analizarán los resultados obtenidos para las distintas pruebas realizadas.

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4.1 COEFICIENTE DE TRANSFERENCIA DE OXÍGENO (k La)   Como se mencionó anteriormente, este coeficiente fue determinado tanto para agua potable como para afluente pretratado, utilizando la bomba en los dos modos de funcionamiento (alto y bajo). Las tablas de DO versus tiempo se encuentran en los Protocolos Nº 3, 5, y 10 presentados en el anexo. Los gráficos resultantes según Protocolo son los siguientes:

Gráfico 4.1

Protocolo Nº 3 DO vs Tiempo 2,5

2

   ) 1,5    C      *    C    (   n 1    l

y = -0,1615x + 2,2999

0,5

0 0

2

4

6

8

10

12

tiempo (min)

 

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Gráfico 4.2

Protocolo Nº5 DO vs Tiempo 2,5 2,0    ) 1,5    C      *    C    (   n 1,0    l

y = -0,0613x + 1,9232

0,5 0,0 0

5

10

15

20

25

30

tiempo (min)

 

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Gráfico 4.3

Protocolo Nº 10 (Prueba 2) DO vs Tiempo 2,50 2,00 1,50 1,00

   )    C   - 0,50    *    C    ( 0,00    N    L 0

-0,50

y = -0,2259x + 2,1909

2

4

6

8

10

12

14

16

18

-1,00 -1,50 -2,00

tiempo (min)

 

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Gráfico 4.4 Protocolo Nº 10 (Prueba 1) DO vs Tiempo 2,5

2,0

y = -0,0755x + 2,0365

   C    )   - 1,5    *    C    (    N1,0    L

0,5

0,0 0

5

10

15

20

25

30

tiempo (min)

  En la siguiente tabla se presenta el resumen de la información obtenida a partir de los gráficos anteriores: Tabla 4.1 Valores De k La   Reactor Batch A Escala Laboratorio Gráfico

Tipo de agua

Valor de k La   (min-1)

Nivel de bomba

4.1

Agua potable

0.1615

Alto

4.2

Agua potable

0.0613

Bajo

4.3

Afluente pretratado

0.2259

Alto

4.4

Afluente pretratado

0.0755

Bajo

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Los valores de k La representan los niveles de transferencia de oxígeno de los aireadores a los estanques, siendo este valor representativo sólo para la transferencia gas-burbuja que sucede bajo la superficie del líquido.

La metodología empleada en la determinación de estos coeficientes, se basó en el estándar ASCE, el principal inconveniente de este método consiste en el uso de un modelo muy simplificado y poco realista de transferencia de masa de oxígeno, que es usado para describir maneras y tipos de sistemas de aireación (3). Este modelo simplificado lleva esencialmente a una caracterización completamente empírica del rendimiento del aireador que cobra significado bajo una serie exacta de condiciones operativas.

Para que el resultado sea más representativo de lo que sucede dentro del sistema, se debe considerar que existen dos zonas de transferencia de masa, la primera es la zona de transferencia de masa de dispersión gas-burbuja que existe debajo de la superficie del líquido en el estanque, y la segunda, es la zona de transferencia de masa que involucra la transferencia de oxígeno desde el aire atmosférico hacia la superficie líquida turbulenta del estanque de aireación (3).

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En cuanto a los valores obtenidos, se observa que la diferencia en transferencia de oxígeno para los estanques con agua potable y afluente no es muy significativa. Existe un leve aumento del valor de k La  para los estanques cargados con afluente, debido a que este valor depende de la diferencia entre (C*-C), diferencia que para el afluente, es mayor que para el agua potable.

Para lograr una mayor transferencia de masa de oxígeno hacia los reactores, se puede disminuir el tamaño de las burbujas utilizando otro tipo de difusor poroso. La disminución en el tamaño de la burbuja, contribuye a que el traspaso del gas se enfrente una menor resistencia de parte de las capas superficiales del líquido dentro del estanque. Además, las burbujas finas favorecen la turbulencia en el sistema, reduciendo el espesor de la capa líquida, disminuyendo con ello aún más la resistencia a la transferencia y a la dispersión del gas.

Además, el k La depende en cierta forma de la temperatura, debido a que está directamente influenciado por el valor que toma C*. Recuérdese que C* corresponde a la concentración de oxígeno saturado en los reactores y depende de la temperatura a la que se encuentra el líquido en cada estanque; su valor puede ser determinado recurriendo a literatura, entrando a tablas de oxígeno saturado con el valor de temperatura que posee el líquido en los estanques; o puede determinarse a través de la ley de Henry (2).

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4.2 SÓLIDOS SUSPENDIDOS Los sólidos se determinaron al principio y al final de la prueba de 24 horas. Las gráficas están ordenadas en tres categorías (SST, SSV y SSNV), siendo la de mayor importancia la de SSV (sólidos suspendidos volátiles), por representar la biomasa presente en los estanques. Los datos y resultados obtenidos en esta prueba se encuentran en los Protocolos Nº 12 y Nº 13, en el anexo.

