programa educativo: ingeniería ambiental tesis

UNIVERSIDAD VERACRUZANA
FACULTAD DE CIENCIAS QUÍMICAS
ZONA XALAPA
PROGRAMA EDUCATIVO:
INGENIERÍA AMBIENTAL
“APLICACIÓN DE UN FILTRO ANAEROBIO PARA TRATAMIENTO DEL
AGUA RESIDUAL DE UN CENTRO DE INVESTIGACIÓN”
TESIS
Que para acreditar la Experiencia Educativa:
Experiencia Recepcional
P r e s e n t a:
MARÍA ISABEL GARCÍA PÉREZ
Directora de tesis:
Dra. Ma. Teresa Leal Ascencio
Co-Director de tesis:
Dr. Eduardo Castillo González
Xalapa, Ver., Julio 2015
DEDICATORIA
Para ti, mamá.
El concluir esta etapa de mi vida es
un logro para ambas, pero más tuyo.
Te amo inmensamente.
A mis hermanas Gabriela y Carolina.
Por estar conmigo día a día. Soy la
más afortunada por tenerlas.
A Carly, Geovanni, Clara, Luisita,
Chelin y Mario, por ser todos mis
más entrañables amigos.
ii
AGRADECIMIENTOS
Gracias a Dios por permitirme llegar a esta etapa de mi vida y darme la fuerza e
inteligencia para concluirla.
A María del Pilar Pérez Gamboa, por ser la mejor mamá del mundo porque sin ella
no podría haber llegado a ningún lugar. Su amor, apoyo y consejos han sido
fundamentales en mi vida.
A la Dra. Ma. Teresa Leal Ascencio, por las enseñanzas y los consejos para
realizar este trabajo. Por ser la mejor maestra que tuve a lo largo de mi carrera
universitaria.
A Gerardo, Geovanni e Israel por su apoyo en los muestreos y análisis, sin ellos
no hubiera sido posible realizar la parte experimental.
A Luisita y Clara por su apoyo incondicional a lo largo de la carrera, por hacer
amena esta etapa en mi vida. Son las mejores.
A Chelin por acompañarme en las noches de desvelo para poder concluir esta tesis,
pero sobre todo por ser mi compañera desde siempre.
A Dora Ruiz Méndez por su apoyo y conocimientos brindados para realizar este
trabajo.
A Arlette Fuentes por su apoyo y conocimiento en el análisis de muestras de
microalgas.
A Daniela Cela y Ariadna Martínez por transmitir sus conocimientos y enseñarme
tanto, los conocimientos adquiridos durante mi servicio social fueron fundamentales
en el desarrollo de este trabajo.
iii
Al Dr. Eduardo Castillo, por el apoyo y observaciones fundamentales realizadas
para mejorar este trabajo. Por atender mis dudas y ser un excelente maestro.
A mis sinodales la M.I María Teresa Mota González y el Dr. Julio Solís Fuentes
por sus observaciones para mejorar esta tesis.
A quienes indirectamente ayudaron a la realización de este trabajo.
iv
ÍNDICE
Contenido
INTRODUCCIÓN....................................................................................................... 1
I. GENERALIDADES ................................................................................................ 3
1.1 Antecedentes ................................................................................................... 3
1.2 Área de estudio ................................................................................................ 3
1.3 Planteamiento del problema ............................................................................. 8
1.4 Objetivo general ............................................................................................... 9
1.5 Objetivos específicos ....................................................................................... 9
1.6 Justificación...................................................................................................... 9
1.7 Hipótesis ........................................................................................................ 10
II. MARCO TEÓRICO.............................................................................................. 11
2.1 Aguas residuales ............................................................................................ 11
2.1.1 Caracterización de las aguas residuales ................................................ 13
2.1.2 Aguas residuales provenientes de laboratorios ..................................... 14
2.1.3 Biodegradabilidad .................................................................................. 15
2.1.3 Aforo del agua residual .......................................................................... 16
2.1.4 Muestreo ................................................................................................ 17
2.2 Tratamiento de aguas residuales ................................................................... 18
2.2.1 Tratamiento biológico ............................................................................. 20
2.2.2 Procesos anaerobios ............................................................................. 22
2.2.3 Tipos de reactores ................................................................................. 24
2.2.3.1 Reactor por lotes o batch ................................................................... 25
2.3 Digestión anaerobia ....................................................................................... 25
2.4 Filtro anaerobio de flujo ascendente .............................................................. 28
2.4.1 Arranque del reactor .............................................................................. 31
2.4.2 Operación .............................................................................................. 32
2.4.3 Parámetros de diseño ............................................................................ 33
2.4.4 Biogás .................................................................................................... 34
2.5 Antecedentes de la investigación ................................................................... 34
III. METODOLOGÍA ................................................................................................ 40
3.1 Caracterización del agua residual .................................................................. 41
3.1.1 Selección de parámetros ....................................................................... 41
3.1.2 Aforo, muestreo y análisis fisicoquímicos del agua residual .................. 42
3.1.3 Determinación de la biodegradabilidad ................................................. 44
3.2 Operación del fafa en diferentes condiciones ................................................ 45
3.2.1 Arranque del fafa.................................................................................... 45
3.2.2 Acondicionamiento del filtro ................................................................... 45
3.2.3 Uso de diferentes condiciones de operación ......................................... 46
3.2.4 Selección del TRH óptimo de operación ................................................ 46
3.3. Evaluación de la eficiencia del fafa ............................................................... 47
3.3.1 Determinación de la eficiencia de remoción de los parámetros
seleccionados ............................................................................................... 47
v
3.3.2 Cuantificación de biogás producido ....................................................... 47
3.4 Determinación de la calidad del efluente tratado ........................................... 48
3.4.1 Comparación de resultados obtenidos con la normatividad vigente ...... 48
IV. RESULTADOS Y DISCUSIÓN .......................................................................... 49
4.1 Caracterización del agua residual .................................................................. 49
4.2 Operación del filtro anaerobio de flujo ascendente (fafa) por lotes ................ 53
4.3 Evaluación de la eficiencia de remoción de los parámetros del fafa .............. 56
4.4 Determinación de la calidad del efluente tratado ........................................... 62
V. CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES ...................................................... 64
VI. BIBLIOGRAFÍA ................................................................................................. 66
vi
ÍNDICE DE FIGURAS
Figura 1. Ubicación INBIOTECA ............................................................................. 4
Figura 2. Imagen satelital de la ubicación de la descarga ....................................... 5
Figura 3. Ríos que cruzan la Cd. de Xalapa, Veracruz. . ........................................ 6
Figura 4. Biodigestor. .............................................................................................. 8
Figura 5. Proceso de digestión anaerobia ............................................................. 27
Figura 6. Filtro anaerobio de flujo ascendente (FAFA) .......................................... 29
Figura 7. Tipos de configuración ........................................................................... 30
Figura 8. Metodología general............................................................................... 40
Figura 9. Diagrama del tren de tratamiento del AR. .............................................. 41
Figura 10. Muestreo de agua residual ................................................................... 43
Figura 11. Sedimentación del agua residual ......................................................... 43
Figura 12. Espectrofotómetro HACH DR 5000. ..................................................... 44
Figura 13. Entrada del reactor ............................................................................... 45
Figura 14. Salida del reactor ................................................................................. 45
Figura 15. Recolector de biogás............................................................................ 46
