I. INTRODUCCIÓN

Las plantas de tratamiento de aguas residuales juegan un papel fundamental en el ciclo del agua, produciendo un efluente líquido de una calidad adecuada para ser devuelto a la superficie natural, logrando un impacto mínimo en el medio ambiente y en la salud de las personas (Courtens et. al., 2014), (Méndez et. al., 2004), (Abzazou et. al., 2015).

En los procesos de depuración de aguas residuales, los tratamientos biológicos se convierten en una alternativa de gran importancia. Su aplicación se fundamenta en la capacidad de los microorganismos para eliminar por digestión y descomposición la materia orgánica biodegradable presente en aguas residuales (Behling et. al., 2003). Algunos de los procesos biológicos novedosos existentes son los contactores biológicos rotatorios (CBR) (Demergasso et. al., 2000).

Estos sistemas surgen como una alternativa para el tratamiento de efluentes de aguas residuales domésticas o industriales en plantas que operan en varias partes del mundo (Wef & Rin, 2005), (Gonzalez-Martinez et. al. 2011), (Courtens et. al. 2014). Son procesos biológicos aerobios que requieren contacto constante con el agua residual, la biomasa y el oxígeno del aire. la importancia del CBR radica en que son una opción viable de tratamiento a la vez que han superado los problemas operacionales en comunidades de menor población (Martín-Cereceda et. al., 2001). Hassard et. al. (2015) consideran al sistema CBR como una tecnología ideal para procesos híbridos de obras que maximiza la eficiencia de la infraestructura existente y minimiza el consumo de energía para la eliminación de nutrientes.

Para el dimensionamiento de un reactor biológico de aguas residuales se necesita conocer; la cinética de la reacción que gobierna el proceso de tratamiento, la caracterización del efluente a tratar, las condiciones ambientales locales, la capacidad de producción, los requerimientos del proceso de tratamiento y las características y volúmenes de los productos generados (Massieu, 2008). También debe considerarse como un factor influyente los costos de construcción y el mantenimiento del reactor (Díaz, 2003).

Los modelos cinéticos describen las velocidades a la cual las reacciones químicas y bioquímicas se desarrollan en diferentes condiciones. Hay cuatro factores que influyen mayormente en la velocidad de bioconversión; los microorganismos, cantidad de sustrato (composición y tamaño de partícula), macronutrientes, micronutrientes y condiciones ambientales (Demergasso et. al., 2016).

El presente trabajo evaluó el rendimiento de una planta piloto de CBR; se estableció un protocolo de mediciones y control del agua residual, y en base a los datos obtenidos validar el sistema de tratamiento tipo reactor discontinuo; mediante la estructuración, formulación y homologación de un modelo matemático, basado en expresiones cinéticas del tratamiento biológico.

II. DESARROLLO

1. Metodología

1.1 Descripción del ensayo experimental

El sistema CBR estuvo conformado por un reactor de cuatro etapas separadas con una distancia de 40 cm, con un total de 47 biodiscos con diámetro de 20cm y separados entre sí 1cm, los mismos que giran sobre un eje horizontal, sumergidos aproximadamente un 40% en el efluente del tratamiento (Courtens et. al. (2014), además de un motor para dar un movimiento giratorio a los discos (2 rpm). Durante el tiempo ensayado se generó sobre las paredes la película bilógica que alcanzó aproximadamente 2 mm de espesor.

Figura 1
Prototipo construido

1.2 Operación y seguimiento

Se estableció un protocolo de seguimiento de la planta experimental durante 40 días como se indica en la Figura 2. Las determinaciones en los puntos 1, 2 y 3 fueron los parámetros: nitratos, nitritos, cloro, conductividad, turbidez sedimentabilidad y de DBO, los mismos que fueron medidos diariamente, siguiendo los métodos establecidos del Standart Methods of Water and Wastewater (Clesceri et. al., 1999).

Figura 2
Protocolo de seguimiento a la planta experimental.

1.3 Modelación de los procesos biológicos en la planta experimental

En las Figuras 3 y 4 se muestran los procesos biológicos tomados en cuenta para la modelación. Mientras que en la Tabla 2 se presenta la notación matricial planteada para el reactor biológico con base a los procesos metabólicos de las bacterias.

1.4 Componentes

• - SO2: Oxígeno disuelto, participa en los procesos aerobios, expresada como mgN/L.

  - SNH4: Nitrógeno amoniacal, su participación en este modelo es principalmente como nutriente, expresada como mgN/L.

  - SNO3: Nitrógeno oxidado, nitrato, importante como aceptor de electrones en condiciones anóxicas, expresada como mgN/L.