Gráfico 4.5

Sólidos Suspendidos Totales 3000 2500    )    L    /   g   m    (    T    S    S

2000 1500 1000 500 0 E1

E2

E3

E4

Estanques

SSTi

SSTf

 

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Gráfico 4.6 

Sólidos Suspendidos Volátiles 2000 1800 1600 1400

   )    L    / 1200   g   m 1000    (    V    S    S

800 600 400 200 0 E1

E2

E3

E4

Estanques

SSVi

SSVf

 

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Gráfico 4.7 

Sólidos Suspendidos No Volátiles 1000 900 800 700    )    L 600    /   g   m    (

500

   V    N    S 400    S

300 200 100 0 E1

E2

Estanques

SSNVi

E3

E4

SSNVf

 

En esta serie de gráficos es posible apreciar que en la mayoría de los estanques fue posible una leve reducción de los SST, a pesar de que la prueba sólo tuvo una duración de 1 día. Para una mayor visualización de lo ocurrido, se entrega el análisis por estanque.

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E1: Se observa un notorio descenso de los SST entre el inicio y el término de la prueba, esto se debió a que el reciclo de este estanque no fue diluido con afluente pretratado, por lo que la gran cantidad de bacterias presentes en el reciclo, debieron consumirse entre ellas hasta llegar a un estado de equilibrio, esto se corrobora con la información del Gráfico Nº 4.6 sobre SSV, el cual muestra una fuerte reducción de la biomasa. Con respecto a los SSNV presentes al inicio de la prueba, se vieron degradados por la acción de las bacterias presentes en grandes cantidades en el reciclo. Los SSNV finales corresponden a sedimentos no biodegradables. El porcentaje de remoción para los tres tipos de sólidos muestreados fueron: 53.53% de remoción en SST, 50.41% de SSV y SSNV 59.75%.

E2: En este estanque hubo un incremento de los SST debido a que los SSV experimentaron un alza del 10.99%, lo que se explica por el echo de que este estanque contenía 0.5 L de afluente pretratado, lo que significa que la biomasa presente (bacterias) degradó el sustrato que contenía el afluente, transformándose este sustrato en nuevo tejido celular, aumentando por ende la biomasa. Este suceso se corrobora por el valor de los SSNV, que muestran un descenso del 6.67%.

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E3: En lo referido a los SST, no presentan una gran variación entre el inicio y término de la prueba; sin embargo existe una leve reducción. Los gráficos de SSV y SSNV demuestran que la composición de este estanque sufre algunos cambios, que lo hacen ser el más eficiente de entre los cuatro. Los SSV aumentan un 7.14% debido a la dilución efectuada (1:1), los SSNV sufren una remoción del 21.6%, lo que se explica como que el consumo de las bacterias fue tal que degradaron un 21.6% de SSNV, formando tejido celular sin aumentar el valor de SST. En este estanque se logró la mayor degradación de sustrato.

E4: Con los resultados obtenidos en este estanque se puede deducir que la dilución hecha (0.5 L de reciclo + 1.5 L de afluente), no es eficiente en la degradación de materia orgánica. Los SST tuvieron una remoción del 4%, lo que puede descomponerse en un descenso de los SSV de un 2.6%, y una degradación del 8.19 % de SSNV. A pesar de la gran cantidad de sustrato presente en este estanque, no se obtuvieron los porcentajes de remoción y/o síntesis de biomasa esperados, entre las razones que explican este echo se puede mencionar que, para tal concentración de sustrato, el tiempo de retención hidráulico fue demasiado reducido. Otra razón que puede explicar lo sucedido es la condición de aireación, quizás a mayor concentración de sustrato es necesario una mayor aireación.

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En general, la prueba de sólidos realizada demostró que la biomasa se encontraba perfectamente aclimatada al agua con que se trabajó, pues en los estanques bajo las condiciones en que se realizó la prueba, hubo un aumento en los SSV lo que denota síntesis de biomasa, y una disminución de los SSNV. Sin embargo, la biomasa presente en el reciclo se encuentra claramente en la etapa de decrecimiento, situación característica del proceso de lodos activados mediante aireación extendida. Lo que significa que la velocidad de muerte de las bacterias se iguala a la velocidad de consumo del sustrato y síntesis de tejido celular, por lo que a mayor cantidad de bacterias, menor será la degradación y crecimiento.

Hay que tener en cuenta que la temperatura del agua en cada estanque fue de 18º C, lo que implica que la velocidad de reacción de las bacterias en el sistema, estuvo directamente influenciada por esta temperatura. Es importante recalcar que, además de la temperatura se deben tener en cuenta otras condiciones que aumentan la eficiencia en la degradación de sustrato; estas son nivel de oxígeno y tiempo de retención hidráulico o celular, que para este reactor a escala laboratorio coinciden. Una mayor aireación y tiempo de retención, favorecen el crecimiento bacteriano.