Figura 16. Comportamiento de la DQO en el agua residual cruda. ....................... 49
Figura 17. Comportamiento de los sólidos sedimentables. ................................... 50
Figura 18. Comportamiento de los sólidos en el AR. ............................................ 52
Figura 19. Comportamiento de nitrógeno amoniacal............................................. 53
Figura 20. Eficiencia de remoción de acuerdo al TRH. ......................................... 54
Figura 21. Reactor al inicio de la operación .......................................................... 55
Figura 22. Reactor al final de la operación ............................................................ 55
Figura 23. Microalgas presentes en el FAFA. ....................................................... 55
Figura 24. Reactor aislado de luz solar. ................................................................ 55
Figura 25. Efluente con sólidos ............................................................................. 56
Figura 26. Efluente con sólidos ............................................................................. 56
Figura 27. Achnanthidium minutissimum ............................................................... 56
Figura 29. Eficiencia de remoción sólidos ............................................................. 57
Figura 30. Eficiencia de remoción de SS. ............................................................. 58
Figura 31. Eficiencia de remoción DQO. ............................................................... 59
vii
Figura 32. Comportamiento de nitrógeno amoniacal (N-NH4). ............................. 61
Figura 33. Biogás producido.................................................................................. 62
viii
ÍNDICE DE TABLAS
Tabla 1. Características físicas, químicas y biológicas del agua residual y sus
procedencias. ........................................................................................................ 11
Tabla 2. Composición típica del agua residual doméstica no tratada a diferentes
concentraciones .................................................................................................... 14
Tabla 3. Criterios de biodegradabilidad según la relación DBO5/DQO. ................. 16
Tabla 4. Clasificación de métodos de tratamiento de aguas residuales ................ 19
Tabla 5. Secuencia del tratamiento de agua residual ............................................ 20
Tabla 6. Principales procesos de tratamiento biológico ........................................ 21
Tabla 7. Procesos anaerobios de tratamiento de aguas residuales y biosólidos .. 22
Tabla 8. Ventajas y desventajas del uso de procesos anaerobios comparados con
procesos aerobios ................................................................................................. 23
Tabla 9. Parámetros de diseño de filtros anaerobios de flujo ascendente ............ 33
Tabla 10. Parámetros fisicoquímicos utilizados en la caracterización del AR. ...... 44
Tabla 11. Resultados de sólidos en efluente de INBIOTECA ............................... 51
Tabla 12. Comparativo de remoción de DQO entre AR de varios origenes .......... 60
Tabla 13. Concentración de sólidos en el efluente del FAFA ................................ 63
ix
LISTA DE ABREVIATURAS
%E DQO
Eficiencia de remoción de demanda química de oxígeno
%E SS
Eficiencia de remoción de sólidos sedimentables
%E sólidos Eficiencia de remoción de sólidos
%E SST
Eficiencia de remoción de Sólidos suspendidos totales
AGVs
Ácidos grasos volátiles
AR
Agua residual
CaCO3
Carbonato de Calcio
CH4
Metano
CMAS
Comisión Municipal de Agua Potable y Saneamiento
CO2
Dióxido de Carbono
CONAGUA Comisión Nacional del Agua
COT
Carbono Orgánico Total
COV
Carga Orgánica Volumétrica
DBO5
Demanda Bioquímica de Oxigeno en 5 días
DBOC
Demanda Bioquímica de Oxigeno Concentrada
DQO
Demanda Química de Oxígeno
DQOA
Demanda Química de Oxígeno afluente
DQOE
Demanda Química de Oxígeno efluente
FAEZ
Filtro empacado con zeolita
FAFA
Filtro Anaerobio de Flujo Ascendente
L
Litro
mL
Mililitro
N-NH4
Nitrógeno amoniacal
x
PTAR
Planta de tratamiento de agua residual
RAFA
Reactor anaerobio de flujo ascendente
SBR
Reactor de lote secuenciado (por siglas en inglés)
SS
Sólidos sedimentables
SST
Sólidos suspendidos totales
SSV
Sólidos suspendidos volátiles
ST
Sólidos totales
SDT
Sólidos disueltos totales
SDV
Sólidos disueltos volátiles
SVT
Sólidos volatiles totales
SólidosA
Sólidos afluente
SólidosE
Sólidos efluente
SSA
Sólidos sedimentables afluente
SSE
Sólidos sedimentables efluente
SSTA
Sólidos suspendidos totales afluente
SSTE
Sólidos suspendidos totals efluente
TRH
Tiempo de retención hidraulico
UASB
Upflow Anaerobic Sludge Blanket
xi
INTRODUCCIÓN
El agua toma importancia como recurso, bajo cuestiones fundamentales, por su
composición química y propiedades físicas, siendo este recurso indispensable y el
más grande precursor de vida. Son muchas las actividades que el ser humano
realiza en las que este líquido tiene suma importancia, sin embargo, todas estas
causan una consecuencia: la contaminación, que degrada la calidad del vital líquido.
Las industrias, centros prestadores de servicios, viviendas, edificios institucionales,
etc., son fuentes generadoras de aguas residuales. No todas las fuentes
generadoras están conectadas al drenaje o alcantarillado, lo que tiene como
consecuencia la falta tratamiento adecuado antes de su descarga a algún cuerpo
de agua. Tratar el agua de uso doméstico, agrícola e industrial es importante para
evitar en un futuro problemas de abastecimiento, por eso es muy importante el
tratamiento de las aguas residuales antes de ser vertidas a un cuerpo de receptor
de agua.
La cantidad y tipo de contaminantes presentes en el agua residual difieren según
su origen. Por ejemplo un agua residual doméstica presenta menor carga orgánica
que una de origen industrial.
De manera más específica, para el tratamiento de aguas residuales, de un centro
de investigación es importante que sea tratada por los componentes químicos
presentes en ella. El uso de elementos y compuestos de laboratorio dejan siempre
un remanente el cual es depositado en las descargas al momento de la limpieza de
material, aunque siempre en cantidades que difieren y van diluidas, según el plan
de manejo que se tengan sobre los mismos.
Como solución a este problema se propone utilizar una herramienta disponible en
la
naturaleza
(microorganismos),
es
decir,
un
proceso
biológico.
Más
específicamente el uso de un filtro anaerobio de flujo ascendente operado por lotes
para tratar el efluente de un centro de investigación.
1
Este trabajo tiene el objetivo de evaluar la aplicación de un filtro anaerobio de flujo
ascendente, operado por lotes para tratar la descarga de agua residual de un centro
de investigación, así como determinar la biodegradabilidad de ésta, para decidir si
es viable su tratamiento por medios biológicos.
2
I. GENERALIDADES
1.1 Antecedentes
En Xalapa, Veracruz (México), Ruiz (2014) diseño y evaluó un FAFA para
tratamiento de agua residual doméstica. Utilizó para su construcción una columna
de vidrio transparente con volumen total de 5.31 L, le fue adaptada una tapa para la
salida líquido-gas con una manguera para colectar cada fluido. Como material de
soporte se emplearon anillos Raschig de PVC, inoculándolo durante 60 días con
lodos del sedimentador secundario de la planta de tratamiento de aguas residuales
de Xalapa (PTAR II), empleando el 60% del volumen útil del reactor. El filtro se operó
con TRH de 24 horas, gasto de 4.32 L/d, a temperatura ambiente, volumen útil de
4.17 L. El afluente tuvo DQO promedio de 580 mg/L. La eficiencia de remoción de
materia orgánica DQO fue de 65%, la remoción de sólidos totales (ST) 41.9%, de
sólidos suspendidos totales (SST) 57.7% y sólidos suspendidos volátiles (SSV) de
54.6%. Este filtro anaerobio usado es el antecedente directo del presente trabajo de
investigación, utilizándose este prototipo para la investigación que se presenta.
1.2 Área de estudio
El Instituto de Biotecnología y Ecología Aplicada (INBIOTECA), fundado desde el
2004, es una entidad académica de la Universidad Veracruzana que tiene como
finalidad el desarrollo tecnológico en los campos de la biotecnología, ecología
aplicada y producción forestal, la producción agrícola y la conservación y uso
racional de los recursos de México, con docencia y vinculación.
Se encuentra dentro de las instalaciones del Campus para la Cultura, las Artes y el
Deporte. La figura 1 muestra la ubicación del Instituto.
3
Figura 1. Ubicación INBIOTECA
En la figura 2 se muestra una imagen satelital donde se indica la descarga del
INBIOTECA, el Instituto y el arroyo en el que desemboca el agua residual.
En los datos proporcionados por CMAS se encontró que el cuerpo de agua en el
que se descarga el efluente de INBIOTECA es el arroyo Honduras (CMASCONAGUA, 2005). En la figura 3 se indican los cuerpos de agua que cruzan la
ciudad de Xalapa, entre ellos el cuerpo de agua mencionado.
4
Figura 2. Imagen satelital de la ubicación de la descarga
5
Figura 3. Ríos que cruzan la Cd. de Xalapa, Veracruz. Fuente: Programa Integral de Saneamiento
de la Ciudad de Xalapa, 2005.
El Instituto tiene un horario de servicio de 8 a 20 horas con dos tipos de laboratorios:

Biotecnología, donde se realizan los siguientes análisis:

Análisis y certificación de germoplasma (semillas, cultivares, etc.)