  - SS: Materia orgánica soluble biodegradable expresada como DQO, mg O2/L

  - XH: Microorganismos heterótrofos expresados como DQO, mg O2/L

  - XAUT: Microorganismos autótrofos expresados como DQO, mg O2/L

  - XI: Materia orgánica suspendida no biodegradable expresada como DQO, mg O2/L

  - XS: Materia orgánica suspendida biodegradable expresada como DQO, mg O2/L

Figura 3
Metabolismo de las Bacterias Heterótrofas

· Rendimiento. Biomasa formada por unidad de materia orgánica consumida

· Fracción de Xi generada por unidad de biomasa

Figura 4
Metabolismo de las Bacterias Autótrofas

· Rendimiento. Biomasa formada por unidad de amonio nitrificado

· Fracción de Xi generada por unidad de biomasa

Los procesos que se modelan se explican a continuación, siguiendo el modelo ASM1 (Lopez-Vasquez et. al., 2017):

• Hidrólisis: consiste en la transformación de moléculas de gran tamaño en moléculas pequeñas mediante la acción de enzimas extracelulares producidas por los microorganismos. Tiene lugar la hidrólisis tanto de la materia particulada como de la disuelta.

  Crecimiento aerobio de las heterótrofas: Se considera que sólo el sustrato soluble (Ss) interviene en el crecimiento de los heterótrofos. El sustrato suspendido (Xs) debe sufrir una hidrólisis a Ss y ser utilizado por los microorganismos para su crecimiento. Este proceso es el que más contribuye en la remoción de DQO, producción de biomasa nueva y demanda de oxígeno. El nitrógeno amoniacal se consume en el proceso de crecimiento por su incorporación en las células mientras que cambia también la alcalinidad.

  Crecimiento anóxico de las heterótrofas: En la ausencia de oxígeno, los organismos heterótrofos son capaces de utilizar los nitratos como aceptor terminal de electrones con Ss como sustrato. El proceso resulta en una producción suplementaria de biomasa heterótrofa y de nitrógeno gaseoso (desnitrificación). El último resulta de la reducción de los nitratos con su cambio subsecuente en la alcalinidad.

  Crecimiento aerobio de las autótrofas: El amoniaco se oxida en nitratos vía un proceso de nitrificación a etapa única, resultando en la producción de biomasa autótrofa nueva y un consumo adicional de oxígeno. El amoniaco se incorpora también en las células. El proceso tiene un efecto marcado en el balance de alcalinidad y en el consumo de O2 mientras que la contribución en la formación de lodo es pequeña debido que la tasa de crecimiento de los autótrofos es muy baja.

  Desaparición de Biomasa (Decay): Esta desaparición engloba el consumo de biomasa debido por mantenimiento, predación y; muerte y lisis.

Los parámetros estequiométricos mostrados en la tabla anterior se definen según lo siguiente:

• YH Rendimiento de producción de biomasa

  μH Tasa máxima de crecimiento de las bacterias heterótrofas

  bH Constante de velocidad de lisis de

  Fxi Fracción de Xi generada en la lisis de los microorganismos

  μA Velocidad máxima de crecimiento de las bacterias autótrofas

  YA Coeficiente estequiométrico de generación de microorganismos autótrofos

  iNBM Contenido de nitrógeno en los microorganismos

  iNXs Contenido de nitrógeno en la materia orgánica particulada reactiva

  iNXI Contenido de nitrógeno en la materia orgánica particulada inerte

1.5 Procesos y cinéticas de reacción

En la Tabla 2 se muestra las cinéticas respectivas de los procesos tomados en cuenta en el modelamiento.

Las constantes de semisaturación que se muestran en la tabla anterior se definen según lo siguiente:

• KS Constante de semisaturación para el consumo de sustrato

  KSO2 Constante de semisaturación para el oxígeno tanto autótrofas como heterótrofas

  KNH4 Constante de semisaturación para el amonio cuando este se comporta como nutriente

  KNO3 Constante de semisaturación para el nitrato en el proceso de desnitrificación, vía nitrato

1.6 Aplicación del modelo para el ensayo experimental, en condición de reactor discontinuo

Donde:

Resolviendo mediante el método numérico de Euler, en este caso para conocer la variación del crecimiento de las bacterias heterótrofas:

2. Resultados y Discusión

En la Tabla 3 se muestran los valores medios y su desviación estándar de los parámetros analizados a la salida del CBR:

El pH es un factor muy importante en los procesos de transformación química y biológica por lo tanto es fundamental seguir su comportamiento con respecto al tiempo (Romero, 2008). Se observa que el pH en el agua cruda de entrada, es muy variable mientras que los valores en el resto de etapas se mantienen muy constantes, por lo que se puede concluir que en cada etapa el medio se va adaptando, manteniendo un sistema amortiguador de pH para el buen desarrollo de los microorganismos, permitiendo de este modo que el medio no se vea afectado por variaciones bruscas del pH del agua de alimentación. Similar comportamiento reportan los estudios realizados por Santos y Oliveira (2011) en el tratamiento de aguas residuales porcinas realizadas en un reactor discontinuo secuencial anaeróbico-aeróbico, donde se determina que el pH durante el tratamiento biológico se estabiliza.