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Para este reactor a escala laboratorio se puede concluir que el porcentaje de remoción de sustrato alcanzado en esta prueba de 24 horas fue del 24%. El bajo resultado fue claramente influenciado por el cuarto estanque, donde se observó que a mayor volumen de afluente por sobre el del reciclo, la remoción era deficiente.

4.3 DEMANDA QUÍMICA DE OXIGENO (DQO) El sustrato presente en cada estanque se ve representado por el valor de la DQO. Valor que se obtuvo de la muestra tomada del clarificado de la dilución hecha en cada estanque al comienzo y término de la prueba. Los valores de DQO registrados pueden encontrarse en el capítulo anterior, en la tabla 3.1, y en el Protocolo Nº 14 del anexo. Para resumir el resultado obtenido en cada estanque, se presenta la siguiente gráfica.

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Gráfico 4.8 DQO 350 300 250    )    L    /   g 200   m    (      O 150    Q    D

100 50 0 E1

E2

DQOi

E3

Estanques

E4

DQOf

 

Como puede apreciarse, existió remoción de sustrato en los cuatro estanques, siendo más notorio el descenso en los estanques 3 y 4. El análisis individual por estanque es el siguiente:

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E1: En este estanque existía sólo reciclo, como se mencionó en el capítulo anterior, el reciclo consta de licor de mezcla del estanque de aireación y biomasa aclimatada, la presencia de DQO implica que a pesar de que el reciclo proviene del estanque clarificador donde culmina el proceso biológico de tratamiento, de igual forma se encuentra un cierto nivel de sustrato. Por lo que se infiere que el efluente que sale del estanque clarificador posee aún sustrato, por supuesto que en menor concentración en comparación con el del afluente. Si se observa el gráfico se apreciará una disminución de sustrato del 8.3%, siendo este estanque el que menos sustrato removió debido a que habían bacterias que se auto consumieron y consumieron el sustrato orgánico presente en cantidades limitadas, quedando finalmente sustrato inorgánico no consumido. E2: La remoción por parte de las bacterias alcanzó un 33.7%. La dilución presente en este estanque de 1.5 L de reciclo y 0.5 L de afluente, al igual que en el estanque anterior nos demuestra una relación alimento-bacteria deficiente en comparación a la relación que se observó en los otros estanques (3 y 4), por lo que se concluye que el sustrato orgánico presente se encontraba en cantidad limitada, esto quiere decir que existían en el estanque más bacterias que alimento disponible para ellas. Degradándose nuevamente sólo lo orgánico, quedando la parte inorgánica del sustrato.

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E3: La relación 1:1 entre reciclo y afluente resultó la más eficiente a la hora de remoción. Al igual que en el estanque anterior, se aumentó la concentración de biomasa sin aumentar los SST lo que implica que este estanque fue el más eficiente de los cuatro. La remoción total de sustrato fue del 51.9%, en cuanto al SSNV considerado como sustrato inorgánico, se eliminó el 21.6%, siendo también la máxima degradación obtenida en el sistema. Al demostrarse la alta remoción del sustrato tanto orgánico como inorgánico, puede pensarse que en el litro de reciclo que contenía este estanque, se encontraba una mayor variedad de bacterias capaces de degradar todo tipo de sustrato. Además estas bacterias experimentaron un alza del 10.99% por lo que se asume que el alimento se encontraba en forma suficiente para alimentar y potenciar el crecimiento de la biomasa. E4: Por último, en este estanque al igual que en el anterior se logró una alta reducción de la DQO, alcanzándose un 50.67% de remoción. A pesar de encontrarse más alimento que masa bacteriana, en este estanque no se registró aumento de esta última, al contrario, se registró pérdida o muerte de bacterias. Hay que mencionar que DQO implica sustrato no sólo orgánico, si no que también el inorgánico, que no es degradado por las bacterias comunes presentes en el reciclo. Es por este motivo que la remoción no alcanza porcentajes muy altos. Para lograr una mayor eficiencia, se necesitaría la presencia de bacterias especificas que degradaran todo tipo de sustrato

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(biodegradable y no biodegradable), además de aumentar el tiempo de contacto dentro de los reactores.

4.4 PARÁMETROS CINÉTICOS 

Para el cálculo de los parámetros cinéticos, se utilizaron los datos obtenidos en la prueba de caracterización de sólidos hecha en t = 0 horas y t = 24 horas, para los estanques 2, 3 y 4; los datos del primer estanque no se consideraron debido a que sólo reflejaron el autoconsumo de las bacterias. El detalle de la información se encuentra en los Protocolos Nº 12, 13 y 14 del anexo.

A continuación, en las siguiente tabla se presenta el resumen de los datos necesarios para realizar la gráfica, de donde se deducen los distintos parámetros cinéticos.