Análisis y diagnóstico de fitopatógenos por medios moleculares y
serológicos.

Análisis y programación tradicional de genotipos élites.

Análisis y asesoría para la creación y funcionamiento de biofábricas
(propagación de plantas).

Análisis, asesoría y capacitación para el mejoramiento genético
convencional.

Análisis y recomendaciones sobre paquetes biotecnológicos.
 Análisis de ácidos nucleicos (ADN y ARN).
6

Análisis transcriptómicos.
 Ecología:

Análisis y evaluación de bioinsecticidas.

Análisis, asesoría y capacitación para la creación de empresas,
productos de lombrices y composta.

Análisis y asesoría para la restauración ecológica (bosques).

Análisis y evaluación de poblaciones de insectos con potencial de
convertirse en plagas forestales.

Análisis para estrategias de manejo de insectos plaga por métodos
ecológicamente amigables.

Análisis enzimáticos (Lacasa, MnPox, celulosas fosfatasas).

Análisis de proteínas.

Análisis químicos (pH, azúcares, reductores y mineralización de
carbono).
El sitio cuenta con 25 trabajadores fijos y 3 temporales. Además, su personal
comprende 101 personas en la siguiente disposición:

Estudiantes de doctorado: 43

Servicio social: 20

Tesistas: 17

Becario SNI: 10

Otros registrados: 11
Las fuentes hídricas con las que cuenta el INBIOTECA son las siguientes: 11 áreas
de trabajo con 13 tarjas (dentro de laboratorios) y 3 baños equipados con un inodoro
ahorrador (5 litros por descarga) y lavabo. Adicionalmente se usan 350 litros de
agua destilada al mes. El Instituto cuenta con un plan de manejo de residuos, en el
cual una empresa especializada retira mensualmente sus desechos tóxicos y/o
biológicos. De acuerdo con esta información, el agua residual se genera del lavado
de material y de las aguas sanitarias.
El efluente se descarga en una cisterna con capacidad de 1100 L con relleno de
botellas de plástico (PET), cumple la función de biodigestor que sirve de tratamiento
7
primario (figura 4). El agua residual pasa por este pretratamiento para
posteriormente salir en un tubo de PVC que conecta con un tubo más ancho (figura
4c); este tubo está oculto por debajo del suelo y desemboca en el arroyo Honduras.
a)
b)
c)
Figura 4. Biodigestor: a) Entrada, b) Interior relleno, c) Salida.
1.3 Planteamiento del problema
INBIOTECA es un centro de investigación cuya descarga de agua residual se
origina como producto de las actividades realizadas en los laboratorios (como el
lavado del material) y del uso de sanitarios. Dicha agua residual recibe un
pretratamiento para posteriormente realizar su descarga al cuerpo de agua receptor.
8
Las descargas de un centro de investigación son de difícil tratamiento debido a que
la experimentación que se lleva a cabo produce residuos peligrosos, que a pesar
del plan de manejo de residuos y su adecuada disposición final, es inevitable que
una pequeña porción de tóxicos sea vertida en el lavado del material utilizado.
El impacto generado en el cuerpo receptor por el vertido de las aguas residuales sin
el tratamiento adecuado puede ser desde la disminución de fuentes de agua
potable, toxicidad para flora y fauna, eutrofización de cuerpos de agua, proliferación
de fauna y flora nocivas, turbiedad, hasta la afección a la salud humana, entre otros.
1.4 Objetivo general
Evaluar la aplicación de un filtro anaerobio de flujo ascendente para el tratamiento
del agua residual de un centro de investigación.
1.5 Objetivos específicos
1. Caracterizar la descarga de agua residual del Instituto de Biotecnología y
Ecología Aplicada (INBIOTECA).
2. Probar diferentes tiempos de retención hidráulica (TRH) para operar un filtro
anaerobio de flujo ascendente por lotes.
3. Evaluar la eficiencia del tratamiento del agua residual de INBIOTECA en un filtro
anaerobio de flujo ascendente (FAFA) por lotes.
4. Determinar si el efluente tratado cumple con la normatividad vigente.
1.6 Justificación
Este trabajo genera información de la caracterización del INBIOTECA, que permite
determinar si su descarga contiene tóxicos, ya que se evalúa la aplicación de un
tratamiento biológico para el tratamiento del agua residual. Así mismo, se obtiene
información de la eficiencia de remoción de un filtro anaerobio de flujo ascendente
(FAFA) operado por lotes para tratar un agua residual doméstica.
A su vez, el tratamiento del agua residual (AR) trae beneficios ambientales ya que
el efluente tratado puede cumplir con la normatividad vigente que evita el deterioro
9
del cuerpo de agua receptor y beneficios económicos ya que el Instituto no será
acreedor a multas y obtiene información de la calidad de su efluente, sin necesidad
de la contratación de un laboratorio que haga los análisis.
1.7 Hipótesis
El filtro anaerobio de flujo ascendente operado por lotes tendrá una eficiencia de
remoción de materia orgánica mínima de 50%, con lo que se cumplirá la
normatividad vigente en materia de aguas residuales.
10
II. MARCO TEÓRICO
2.1 Aguas residuales
Las aguas residuales según Metcalf y Eddy (1994) pueden definirse como una
combinación de líquidos o aguas portadoras de residuos procedentes de
residencias, instituciones públicas, así como de centros comerciales e industriales.
Las propiedades físicas y los constituyentes químicos y biológicos de las aguas
residuales junto con sus procedencias se detallan en la tabla 1.
Tabla 1. Características físicas, químicas y biológicas del agua residual y sus procedencias.
Características
Procedencia
Propiedades físicas:
Color
Olor
Aguas residuales domésticas e industriales, desintegración natural de
materiales orgánicos
Agua residual en descomposición, vertidos industriales
Sólidos
Agua de suministro, aguas residuales domésticas e industriales, erosión del
Temperatura
suelo,
conexiones eincontroladas
Aguasinfiltración
residualesydomésticas
industriales
Constituyentes químicos:
Aguas residuales, comerciales e industriales
Orgánicos:
Carbohidratos
Grasas animales, aceite y grasa
Aguas residuales domésticas, comerciales e industriales
Pesticidas
Residuos agrícolas
Fenoles
Vertidos industriales
Proteínas
Aguas residuales domésticas y comerciales
Agentes termoactivos
Aguas residuales domésticas e industriales
Otros
Inorgánicos:
Alcalinidad
Cloruros
Desintegración natural de materiales orgánicos
Aguas residuales domésticas, agua de suministro, infiltración del agua
subterránea
Agua de suministro, aguas residuales
domésticas, infiltración del agua
Metales pesados
subterránea,
ablandadores
Vertidos
industrialesde agua
Nitrógeno
Aguas residuales domésticas y residuos agrícolas
Ph
Vertidos industriales
Fósforo
Aguas residuales domésticas e industriales, escorrentía residual
Azufre
Agua de suministro, aguas residuales domésticas e industriales
Compuestos tóxicos
Gases:
Vertidos industriales
Descomposición de aguas residuales domésticas
Sulfuro de hidrógeno
Metano
Descomposición de aguas residuales domésticas
Oxígeno
Agua de suministro, infiltración del agua superficial
Constituyentes biológicos:
Cursos de agua y plantas de tratamiento
Animales
Plantas
Cursos de agua y plantas de tratamiento
Protistas
Aguas residuales domésticas, plantas de tratamiento
Virus
Aguas residuales domésticas
Fuente: Metcalf y Eddy, 1994
11
Cuando el agua residual se pretende reutilizar, las normas de calidad de agua
incluyen la obligación de eliminar compuestos orgánicos de carácter refractario,
metales pesados y sólidos inorgánicos disueltos (Metcalf y Eddy, 1994). Los
parámetros de importancia que generalmente se analizan en el tratamiento de agua
residual se explican a continuación:
Sólidos en suspensión: pueden conducir al desarrollo de depósitos de lodo y
condiciones anaerobias cuando se descarga agua residual sin tratar al cuerpo de
agua.
Materia orgánica biodegradable: está compuesta principalmente de proteínas,
carbohidratos y grasas. Se mide en términos de DBO (demanda bioquímica de
oxígeno) y DQO (demanda química de oxígeno). Si no tiene un tratamiento previo
a descargar al cuerpo de agua se puede llegar a producir un agotamiento del
oxígeno disuelto (OD) de éste, así como desarrollar condiciones sépticas. Los
métodos más utilizados son el de la demanda bioquímica de oxígeno (DBO),
demanda química de oxígeno (DQO) y carbono orgánico total (COT) (Metcalf y
Eddy, 1994).
 Demanda bioquímica de oxígeno (DBO5): es una estimación de la cantidad de
oxígeno que requiere una población microbiana heterogénea para oxidar la
materia orgánica de una muestra de agua en un periodo de 5 días (DOF, 2001).
 Demanda química de oxígeno (DQO): Es la medida de oxígeno consumido por
la oxidación de la materia orgánica e inorgánica en una prueba específica (DOF,
2011).
 Carbono orgánico total (COT): es otro método para medir oxígeno, especialmente
aplicable a pequeñas concentraciones de materia orgánica. Se lleva a cabo
inyectando una cantidad conocida de la muestra en un horno a alta temperatura.
El carbono orgánico total se oxida a anhídrido carbónico en presencia de un
catalizador. El anhídrido carbónico producido es medido cuantitativamente con
un analizador de infrarrojos. La aireación y oxigenación de la muestra antes del
análisis elimina los posibles errores debidos a la presencia de carbono
inorgánico. Algunos compuestos orgánicos existentes pueden no oxidarse y el
12
valor medido de COT será ligeramente inferior a la cantidad real presente en la
muestra (Metcalf y Eddy, 1994).
Patógenos: pueden transmitir
enfermedades contagiosas por organismos
patógenos presentes en el agua residual.
Materia orgánica refractaria: se resiste a los métodos convencionales de
tratamientos. Por ejemplo: agentes termoactivos, fenoles y plaguicidas agrícolas.
Metales pesados: añadidos frecuentemente al agua residual en el curso de
actividades comerciales e industriales y deben ser eliminados si se va a reutilizar el
agua residual.
Sólidos inorgánicos disueltos: calcio, sodio y los sulfatos son algunos que se añaden
al agua como resultado del uso del agua y deben ser removidos si el agua residual
va a reutilizarse (Metcalf y Eddy, 1994).
2.1.1 Caracterización de las aguas residuales
La caracterización de las aguas residuales tiene la finalidad de determinar las
características físicas, biológicas y químicas, y las concentraciones de los
constituyentes de agua residual, así como los medios óptimos de reducir las
concentraciones de contaminantes (Metcalf y Eddy, 1994).
La composición del agua residual hace referencia a las cantidades de componentes
físicos, químicos y biológicos presentes en el agua residual no tratada. En la tabla
2 se detallan los constituyentes y concentraciones que pueden encontrarse en las
aguas residuales dependiendo de su origen. Los valores se presentan en mg/L,
excepto los de sólidos sedimentables que se reportan en mL/L.
13
Tabla 2. Composición típica del agua residual doméstica no tratada a diferentes concentraciones
Constituyente
Concentración
Fuerte
Media
Débil
Sólidos totales:
1200
720
350
Sólidos disueltos totales
850
500
250
Fijos
525
300
145
Volátiles
325
200
105
350
220
100
Fijos
75
55
20
Volátiles
275
165
80
Sólidos sedimentables (mL/L)
20
10
5
Demanda bioquímica de oxígeno (DBO₅)
400
220
110
Carbono orgánico total (COT)
290
160
80
Demanda química de oxígeno (DQO)
1000
500
250
Nitrógeno (total como N):
85
40
20
Orgánico
35
15
8
Amoniaco libre
50
25
12
Nitritos
0
0
0
Nitratos
0
0
0
Fósforo (total como P):
15
8
4
Orgánico
5
3
1
Inorgánico
10
5
3
Cloruros
100
50
30
Alcalinidad (como CaCO₃):
200
100
50
Grasa
150
100
50
Sólidos en suspensión totales
Origen: Metcalf y Eddy, 1994
2.1.2 Aguas residuales provenientes de laboratorios
Los contaminantes presentes en el agua son de diferente tipo, dependiendo de la
fuente generadora. Algunos se producen por la descarga de residuos sólidos,
líquidos y gases que contienen materia orgánica, color, detergentes, sustancias
tóxicas y microorganismos infecciosos.
14
Además de los contaminantes probables debido a las operaciones que se llevan a
cabo en el laboratorio, es importante conocer el perfil contaminante del efluente
descargado.
Martínez (1994) en su análisis de las aguas residuales de un laboratorio indica la
procedencia de los principales residuos líquidos que se desechan en un laboratorio,
que son:

Residuos de las series de muestras que se procesan para cada análisis.

Agua de lavado de material usado en análisis.

Agua de lavado del material que porta las muestras.

Medios de cultivo inoculados que previamente fueron esterilizados para su
desecho.
Estos desechos después de ser descargados, pierden su identidad y se obtienen
mezclas heterogéneas de los contaminantes.
2.1.3 Biodegradabilidad
Es la propiedad de un agua para ser depurada por acción de microorganismos
utilizando el contaminante contenido como alimento y fuente de energía para sus
funciones metabólicas y reproductivas; caracteriza la susceptibilidad de los
compuestos
orgánicos
al
ser
degradados
por
microorganismos.
La
biodegradabilidad en la digestión anaerobia permite estimar la cantidad de DQO
susceptible a ser removida por la digestión anaerobia.
Debido a esto, la biodegradabilidad es muy estrecha a las aguas residuales ya que
gran cantidad de las sustancias que el agua transporta, ya sea disuelta, en coloides
o en materia orgánica, es biodegradable. Por lo tanto, tratar un efluente de manera
biológica cuando contiene cierto compuesto, resulta ser altamente viable.
No obstante, una limitante es que existen sustancias que no son biodegradables o
lo hacen a un ritmo muy lento, haciendo necesario un mecanismo fisicoquímico que
generalmente es costoso y produce un residuo de disposición final difícil (Cisterna
y Peña, S/A).
15
La DQO tiene la ventaja de poder medir materia orgánica disuelta así como
particulada, lo cual es útil como parámetro en el tratamiento de aguas ya que ésta
tiene que ver con ambos tipos de materia.
La DBO es un parámetro sumamente inexacto debido a las condiciones de control
tanto del ambiente que lo contiene, así como los reactivos para su elaboración
(Cisterna y Peña, S/A).
En el diseño de procesos de tratamientos de aguas residuales, la DBO cuantifica la
cantidad de materia orgánica biodegradable que está presente en un efluente,
siendo la biodegradabilidad de estos compuestos determinada con la medición
paralela de la DQO. En la tabla 3 se presentan los criterios de biodegradabilidad.
Tabla 3. Criterios de biodegradabilidad según la relación DBO5/DQO.
DBO5 / DQO
Carácter
>0.8
Muy biodegradable
0.7-0.8
Biodegradable
0.3-0.7
Poco biodegradable
<0.3
No biodegradable
Fuente: Ardila et al., S/A
Cuando la relación entre la DBO5 y DQO (DQO/DBO5) es menor a 0.3 se considera
un efluente difícil de biodegradar o no biodegradable, debiendo buscarse
alternativas de tratamientos mediante procesos fisicoquímicos o químicos.
2.1.3 Aforo del agua residual
Aforar es medir la cantidad de agua de una corriente en una unidad de tiempo. Es
necesario aforar la descarga para determinar el caudal del agua residual a tratar.
Esto es necesario para la elaboración de la muestra compuesta y para ser reportado
ante las autoridades en materia de agua. Para esto hay métodos directos e
16
indirectos. El método directo es la medición del volumen que se descarga, por
ejemplo con un balde o cubeta en un tiempo determinado. El método indirecto se
utiliza cuando el método directo no es posible y se mide de manera independiente
el área de vertido y la velocidad del agua vertida, lo que proporciona el gasto (Leal
y Ocón, 2011).
En el método directo el gasto se obtiene dividiendo el volumen promedio obtenido
entre el tiempo promedio que duró el llenado; es el método más exacto, pero sólo
V
sirve para pequeños caudales. La fórmula utilizada es: Q= T
Donde:
Q= Caudal determinado (L/s)
V= Volumen promedio (L)
T= Tiempo (s)
2.1.4 Muestreo
Las técnicas de muestreo utilizadas en un estudio de agua residual deben asegurar
que se van a obtener muestras representativas, ya que los datos que se deriven
serán la base para caracterizar un agua residual y posteriormente un posible
tratamiento. No hay procedimientos universales de muestreo; los muestreos deben
diseñarse específicamente para cada situación. Por eso es sumamente importante
seleccionar los puntos adecuados de muestreo, así como determinar la frecuencia
y tipo de muestra a recoger (Metcalf y Eddy, 1994).
Existen dos tipos de muestras que se describen a continuación:
a) Muestra simple: es aquella muestra individual tomada en un corto periodo de tal
forma que el tiempo empleado en su extracción sea el transcurrido para obtener
el volumen necesario (DOF, 1980).
b) Muestra compuesta: resulta de mezclar cierto número de muestras simples. Para
conformar la muestra compuesta, el volumen de cada una de las muestras
17
simples deberá ser proporcional al caudal de la descarga al momento de su toma
(DOF, 1996).
2.2 Tratamiento de aguas residuales
Los primeros objetivos que se plantearon en el tratamiento de aguas residuales
durante los últimos años de la década de los setenta fueron:
1) Eliminación de la materia en suspensión y flotante.
2) Degradación de la materia orgánica biodegradable.
3) Eliminación de organismos patógenos.
En la actualidad dichos objetivos siguen vigentes; sin embargo, el grado de
tratamiento ha aumentado y se han añadido objetivos como:
1) Eliminación de nitrógeno y fósforo.
2) Eliminación de compuestos orgánicos tóxicos.
3) Remoción de materia orgánica refractaria.
4) Eliminación de metales pesados.
5) Eliminación de sólidos inorgánicos disueltos.
El tratamiento de las aguas residuales implica la remoción de contaminantes
presentes, por medio de procesos físicos, químicos y biológicos. En la tabla 4 se
detalla cada uno de estos procesos.
18
Tabla 4. Clasificación de métodos de tratamiento de aguas residuales
Métodos de tratamiento
Operaciones físicas unitarias
Descripción
Ejemplo
Predomina la aplicación de
Desbaste, mezclado,
fuerzas físicas.
floculación, sedimentación,
flotación y filtración.
Procesos químicos unitarios
La eliminación o conversión de
Precipitación, transferencia de
los contaminantes se realiza
gases, adsorción, desinfección.
por la adición de productos
químicos o por otras
reacciones químicas.
Procesos biológicos unitarios
Se consigue la eliminación de
Procesos aerobios, anaerobios,
contaminantes por una
desnitrificación anóxica,
actividad biológica. Se usa
procesos facultativos,
para eliminar sustancias