Referente a la Demanda Química de Oxígeno se puede observar que se reduce de una forma progresiva durante el periodo de experimentación. Se determinó la eficiencia del tratamiento, siendo del 86% aproximadamente (Tabla 3). Otros estudios como Najafpour et. al. (2005) determinaron una eliminación del 91% de DBO en un experimento discontinuo CBR, después de 5 días, y del 88 % para un TRH de 55 h. Mientras que Abdel-Kader et. al. (2013) determinaron eficiencias de tratamiento entre el 93.0% y 96.0% para la eliminación de la DBO y entre el 84.0% y 95.0% para la eliminación de TSS (sólidos suspendidos totales). Y Kadu et al., (2013) establecieron una remoción del 80% de DQO, durante 20 días de tratamiento.

La conductividad disminuye relativamente por cada 2 o 3 semanas; esto quiere decir que la concentración de solidos disueltos ha disminuido, pues la conductividad se relaciona directamente con la cantidad de sólidos disueltos, principalmente a la presencia de sales disueltas en la muestra.

Mediante el planteamiento y aplicación del modelo cinético biológico, se observa en la Figura 5 como la DBO soluble va disminuyendo notablemente, lo que indica que la velocidad de degradación de la materia orgánica biodegradable presente en el agua residual incrementa considerablemente desde el día 0 hasta la primera semana, para luego decaer a través de los días restantes.

De igual forma la presencia de nutrientes se eliminarán por nitrificación o conversión del nitrógeno orgánico y amoniacal a nitritos y nitratos los cuales requieren de oxígeno, se observa como dichos nutrientes irán disminuyendo su concentración en especial el nitrógeno amoniacal por acción del crecimiento de biomasa; por otro lado el modelo también establece la presencia del nitrógeno gas el cual como se observa, por el proceso de desnitrificación que se está modelando, el nitrógeno gas empieza a generarse.

Figura 5.
Comportamiento de las concentraciones de los parámetros DBO soluble (mg O2/L), Amonio y Nitritos (mg N/L) en el CBR, según el planteamiento matemático del modelo.

En la Figura 6 se observa que la materia orgánica lentamente biodegradable o también llamada suspendida desciende drásticamente en la semana dos, esto debido al proceso de hidrolisis; luego en el transcurso de los días esta materia orgánica es eliminada del sistema, según el modelo se requiere alrededor de dos semanas para eliminar por completo la materia orgánica.

El modelo además establece que la concentración de la materia orgánica soluble fue eliminada más rápido del sistema que la materia orgánica suspendida. En cuanto a la biomasa, esta crece específicamente hasta la primera semana luego permanece estable debido a la proporción que se producen entre el crecimiento y el decaimiento celular.

Figura 6
Comparación del consumo de la materia orgánica suspendida y el desarrollo de las bacterias heterótrofas y autótrofas (mg O2/L)

Finalmente se realizó una comparación entre la DQO medida de forma experimental en el reactor CBR y la obtenida mediante el modelo; se observa que el modelamiento matemático muestra de manera próxima la representatividad de la planta piloto, lo que fue evidenciado con los valores obtenidos teórica y experimentalmente (Figura 7).

En la figura 7, para el ajuste se utilizó el valor de YH=0,767 gVSS/gDQO; es decir el rendimiento de biomasa por unidad de materia orgánica consumida, donde K (coeficiente de degradación de M.O)=0,056/d fue tomado del modelo experimental. Akhbari, et. al. (2012) encontraron valores para el rendimiento de crecimiento igual a 0.712 gVSS/gDQO y un coeficiente de degradación de 0.008 /d en una planta piloto CBR. Se establece por lo tanto que el modelo de Monod es apropiado para describir el bioproceso del sistema de fangos activados por CBR, obteniendo un coeficiente de determinación del 0.85, Akhbari, et. al. (2012) obtienen un coeficiente de determinación del 0. 79

Figura 7
Variación de la concentraciones de materia orgánica (Xs; mg O₂/) con el modelo matemático vs. datos experimentales

III. CONCLUSIONES

Con base al trabajo realizado se concluye que el sistema de tratamiento biológico con la ayuda del CBR es eficaz. Siendo una propuesta tecnológica válida para el tratamiento de aguas residuales urbanas, en este caso generadas en la ciudad de Cuenca, puesto que los resultados muestran buenos rendimientos en la remoción de contaminantes orgánicos. Para realizar el diseño con una remoción de DQO del 90% se trabajó con CBR de 4 etapas demostrando una eficacia experimental del 86% de remoción.

Se comparó los resultados experimentales con el modelo teórico para definir el comportamiento de degradación de materia orgánica y se obtuvo un resultado comparable entre ambos procesos, se realizó un ajuste estadístico de los 2 modelos siendo las tendencias similares. Se probó un ajustes exponencial obteniendo un valor k (coeficiente de degradación de la materia orgánica) igual a 0.102 y con un R2 de 0.85 y 0.97 en el modelo teórico y experimental respectivamente.

El planteamiento del modelo es por lo tanto válido para simular el comportamiento de un reactor CBR, a nivel de laboratorio, un trabajo futuro será escalar el trabajo hacia una planta piloto.

IV. REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS

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Notas de autor

pduque@ups.edu.ec