Tabla 4.2 Datos Necesarios Para Determinar k d e Y   Reactor Batch A Escala Laboratorio X (mg/L)

S (mg/L) Xprom (mg/L)

∆

∆

1

-972

-10

2

164

3 4

Estanque

X/Xprom

S/Xprom

∆

∆

1442

-0.67406

-0.00693

-62.25

1574

0.10419

-0.03954

76

-129.5

1102

0.06896

-0.11751

-12

-159.25

550

-0.0218

-0.28954

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Gráfico 4.9 Protocolo Nº 16 kd e Y

-0,04

-0,02

0,00 0,00 -0,05

0,02

0,04

0,06

0,08

0,10

0,12

-0,10   m   o   r   p    X    D    /    S    D

-0,15 -0,20

y = 1,9662x - 0,2481

-0,25 -0,30 -0,35

DX/DXprom

  La tabla 4.3 registra el resumen de los valores obtenidos.

Tabla 4.3 Resumen de Parámetros Cinéticos Reactor Batch A Escala Laboratorio Parámetro Cinético

Valor

Unidades

k d  

0.2481

(d-1)

Y 

1.9662

Referencia: Elaboración Propia 

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En literatura (2) (7), se encuentran algunos valores de parámetros cinéticos deducidos para

aguas residuales domiciliarias, generadas bajo ciertas

condiciones ambientales y tratadas en un reactor continuo sin recirculación. En esta experiencia, a diferencia de lo mencionado en literatura, se usó un sistema compuesto por cuatro reactores Batch; esto implica que el procedimiento, balances de masas, manipulación, características de la biomasa, etc. difieren a los empleados en los reactores continuos. Por ello, la comparación de los resultados obtenidos no es recomendable.

Para este tipo de líquido de prueba -dilución entre afluente pretratado y reciclose obtuvo un coeficiente de descomposición endógena de 0.2481 (d -1), este valor se ve influenciado por el tipo de proceso de lodos activados que se utiliza en la PTAS del arrtopuerto, bajo modalidad de aireación extendida. La biomasa en este tipo de proceso

valores que representan el coeficiente de

descomposición endogena, kd, y la eficiencia en eliminación de sustrato, Y, característicos para este tipo de líquido.

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CAPÍTULO 5. PROTOCOLO PROPUESTO  En este capítulo se presenta el Protocolo elaborado con fines académicos, propuesto como guía de laboratorio, que contiene la base teórica y metodologías necesarias para la determinación de dos de los parámetros cinéticos que describen la reacción de degradación bacteriana.

DETERMINACIÓN DE PARÁMETROS CINÉTICOS EN REACTOR BATCH A ESCALA LABORATORIO

5.1 INTRODUCCIÓN Los modelos físicos de lodos activados a escala han sido utilizados para la realización de investigaciones en el diseño y operación de este tipo de tratamiento biológico. Varias plantas a escala real han presentado problemas de operación y funcionamiento, probablemente por un diseño inadecuado basado en parámetros no adaptados a las condiciones climáticas y ambientales del lugar, por ello ha surgido la idea de demostrar si los resultados obtenidos al trabajar con sistemas a escala laboratorio pueden ser utilizados para fines de diseño.

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5.2 OBJETIVO El presente laboratorio tiene por objetivo familiarizar al alumno con los fundamentos y procedimientos empleados durante la determinación de los parámetros cinéticos k d e Y .

5.3 BASE TEÓRICA

Cinética de crecimiento biológico  A fin de asegurar que los microorganismos crezcan, se les debe permitir que permanezcan en el sistema el tiempo suficiente bajo condiciones ambientales favorables. Este período depende de la tasa de crecimiento, la cual está en relación directa con la tasa a la que metabolizan o utilizan el residuo.

La tasa de crecimiento

para un cultivo de alimentación discontinua se

representa por:

dX = µ  X  dt 

(5.1)

Donde, –1 µ : representa la tasa de crecimiento específico en unidad de tiempo   X : concentración de microorganismos en unidad de masa / unidad de volumen

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dX : tasa de crecimiento bacteriano en unidad de masa / unidad de volumen * tiempo dt  Si uno de los elementos esenciales (sustrato o nutrientes) para el crecimiento estuvieran presentes en cantidades limitadas, el microorganismo cesaría su crecimiento y se agotaría. En cultivos dentro de reactores de alimentación continua se da esta situación de crecimiento limitado. El efecto de un sustrato o nutriente limitante puede definirse adecuadamente por medio de la expresión propuesta por Monod:

µ 

=  µ m

(5.2)

S  k s + S  

Donde, µ : tasa de crecimiento específico en unidad de

tiempo –1

µ m : tasa de crecimiento específico máxima en unidad de tiempo

 –1

 

S : concentración del sustrato limitante del crecimiento en unidad de masa /  unidad de volumen k s:  concentración de sustrato para la cual

µ  =

0.5  µ m, en unidad de masa / 

unidad de volumen.