nitrificación, estabilización,
orgánicas biodegradables
desnitrificación,
presentes en el AR
Fuente: Metcalf y Eddy, 1994
En la depuración de las AR, inicialmente se aplica un tratamiento de tipo físico, que
se define como tratamiento primario. A continuación de éste se necesita un
tratamiento secundario, que normalmente consiste en un tratamiento biológico para
eliminar la materia orgánica biodegradable. Después del tratamiento secundario
puede ser necesario un tratamiento terciario, que es una combinación del físico,
químico y biológico. Si el agua residual contiene metales tóxicos, antes del
tratamiento biológico puede ser necesario un tratamiento químico de las aguas
procedentes del tratamiento físico (Sans y De Pablo, 1999).
En la tabla 5 se describen la secuencia y el objetivo del tratamiento de agua residual.
19
Tabla 5. Secuencia del tratamiento de agua residual
Tratamiento
Descripción
Elimina materia muy voluminosa como botellas, trapos, piedras o
materia pesada, como grava y arena. Es necesario removerlos para
Pretratamiento
evitar que interfieran con el tratamiento y que los equipos se dañen.
Se lleva a cabo la separación de la materia orgánica particulada. Se
Primario
puede realizar a través de la sedimentación, flotación o microcribado.
Incluye una dosificación de reactivos para ayudar a la formación de
Primario avanzado
flóculos y así aumentar la sedimentación de los sólidos suspendidos.
Remueve del agua la materia orgánica disuelta (DBO) a través de
Secundario
microorganismos que degradan la materia orgánica para convertirla en
más microorganismos y sustancias más sencillas.
Proceso adicional para eliminar contaminantes remanentes, ya sea
Terciario o avanzado
suspendidos, en estado coloidal o disueltos.
Fuente: Calderón, S/A; Fuentes, S/A
2.2.1 Tratamiento biológico
En un principio el objetivo del tratamiento biológico era eliminar la materia orgánica
del agua residual; con el paso del tiempo se le ha dado otros usos como son: la
oxidación del nitrógeno amoniacal (nitrificación), la eliminación del nitrógeno de las
aguas residuales mediante la conversión de las formas oxidadas de N2
(desnitrificación) o la eliminación de fósforo (Ferrer y Seco, 2008).
Según el tipo de agua residual a tratar los objetivos en el tratamiento biológico
pueden diferenciarse ligeramente; en el tratamiento de aguas residuales domésticas
los objetivos son la eliminación de la materia orgánica, así como de nutrientes tales
como el nitrógeno y el fósforo.
Existen cuatro grupos principales de procesos biológicos: procesos aerobios,
procesos anóxicos, procesos anaerobios y procesos combinados, aerobios con
20
anóxicos o con anaerobios. Dentro de cada grupo hay, además, diferentes tipos,
dependiendo si el proceso es de crecimiento biológico suspendido, crecimientos
biológico adherido o una combinación de ellos. También depende del flujo
predominante, pueden ser de flujo continuo o intermitente y del tipo de mezcla
completa, flujo pistón o flujo arbitrario. En la tabla 6 se detallan y explican los tipos
de procesos biológicos existentes.
Tabla 6. Principales procesos de tratamiento biológico
Tipo
Crecimiento
Proceso
Uso principal
Lodos activados
Suspendido
-
convencional
-
mezcla completa
-
aireación escalonada
-
estabilización y contacto
-
oxígeno puro
-
tasa alta
-
aireación prolongada
-
proceso Krauss
-
zanjón de oxidación
Remoción de DBO y nitrificación
Lagunas aireadas
Digestión aerobia
Lagunas aerobias
Aerobios
Filtros percoladores
-
tasa baja
-
tasa alta
Torres biológicas
Adherido
Unidades rotatorias de contacto biológico
Remoción de DBO y nitrificación
Reactores de lecho fijo
Anóxicos
Suspendido
Bardenpho
Remoción de DBO, N y P.
Adherido
Desnitrificación
Remoción de nitrógeno
Suspendido
Digestión anaerobia
Anaerobio de contacto
Lagunas anaerobias
Híbrido
Anaerobios
Adherido
Manto de lodos- flujo
Ascencional (PAMLA) o UASB
Remoción de DBO- estabilización
Remoción de DBO- estabilización
Remoción de DBO y SS
Filtro anaerobio
Remoción de DBO- estabilización
Lecho expandido
Remoción de DBO- estabilización
Fuente: Romero, 1999
21
2.2.2 Procesos anaerobios
Los procesos anaerobios de tratamiento son utilizados para la estabilización de
lodos, residuos industriales y residuos orgánicos diluidos. En estos procesos se
degrada la materia orgánica e inorgánica en ausencia de oxígeno (Sans y De pablo,
1999) y se producen metano y CO2. Los procesos anaerobios se dividen en
crecimiento suspendido y crecimiento adherido, aunque también existen de tipo
híbrido, que combina una sección de cada uno, con el propósito de consolidar las
ventajas de cada una de las opciones en un único reactor. Los principales procesos
anaerobios se detallan en la tabla 7.
Tabla 7. Procesos anaerobios de tratamiento de aguas residuales y biosólidos
Tipo
Crecimiento
suspendido
Nombre común
Uso
Digestión anaerobia: tasa estándar, tasa
Estabilización, remoción de DBOC, remoción de
alta, una y dos etapas.
SSV.
Proceso anaerobio de contacto.
Remoción de DBOC
Lagunas anaerobias
Remoción de DBOC, remoción de SS.
Tratamiento primario, remoción de grasas,
Tanque séptico
remoción de DBOC, remoción de sólidos
suspendidos.
Híbrido
Proceso de flujo ascensional y manto de
lodos anaerobio, PAMLA, RAFA O UASB.
Remoción de DBOC, remoción de SS.
Remoción de grasas, remoción de DBOC,
Tanque Imhoff
remoción de SS y digestión anaerobia de dichos
sólidos.
Filtro anaerobio
Remoción de DBOC, estabilización.
Procesos de lecho fluidizado
Remoción de DBOC
Procesos de lecho expandido
Remoción de DBOC
Crecimiento
adherido
Fuente: Romero, 1999
Los procesos anaerobios tienen variedad de beneficios. A diferencia de los procesos
aerobios, no es necesaria la dilución ya que las aguas residuales de alta
concentración pueden tratarse directamente. Además del ahorro en el costo de la
22
energía que es necesaria para la transferencia de oxígeno y si se utiliza el metano
generado, el proceso puede producir energía neta (Winkler, 1999).
Las ventajas y desventajas de los procesos anaerobios se enlistan en la tabla 8.
Tabla 8. Ventajas y desventajas del uso de procesos anaerobios comparados con procesos aerobios
Ventajas

No necesita equipo de aireación

Ahorro de consumo energético

Menores costos de operación

Menor producción de biomasa

Es posible operar con cargas orgánicas
muy altas

Producción de metano

Eficiencias de remoción entre el 50% y 80%
con cargas orgánicas altas
Desventajas

Mayores tiempo de residencia

Costos de inversión elevados

Sensible a bajas temperaturas (menor de
20 ° C)

Si la carga orgánica es baja, una gran
cantidad del biogás producido permanece
en el efluente

Posibles malos olores
Fuente: Ramalho, 1996
Una de las ventajas de estos sistemas es que la producción de biogás puede ser
aprovechada como combustible y una parte de la necesidad energética de estos
procesos puede obtenerse de los gases emitidos. La biomasa se refiere a los lodos
producidos que son considerablemente menores en cuanto a producción respecto
a otros tipos de sistemas de tratamiento, lo cual permite el ahorro en el manejo y
evacuación del exceso de lodos, lo que se conoce como purga.
Entre las desventajas está que se necesita un mayor tiempo de residencia y los
tiempos de arranque son muy largos. También se presenta la posible generación de
malos olores debido a la producción de H2S, por lo que se requiere un post
tratamiento para obtener un efluente de calidad.
23
2.2.3 Tipos de reactores
En términos generales, se registran tres generaciones de reactores anaerobios, las
cuales se caracterizan porque en cada una se reduce el tiempo de retención
hidráulico (TRH) y mejora el contacto entre el lodo y el sustrato, lo que conlleva a
menores volúmenes de reactor, menores costos, sistemas más estables y de más
fácil operación (Díaz et al., 2002).
Noyola (1994) realizó un estudio sobre escalado de biorrectores anaeróbicos, que
da la clasificación de reactores según la evolución de éstos. Existen tres
generaciones de reactores que se clasifican de acuerdo con la población microbiana
dentro del reactor.
Los reactores de primera generación, también conocidos como de “baja tasa”,
tienen como característica que su biomasa se encuentra en suspensión y existe un
mínimo contacto de la biomasa con el sustrato, ésta también puede estar
sedimentada y sin recirculación de lodos. Dichos procesos son sin agitación, con
tiempos de retención hidráulica muy altos y operados por lotes o flujo semicontinuo.
Las variantes de estos tipos de reactores se utilizan para el tratamiento de residuos
sólidos, estabilización de lodos o efluentes líquidos. El tanque Imhoff, la laguna
anaerobia o el biodigestor son ejemplos de esta generación.
La segunda generación de reactores anaerobios tiene aumento en la retención de
microorganismos dentro del reactor a través de la adhesión a soportes por medio
de biopelícula o por la formación de flóculos densos retenidos por sedimentación.
La primera versión de esta generación fue el filtro anaerobio propuesto por Young y
McCarty en 1969. El UASB pertenece a esta generación de reactores.
La tercera generación de reactores es la más reciente, también llamada de lecho
fluidificado. Fueron concebidos para el tratamiento de aguas residuales con alta
carga orgánica. Estos sistemas contienen los microorganismos en forma de
biopelículas adheridas a un soporte que se expande o fluidifica con altas
velocidades de flujo, lo cual disminuye el TRH de días a horas. El reactor de lecho
24
expandido o fluidificado y el reactor de lecho granular expandido pertenecen a esta
generación.
Según Romero (1999) los procesos de tratamientos de aguas residuales operan
como procesos de flujo continuo, con un afluente y efluente definidos durante el
periodo de tratamiento. En ocasiones el proceso es discontinuo con una carga
instantánea del reactor y descarga posterior, sin adiciones intermedias de afluentes
ni extracciones del efluente. La reacción entre el afluente y el efluente está
determinada por las características de dispersión del reactor y por la cinética de las
reacciones dentro de él.
2.2.3.1 Reactor por lotes o batch
Es un reactor que no tiene flujo de entrada ni flujo de salida. Un reactor de este tipo
es fundamentalmente sólo un tanque en el que se permite que ocurra una reacción.
Después de que se trata un lote, el reactor se vacía y es posible tratar un segundo
lote. Así, en un reactor por lotes, el cambio de concentración con el tiempo es
simplemente el que resulta de la reacción química sola (Mihelcic, 2001).
Este proceso tiene la peculiaridad de que el tratamiento se realiza en un solo tanque.
Esta variante fue la primera forma en que funcionaron los lodos activados, pero cayó
en desuso. Hasta 1990 este proceso se retomó porque ofrece muchas ventajas,
entre otras, que es apto para tratar aguas difíciles; incluso facilita el manejo de ciclos
combinados (anaerobio-aerobio-anóxico) para la remoción de nutrientes (Calderón,
S/A).
Tanto la alimentación como el vaciado tienen lugar en lotes en series discontinuas
en un único reactor. La secuencia incluye cuatro etapas: alimentación, reacción,
sedimentación y vaciado.
2.3 Digestión anaerobia
La digestión anaerobia es un proceso biológico en el cual mediante la acción de
microorganismos en ausencia de oxígeno se descompone la materia creando un
25
producto gaseoso llamado biogás, compuesto de metano (CH4), dióxido de carbono
(CO2), hidrógeno (H2) y ácido sulfhídrico (H2S), entre otros (BESEL, S.A., 2007).
El metabolismo bacteriano es el mecanismo útil para la eliminación de materia
orgánica. Éste consiste en la utilización de la materia orgánica como fuente de
energía y de carbono para las bacterias, generando biomasa. Al ser degradada la
materia por parte de la metabolización de las bacterias, ésta se transforma por
acciones químicas en productos finales acompañado de liberación de energía
(catabolismo), al mismo tiempo que la materia orgánica se transforma en nuevo
material celular (anabolismo) (Rodríguez, 2007b).
En la degradación anaerobia de la materia orgánica el proceso parte de la hidrólisis,
que es un proceso químico en el cual ocurre una transformación de material
orgánico complejo en compuestos más simples por la acción del agua; este proceso
se desarrolla por las bacterias fermentativas que producen y excretan enzimas
hidrolíticas. Después sucede la acidogénesis donde una vez hidrolizados los
compuestos orgánicos complejos, las bacterias forman ácidos orgánicos, como
ácido butírico, propiónico y acético, por medio de bacterias fermentativas
acidogénicas. Luego viene la acetogénesis, que es el proceso donde las bacterias
fermentativas acetogénicas convierten los productos de la acidogénesis en
hidrógeno, gas carbónico y ácido acético, estos sustratos son propicios para las
bacterias metanogénicas. Finalmente en la metanogénesis se produce metano y
gas carbónico, gracias a los microorganismos metanogénicos que convierten los
productos de la fermentación ácida (Gómez y Alvarez, 2008). En la figura 5 se
aprecian los procesos que intervienen en la degradación anaerobia.
26
Material orgánico complejo
(Carbohidratos, proteínas,
lípidos)
HIDRÓLISIS
Compuestos orgánicos simples
(Azúcares, aminoácidos,
metanol, ácidos grasos)
ACIDOGÉNESIS
Ácidos orgánicos (ácido
acético, propiónico, butírico,
valérico)
ACETOGÉNESIS
Ácido acético + H2 + CO2
METANOGÉNESIS
𝐂𝐇𝟒 + 𝐂𝐎𝟐
Figura 5. Proceso de digestión anaerobia
Fuente: Adaptado de Romero, 1999.
Las etapas de la digestión anaerobia están dadas por la degradación diferenciada
del substrato, siendo 5 grandes poblaciones de microorganismos las que
intervienen. Las poblaciones están caracterizadas por su composición de especies