En el sistema de cultivo de alimentación discontinua, una parte del sustrato se transforma en nuevas células y otra se oxida y da origen a productos finales inorgánicos y orgánicos. Dado que la cantidad de nuevas células producidas es

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la misma para un sustrato determinado, la relación entre el grado de utilización del sustrato y la tasa de crecimiento es: dX = - Y rsu   dt  

(5.3)

Donde, Y: coeficiente de rendimiento rsu:  tasa de utilización de sustrato en unidad de masa / unidad de volumen * tiempo

Reemplazando las ecuaciones 5.2 y 5.3 en 5.1 se obtiene: µ m ⋅  X  ⋅ S rsu = − Y  ⋅ (ks + S )

(5.4)

Si se sustituye el término µ m / Y  por k, definido como la tasa máxima de utilización del sustrato por unidad de masa de microorganismos, se obtiene: rsu = - k X S  k s + S 

(5.5) 

En los sistemas bacterianos utilizados en el tratamiento del agua residual, la distribución de edades de las células es tal que no todas las células del sistema están en la fase de crecimiento. Por lo tanto, la expresión de la tasa de crecimiento debe corregirse para tener en cuenta la energía necesaria para el

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mantenimiento celular. Otros factores que además deben considerarse son la muerte y depredación de las mismas bacterias. Estos procesos se conocen como descomposición endógena y se expresan de la siguiente manera: (5.6)

rd = - k d  X  Donde, rd : representa la descomposición endógena k d : coeficiente de descomposición endógena en unidad de tiempo  –1

Reemplazando la ecuación 5.6 en 5.4 y ordenando se obtiene la siguiente expresión para la tasa neta de crecimiento: dX ' dt 

dX ' dt 

=

µ m ⋅  X  ⋅ S ks + S

− kd  ⋅  X 

= −Y  ⋅ rsu − kd  ⋅  X 

(5.7)

(5.8)

Donde, dX ’: tasa neta de crecimiento bacteriano en unidad de masa / volumen *tiempo dt 

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Balances de masa de microorganismos y sustrato   Como forma de aplicar la cinética al crecimiento biológico, se considerará un proceso de tratamiento aerobio llevado a cabo en un reactor de mezcla completa sin recirculación.

El balance de masa de microorganismos en el reactor continuo es:

dX  dt 

V  = Q ⋅  Xo − Q ⋅  X  + V 

dX ' dt 

(5.11)

Donde, V: volumen del reactor Q: caudal en unidad de volumen / tiempo X 0:    concentración de microorganismos en el afluente en unidad de masa de SSV / unidad de volumen X : concentración de microorganismos en el reactor en unidad de masa de SSV /  unidad de volumen

Si se sustituye el valor de (dX’/dt) de la ecuación 5.7 en 5.11, el resultado es: ⎛ µ m ⋅  X  ⋅ S  ⎞ ⋅ V  = Q ⋅  Xo − Q ⋅  X  + V  ⋅ ⎜ − kd  ⋅ X  ⎟ dt  ⎝  ks + S  ⎠

dX 

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(5.12)

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Si se supone que la concentración de microorganismos en el afluente puede despreciarse, y que prevalecen las condiciones de estado estacionario (dX/dt) =  0 , la ecuación 5.12 puede simplificarse: Q V 

=

µ m ⋅ S ks + S

(5.13)

− kd 

El balance de masa para el sustrato es el siguiente: dS dt 

⎛ − k  ⋅  X  ⋅ S  ⎞ ⎟ ⋅ V  ⎝  ks + S  ⎠

V  = Q ⋅ So − Q ⋅ S + ⎜

(5.14)

En estado estacionario (dS/dt) = 0, la ecuación resultante es:

So − S − ϑ ⋅ k  ⋅  X  ⋅ S = 0 ks + S

(5.15)

Donde, θ  =

V/Q , tiempo de retención hidráulico en días

Determinación de parámetros cinéticos  Para determinar los coeficientes Y, k, k s  y k d , se usan reactores continuos y por lotes, sin recirculación a escala laboratorio o sistemas a escala de planta piloto. En la determinación de estos coeficientes, el procedimiento usual consiste en hacer funcionar los reactores dentro de un intervalo de concentraciones de

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sustrato del afluente, además de seleccionarse el tiempo de retención hidráulico. Utilizando los datos obtenidos en condiciones estacionarias, se pueden determinar los valores medios de  θ , S 0,  S, X  y r’su. Introduciendo la definición de rsu en la ecuación 5.15 se obtiene: So − S

rsu = −

=−

ϑ 

k  ⋅  X  ⋅ S ks + S

(5.16)

Dividiendo por X se obtiene:

k  ⋅ S ks + S

=

So − S

(5.17)

ϑ  ⋅  X 

La forma lineal de la ecuación 5.17, obtenida tomando su inversa, es:  X  ⋅ ϑ  So − S

=

ks 1

⋅

k  S

+

1 k 

(5.18)

Los valores de k s  y k  pueden determinarse representando gráficamente el término [X θ /(S    0-  S)]  respecto a (1/S). Los valores de Y  y de k d  pueden determinarse utilizando la siguiente ecuación: 1 ϑ 

=−

Y   X 

⋅ rsu − kd   

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(5.19)

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Representando (1/ θ )  respecto a (- rsu   / X ). La pendiente de la línea recta que pasa por los puntos correspondientes a los datos experimentales es igual a Y, y la ordenada en el origen es igual a k d. 

Determinación de parámetros cinéticos en reactor Batch:  La metodología anterior ha sido definida sólo para reactores continuos sin recirculación, por este motivo, al trabajar con reactores tipo Batch o discontinuos, la metodología debe redefinirse debido a que los balances de masa deben ser planteados de otra manera. En esta experiencia sólo se determinarán los parámetros cinéticos k d  e Y , los que representan el coeficiente de descomposición endógena y coeficiente de rendimiento en la eliminación de sustrato, respectivamente. Para determinarlos es necesario recurrir al balance de masa que relaciona biomasa y sustrato dentro de un reactor Batch. El balance conjunto es el siguiente:

dX  dt 

= Y  ⋅

1 dX   X 

⋅

dt 

dS

=

dt 

− kd  ⋅  X  / ⋅

Y  dS

⋅

 X  dt 

1  X 

(5.20)

− kd   

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La diferencial es sustituida por la diferencia entre los valores iniciales y finales de biomasa y sustrato respectivamente, Xprom  representa la concentración promedio de la biomasa dentro del intervalo∆t de la prueba. ∆ X 

⋅

1

 Xprom ∆t 

Graficando

=

Y 

⋅

∆S

∆t   Xprom

− kd 

∆X/Xprom versus ∆S/Xprom ,

(5.21)

se obtiene una recta cuya pendiente

es Y , y el intercepto corresponde a k d. 

5.4 MATERIALES Y EQUIPOS EQUIPOS:

-

Reactor Batch a escala laboratorio (incluye sistema de aireación y difusores)

-

Bomba de acuario

-

Balanza digital

-

Medidor de oxígeno disuelto

-

Sistema de filtración al vacío

-

Estufa de secado

-

Horno mufla

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MATERIALES:

-

Cápsulas de porcelana de 100 mL de volumen

-

Papel filtro 934-AH, 47 mm de diámetro

-

Pinzas

-

Desecadora

-

Matraz de aforo de 25 mL

-

Solución para digestión de C OD rango 0 – 1500 ppm

5.5 PROCEDIMIENTOS

La experiencia en general consiste en airear cada estanque durante mínimo 1 día. Por lo tanto, al inicio de la prueba esto es, tiempo 0 deberán determinarse sólidos y DQO. Hecha las mediciones antes mencionadas, se enciende el sistema de aireación. Al terminar la prueba, se suspende la aireación y nuevamente se determinan sólidos y DQO.

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a) Definición del agua de prueba: 

Es necesario contar con una dilución de afluente libre de sólidos gruesos, grasas y aceites, y reciclo es decir, licor mezclado provisto de biomasa, en cada estanque hasta completar un volumen de 2 Litros. En cada estanque deberá realizarse distintas diluciones, donde se mezclen afluente y reciclo en distintos volúmenes respectivamente. Se sugiere la siguiente dilución por estanque:

E1: 1.75 L de reciclo + 0.25 L de afluente E2: 1.5 L de reciclo + 0.5 L de afluente E3: 1 L de reciclo + 1 L de afluente E4: 0.5 L de reciclo + 1.5 L de afluente b) Caracterización de sólidos: 

La prueba de sólidos al inicio y término de la experiencia, deberá realizarse para cada estanque con la dilución perfectamente mezclada de la siguiente manera:

1º Se secan los papeles filtro (dentro de las cápsulas), en una estufa de secado a 150º C por una hora. Luego se retiran de la estufa y se dejan en el desecador durante veinte minutos, posterior a eso, se pesa cada papel filtro registrándose el valor para cada estanque (Peso 1).

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2º Una vez determinada la primera serie de pesos, se toma una muestra de 25 mL de la dilución presente en cada estanque y se filtra al vacío. Cada recipiente es llevado nuevamente a la estufa de secado a 150º C durante una hora. Se repite el procedimiento anterior y se obtiene la segunda serie de pesos para cada estanque respectivamente (Peso 2).

3º A continuación el recipiente es llevado a horno mufla a 550º C durante quince minutos. Luego se deja en la secadora veinte minutos y se procede a pesar por última vez, obteniéndose la tercera serie de pesos para cada estanque (Peso 3).

4º Los sólidos suspendidos totales (SST) se calculan de la siguiente forma: mg de SST = (Peso 2 – Peso 1) * 1000 / mL de muestra

5º Los sólidos suspendidos fijos (SSNV) se determinan de la siguiente forma:

mg de SSNV = (Peso 3 – Peso 1) * 1000 / mL de muestra

6º Los sólidos suspendidos volátiles (SSV) se calculan de la siguiente forma:

SSV = SST - SSNV

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7º El porcentaje de volatilización se determina de la siguiente forma:

% V = SSV * 100 SST c) Determinación de DQO: 

Es importante contar con este valor, es posible determinarlo a través de un digestor y espectrofotómetro, o en su defecto mandar la muestra a un laboratorio externo.