con diferentes velocidades de crecimiento y diferente sensibilidad a los compuestos
inhibidores haciendo que cada etapa se dé en diferentes velocidades de reacción
conforme el sustrato esté compuesto y el desarrollo del proceso global requiera un
equilibrio para evitar la acumulación de compuestos inhibidores así como la de
ácidos grasos volátiles, los cuales reducen el pH (BESEL, S.A., 2007).
27
En la digestión anaerobia se utilizan tres rangos de temperatura: digestión “fría” por
debajo de 20°C, digestión “mesofílica” entre 20 y 40°C y “termofílica” por encima de
40°C y hasta aproximadamente 55°C. Las tasas de reacción biológica aumentan
con la temperatura, por lo tanto, la digestión en frío requiere tiempos de retención
más largos que los de la digestión mesofílica.
La digestión anaerobia es sensible a la inhibición por sustancias que se encuentran
usualmente en los lodos y las aguas residuales industriales, como son los metales
pesados, los hidrocarburos clorados y los detergentes aniónicos. En la práctica, la
digestión anaerobia ha adquirido una reputación de inestabilidad en la operación
debido sobre todo a su susceptibilidad a la inhibición. Los organismos productores
de metano son muy sensibles a bajos niveles de pH y si cae por debajo de su nivel
de tolerancia (aproximadamente 6.2), cesa la producción de metano. Este proceso
se utiliza principalmente como un método de pretratamiento y regularmente va
seguido de un tratamiento aerobio para conseguir un efluente de mayor calidad
(Winkler, 1999).
2.4 Filtro anaerobio de flujo ascendente
En 1969 Young y McCarty propusieron un proceso de crecimiento adherido para el
tratamiento de residuos solubles. Este es de los sistemas más sencillos de mantener
porque la biomasa permanece como una película microbial adherida y porque el
flujo es ascensional, lo que disminuye el riesgo de taponamiento.
El filtro anaerobio está constituido por una tanque o columna, relleno con un medio
de soporte sólido donde se fijan y se desarrollan las bacterias anaerobias (figura 6).
Como medio de soporte de crecimiento se utilizan materiales como piedras, anillos
de plásticos o bioanillos plásticos, colocados al azar. El agua residual es puesta en
contacto con el crecimiento bacterial anaerobio adherido al medio de soporte y,
como el lecho de bacterias están adheridas no se mueven libremente y no salen
con el efluente, por lo que es posible obtener tiempos de retención celular elevados
con TRH cortos, lo cual permite el tratamiento de aguas residuales de baja
28
concentración a temperatura ambiente (Romero, 1999). El FAFA se constituye de
tres zonas funcionales: la zona de entrada, zona empacada y zona de salida.
Figura 6. Filtro anaerobio de flujo ascendente (FAFA). Fuente: Romero, 1999
Según Castaño y Paredes (2002) se pueden tener dos tipos de configuración de
entrada: sin falso fondo y con falso fondo. En la configuración sin falso fondo, todo
el volumen del reactor es ocupado por el medio de soporte, es importante cuidar
que el material del fondo sea uniforme y de alta porosidad con el fin de evitar
taponamientos (figura 7). Cuando la configuración es con falso fondo, se favorece
una zona en la que se forma un flóculo granular de buena sedimentabilidad (figura
10). La distribución del caudal debe ser uniforme con el fin de evitar zonas muertas
dentro del reactor.
29
a)
b)
Figura 7. Tipos de configuración: a) Sin fondo falso, b) Con falso fondo.
Fuente: Osorio y Vásquez, 2007
La zona empacada es la parte del filtro donde se encuentra el medio filtrante y se
presenta el crecimiento de los microorganismos con la consiguiente remoción de
contaminantes orgánicos. El medio filtrante sirve de soporte para que la población
biológica se desarrolle, por lo cual una característica del medio es que debe poseer
un alta área superficial.
El tipo, forma y características del lecho filtrante ejercen influencia sobre la
eficiencia, en aspectos diferentes a la cantidad de biomasa activa fija: el medio actúa
como separador líquido-gas-sólidos y ayuda a proveer un flujo uniforme del agua
residual, propiciando mayor contacto del agua con la biomasa; el medio retiene la
biomasa adherida, generando altos tiempos de retención celular, además del efecto
en los tiempos de arranque, la rugosidad del material de soporte, su grado de
porosidad y el tamaño del poro, afecta la tasa de colonización de la población
microbiana.
Por último está la zona de salida que cumple las funciones de recibir el efluente del
filtro, evacuar y garantizar una correcta y homogénea circulación del mismo a través
de todo el sistema (Castaño, 2003).
Los inconvenientes que presenta este sistema son la distribución de flujo y el
taponamiento por desarrollo de biomasa, dificultad de mezcla de los lodos, pérdida
de volumen de reactor y el coste adicional del relleno. Pero tiene la ventaja de que
permite tratar todo tipo de efluentes, puede soportar cargas orgánicas de hasta 20
30
kg/m3-d y es muy resistente a las perturbaciones de carga (Lettinga et al., 1983;
Calderón, S/A).
En ocasiones su aplicación se combina con un tanque séptico como pretratamiento
y permite obtener eficiencias de remoción de contaminantes superiores al 60%. La
función del tanque séptico es remover o retener la materia orgánica suspendida,
mientras que el filtro anaerobio se encarga de transformar la materia orgánica
soluble presente en el agua residual (Gómez y Alvarez, 2008).
Existen dos etapas fundamentales en los sistemas anaerobios: el arranque y la
operación. Generalmente son controladas a través de lo que entra al sistema:
caudal de agua residual y su carga orgánica, así como la existencia o no de
sustancias tóxicas en concentraciones apreciables y el tiempo que permanezca en
el sistema (Ruiz, 2014; Rodríguez, 2007a).
2.4.1 Arranque del reactor
El arranque de un reactor anaerobio es el periodo de tiempo durante el cual la
biomasa anaerobia se adapta en cantidad y calidad a las características del agua
residual. La duración de la etapa de arranque depende completamente del tiempo
que se requiera para obtener una calidad constante del efluente y una masa de lodo
suficiente, que no varíe cualitativamente con el tiempo.
Las metodologías para el arranque de reactores se basan fundamentalmente en el
aumento paulatino de la carga. Se definen tres fases en éste (Campos y Anderson,
1992):
1.
Adaptación primaria y crecimiento de bacterias degradadoras de los ácidos
acético y propiónico.
2.
Formación de biomasa anaerobia metanogénica activa.
3.
Formación de un lodo granular, si las condiciones del sustrato lo permiten.
El arranque se inicia con la aplicación de cargas orgánicas bajas, las cuales se
incrementan cuando la capacidad del sistema lo permite, esto se refiere a
contenidos de ácidos grasos volátiles (AGVs) y remoción de materia orgánica
31
(Rodríguez, 2007b). Cuando se trata de agua residual doméstica es más sencillo
que tratar agua residual industrial, ya que las características del agua residual
doméstica proporcionan una capacidad buffer que evita la acidificación cuando
existe acumulación de productos de fermentación ácida, debido a que en esta fase
la población metanogénica es aún muy pequeña para convertirlos eficientemente
(Van Haandel y Lettinga, 1994).
Pacheco y Magaña (2003) realizaron como procedimiento para el arranque de un
reactor anaerobio una primera etapa de tres ciclos de alimentación por lotes (batch),
llenaron el reactor con agua residual poniendo en recirculación por 7 días; al iniciar