La muestra deberá tomarse del clarificado del sobrenadante de la dilución hecha en cada estanque. El volumen pipeteado recomendado es de 2 mL, este volumen deberá ser evacuado en los tubos especiales para determinar DQO que contienen una solución para la digestión en un rango de entre 0 y 1500 ppm.

El valor de DQO inicial para cada dilución, debe considerarse como la suma entre la DQO inicial del afluente y del reciclo. Así por ejemplo, si para la primera dilución (estanque 1) existe 1.75 L de afluente y 0.25 L de reciclo, la DQO inicial para dicho estanque será de:

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DQO inicial estanque 1 = DQO afluente * 1.75 + DQO reciclo * 0.25

d) Cálculo de k d  eY:  

Del balance de masa para sustrato y biomasa en reactor de tipo Batch (ecuación 5.21), se desprende para: ∆ X  ⋅ 1 = Y  ⋅ ∆S − kd     Xprom ∆t  ∆t   Xprom

Donde,  Xprom=

 Xo +  X 1

2

 

∆ X  =  X 1 −  Xo  

∆S = S1 − So   ∆t para

realizar la prueba se recomienda de 1 día, por lo tanto, ∆t = 1 (d) 

Con, ∆t : tiempo entre el inicio y el término de la prueba, en días

Xo: corresponde al valor de SSV al comienzo de la prueba X1: corresponde al valor de SSV al término de la prueba So: corresponde al valor de DQO inicial S1: corresponde al valor de DQO final

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5.6 INFORME DE RESULTADOS 1) Reportar los valores iniciales y finales para:

-

Sólidos totales

-

Sólidos suspendidos volátiles

-

Sólidos suspendidos no volátiles

-

DQO

2) A partir de los cálculos anteriores complete la siguiente tabla:

∆X   Estanque (mg/L) 1 2 3 4

∆S  

Xprom   (mg/L)

∆X/Xprom  ∆S/Xprom 

(mg/L)

3) Realice el gráfico correspondiente y deduzca el valor de los coeficientes k d   e Y  

4) Responda a partir de los resultados obtenidos: •

¿Qué características poseía el afluente?

•

¿Qué porcentajes en remoción se obtuvieron al finalizar la prueba?

•

¿En qué etapa de la curva de crecimiento se encontraba la biomasa?

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CAPÍTULO 6. CONCLUSIONES   El trabajo experimental realizado, constituye la implementación de una experiencia del tipo ensayo de tratamiento, realizada en el Laboratorio de Procesos Ambientales del Departamento de Ingeniería Geográfica. Básicamente, el trabajo consistió en un breve estudio de la cinética bacteriana, bajo el contexto general de poner en marcha y operar el reactor Discontinuo a escala laboratorio; principal objetivo de esta memoria.

La puesta en marcha y operación del reactor se refiere al reconocimiento de las partes que integran el sistema, la determinación de la capacidad de aireación y el estudio durante un cierto tiempo, del comportamiento de la biomasa bajo ciertas condiciones como cantidad de sustrato y nivel de aireación.

Se desarrollaron principalmente tres actividades en el reactor Batch: determinación de la capacidad de aireación para el sistema, mediante el cálculo del coeficiente de transferencia de masa de oxígeno; caracterización de sólidos y determinación de DQO, con los cuales se estudió el comportamiento de la biomasa frente al sustrato; y determinación de dos de los parámetros cinéticos, cuya metodología se estableció como guía de laboratorio para futuros usuarios del Laboratorio de Procesos.

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El líquido de prueba con que se trabajó fue agua potable y una mezcla entre afluente pretratado (líquido residual proveniente del aeropuerto internacional de Santiago y sus dependencias, el cual se encuentra libre de grasas, sólidos gruesos y aceites, recolectado directamente del estanque de bioselección de la PTAS), y reciclo. El reciclo corresponde a licor de mezcla sacado del estanque clarificador de la PTA del aeropuerto, provisto de una cierta cantidad de biomasa aclimatada y sustrato en menor concentración.

En cuanto a las actividades que se realizaron se puede concluir lo siguiente:

•

La capacidad de aireación suministrada por la bomba de acuario, mangueras conductoras de aire y difusores porosos, se tradujo en un coeficiente de transferencia de masa de oxígeno levemente mayor para afluente que para agua potable. Un difusor poroso tiene la peculiaridad de aportar burbujas más finas, con lo que la mezcla del contenido de los estanques y la turbulencia generada, reducen el espesor de la capa líquida disminuyéndose la resistencia a la transferencia, favoreciendo la dispersión del aire dentro de los estanques. La levemente mayor transferencia de oxígeno lograda en el afluente se debe a que el k La depende del valor que adquiera la diferencia entre (C*-C), siendo para el caso del afluente, esta diferencia mayor a la del agua potable.

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•

La DQO del afluente resultó ser de 379 mg/L. Si se compara este valor con los típicos para aguas servidas de origen domiciliario (rango 250-1000 mg/L) (2), se puede afirmar de que el afluente que trata la PTAS del aeropuerto internacional tiene características de líquido residual domiciliario, con un contenido de materia orgánica de valor medio-bajo, y bajo contenido inorgánico; por lo que el proceso de lodos activados mediante aireación extendida es el sistema más eficiente para tratar este tipo de agua residual.

•

En la prueba de aireación realizada durante 24 horas, se observó un comportamiento de la biomasa distinto para cada estanque. Sin embargo, en general, esta biomasa se encontraba claramente en la fase de decrecimiento, característica principal del proceso de lodos activados aplicando aireación extendida. La representación de este hecho se refleja en los resultados obtenidos en los estanques 2, 3 y 4; donde la velocidad de muerte bacteriana se igualó a la de crecimiento.

•

A pesar de lo anterior, de igual forma se logró remoción de SST, SSNV y DQO; y un leve aumento de SSV, parámetro utilizado para cuantificar la biomasa. Los porcentajes de remoción considerando los cuatro estanques, dependieron directamente de las proporciones en que se encontraba la

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biomasa y el sustrato, pues las otras variables como caudal de aire, temperatura y pH eran iguales para cada estanque.

•

Con respecto al valor de los parámetros cinéticos obtenidos, éstos son válidos sólo para este tipo de líquido de prueba (residual domiciliario con baja carga organica e inorganica), bajo las condiciones en que se operaron los estanques discontinuos y procedimientos realizados en los cálculos.

•

La determinación de todos los parámetros cinéticos pudo haberse realizado en el estanque continuo a escala laboratorio, disponible también en el Laboratorio de Procesos Ambientales del Departamento; sin embargo, para ello es necesario aclimatar la biomasa al agua residual de prueba. El período de aclimatación dependiendo del agua servida con que se trabaje oscila entre 3 a 8 meses (7), período que por defecto es muy extenso. Por este motivo, se trabajó con biomasa ya aclimatada, reduciéndose considerablemente el tiempo de espera para realizar las experiencias.

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CAPÍTULO 7. BIBLIOGRAFÍA  (1) Informe de Gestión del Sector Sanitario, Superintendencia de Servicios Sanitarios (SISS) 2000 y 2001. (2) Metcalf y Eddy, “Ingeniería Sanitaria”, Editorial Mc Graw-Hill, 1995. (3) John R. Mc Whirter, Joseph C. Hutter, “Improved Oxigen Mass Transfer Modeling for Diffused/Subsurface Aeration System”, AICHE Journal, Vol 35 Nº 9, September 1989, pp. 1527-1534.  (4) Brock, “Biología de los Microorganismos”, 8va Edición, Editorial Prentice Hall, 1999. (5) John R. McWhirter, Jia-Ming Chern and Joseph C. Hutter, “Oxigen Mass Transfer Fundamentals of Surface Aerators”, Ind. Engineering Chemical Res, Vol 34 Nº 8, July 1995, pp. 2644-2654. (6) Ramalho RS,“Tratamiento de Aguas Residuales”, 2º Edición, Editorial Reverté, Barcelona España, 1993. (7) Carolina Finamore, “Constantes Cinéticas en un Sistema de Lodos Activados a Escala Laboratorio”, XXVII Congreso Interamericano de Ingeniería Sanitaria y Ambiental, ABES Asociación Brasilera de Ingeniería Sanitaria y Ambiental, Paper I-190, 1999. (8) Ronzano E. y Dapena JL., “Tratamiento Biológico de las Aguas Residuales”, Ediciones Diaz de Santos, Editorial Pridesa, Madrid España, 1995. (9) Jorge Rebolledo P., “Aspectos Prácticos de la Operación y Puesta en Marcha de una Planta de Tratamiento de Residuos Industriales Líquidos”, Memoria de Título, Facultad de Ingeniería, Departamento de Ingeniería Geográfica. Universidad de Santiago de Chile, 2000. (10) Jorge Maturana y Eduardo Medina, “Tratamiento de Aguas Servidas Domésticas en un Reactor de Lodos Activados en Flujo Batch”, Memoria de Título, Facultad de Ingeniería, Departamento de Ingeniería Geográfica. Universidad de Santiago de Chile, 2001. (11) Ardern, E. Y Lockett, W., “Experiments on the Oxidation of Sewage without the Aid of Filters”, J. Soc. Chem, Ind., Vol.33, pp 523-1122, 1914.

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(12) “Evaluación de un Reactor Discontinuo Tratando Aguas Residuales Municipales”, Instituto de Ingeniería, Editorial Universitaria, 4510 México. (13) Quiroz M. “Simulación Dinámica Aplicada a Sistemas de Tratamiento Biológico de Aguas Servidas”, Memoria de Título, Facultad de Ingeniería, Departamento de Ingeniería Geográfica. Universidad de Santiago de Chile, 2001.

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ANEXOS - ANEXO I. GLOSARIO - ANEXO II. PROTOCOLO “LOS ANEXOS SE ENCUENTRAN EN TESIS IMPRESA”

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