el siguiente ciclo se alimentaba agua residual hasta desplazar toda el AR inicial con
un volumen igual, repitiendo los ciclos hasta que la disminución de DQO no fuera
significativa.
2.4.2 Operación
La operación del sistema se inicia una vez que se supera la etapa de arranque,
cuando se alcanzan las condiciones de diseño de cargas orgánica e hidráulica y la
eficiencia de remoción de materia orgánica proyectada. En esta etapa se espera
que el reactor funcione en condiciones de estado estable, en el cual las variables
de salida del sistema se mantienen relativamente constantes a pesar de las
variaciones temporales en cantidad y calidad del afluente (Van Haandel y Lettinga,
1994).
De acuerdo con la bibliografía reportada en la operación de diversos reactores
anaerobios se llega a las siguientes conclusiones (Rodríguez, 2007b):
 El origen y naturaleza del agua residual afecta el funcionamiento del reactor.
 Existe cierta tendencia general a disminuir la eficiencia de remoción cuando
disminuye significativamente el tiempo de permanencia del agua residual
dentro del reactor.
 Los reactores anaerobios presentan mayores eficiencias cuando tratan
aguas residuales concentradas; sin embargo, se han demostrado eficacias
altas en el tratamiento de aguas residuales diluidas.
32
Los factores que afectan el arranque y operación de un reactor anaerobio son:
diseño y operación del reactor, factores ambientales, factores relacionados a la
calidad del lodo y factores relacionados con las características del residuo.
2.4.3 Parámetros de diseño
Para Young (1969), el filtro anaerobio es apropiado para el tratamiento de gran parte
de los residuos orgánicos. El parámetro más importante a considerar en el diseño
es el tiempo de retención hidráulico; la concentración del afluente no afecta el
rendimiento del proceso, excepto en aguas con menos de 2000 mg/L de DQO. Se
deben usar por lo menos 2 m de altura de medio de soporte de crecimiento y la
carga orgánica volumétrica debe ser menor de 12 kg DQO/m³-d. En la tabla 9 se
muestran los parámetros de diseño a considerar para la construcción de un FAFA,
en la columna de valores se muestran los rangos bajo los que es posible aplicar ese
parámetro.
Tabla 9. Parámetros de diseño de filtros anaerobios de flujo ascendente
Parámetro
Valor
1,000-30,000
DQO afluente, mg/L
2,500-24,000
10,000-20,000
24-48
Tiempo de retención, h
24
20-96
1-4.8
1-6
Carga orgánica, kg DQO/m 3d
<12
5-30
9-15
Diámetro del medio, cm
Altura, m
Temperatura, °C
Remoción de DQO, %
2-17
1.2
3-12
32-37
30-35
61-90
80-95
Velocidad de flujo, m/d
<10
Sólidos suspendidos del afluente, mg/L
<500
Edad de lodos, d
0.5-5
Origen: Romero, 1999
33
2.4.4 Biogás
El poder calorífico del biogás se debe a su alto contenido de metano por el poder
calorífico del gas natural, siendo 1 m3 de biogás con concentración del 70% de
metano equivalente a 0.8 L de gasolina o 0.3 kg de carbón, éste producto se
aprovecha, solo o mezclado, para la combustión en turbinas, calderas o motores.
Esto, omitiendo el contenido de ácido sulfhídrico, lo vuelve en un combustible idóneo
para la generación de calor en una caldera, así como electricidad en la misma y en
motores o turbinas; la adición a una red de transporte de gas natural cuando está
purificado (necesario por el agua, sulfuro de hidrógeno, monóxido de carbono o
COVs que se comportan como impurezas) y como combustible de automoción
(BESEL, S.A., 2007).
2.5 Antecedentes de la investigación
El tratamiento anaerobio de efluentes domésticos fue aplicado desde finales del
siglo XIX con el desarrollo de la fosa séptica (1895) y del tanque Imhoff (1905). El
primer trabajo publicado de un reactor de lecho suspendido fue en el año 1910 y se
le denominó “tanque biolítico”, con tiempos de retención hidráulicos de 8.5 horas,
siendo analizado de nuevo en los años 50, y constituyendo el modelo previo de los
actuales digestores Upflow Anaerobic Sludge Blanket (UASB) (Jewell, 1987).
El desarrollo tecnológico, que posibilita la utilización de la tecnología anaerobia para
el tratamiento de efluentes diluidos, provino básicamente de 3 laboratorios de
Bélgica y Holanda, por los Profesores Nyns y Naveau en Loveina, Profesor
Verstraete en Gent y Profesor Lettinga en Wageningen, este último conceptualizó
el sistema UASB, famoso hoy en día y difundido en el mundo entero, con buenas
eficiencias de remoción, diseños sencillos y adaptados particularmente a los países
tropicales (Rodríguez, 2007b).
El filtro anaerobio de flujo ascendente es un reactor de operación similar al proceso
UASB. Consiste en un reactor de flujo ascendente, donde el agua residual es
introducida generalmente por la parte inferior, el lodo biológico es retenido mediante
un material de empaque que puede ser grava, arena, piedras, cerámica de 3 a 5 cm
34
de diámetro; gran variedad de anillos plásticos, de tal manera que el lecho de
contacto biológico queda fijo y completamente sumergido en el líquido a tratar
(Almeida, 2013).
Young y McCarty (1969) mostraron el alto potencial de los sistemas anaerobios al
operar con éxito un filtro anaerobio de flujo ascendente (FAFA). Trataron aguas
residuales concentradas de destilería de ron con dos mejoras importantes: 1) el
influente fue introducido en la parte inferior, siguiendo un camino ascendente, por lo
que garantizó un intenso contacto entre la biomasa y el material orgánico entrante
y 2) la masa de lodo activo aumentó en la introducción de un material de soporte
(piedras) en el reactor, en el que la masa bacteriana podría adherirse y crecer. Estas
mejoras dieron lugar a una capacidad de digestión de materia orgánica, en términos
de demanda química de oxígeno (DQO), de más de 10 kg/m³-d.
Las primeras instalaciones de filtros anaerobios se realizaron en Brasil en 1970,
posteriormente se construyeron nuevos filtros en EE.UU. y Canadá (Almeida, 2013).
Switzenbaum y Grady (1986) presentaron una exploración de posibilidades del
tratamiento anaerobio de efluentes residuales domésticos, basada en la
documentación aportada en una reunión internacional celebrada en la Universidad
de Massachusetts en Junio de 1985, donde se confirmaba el potencial de la
digestión anaerobia, especialmente en los países tropicales. Se apuntaba que el
proceso de conversión de un sustrato complejo como las aguas residuales
domésticas podía presentar como etapas limitantes la hidrólisis y la fermentación
antes que la metanización.
La temperatura en el tratamiento anaerobio es una de sus principales limitantes, ya
que se ve afectado ante los cambios de temperatura. Sin embargo, existe la
viabilidad del tratamiento anaerobio en países de clima tropical, ya que ofrece una
alternativa de saneamiento en países en vías de desarrollo (Lettinga et al., 1993).
Giraldo (1993) expone resultados obtenidos en el tratamiento de aguas residuales
domésticas donde se pone en evidencia que existe un rango de temperatura entre
20 y 15 ° C en el cual la temperatura no afecta considerablemente el rendimiento
35
de la depuración de los sistemas. Una vez que la temperatura se reduce por debajo
de los 15 ° C, el rendimiento se ve seriamente afectado. Esta es la principal razón
por la cual los tratamientos anaerobios de las aguas residuales domésticas no han
tenido buena aceptación en países con estaciones muy frías, como EE.UU y los
países europeos.
Gran parte de los estudios han sido realizados en países tropicales por la mayor
eficacia del tratamiento a temperaturas por encima de 20 ° C, tal es el caso de Cuba
y los países sudamericanos como Colombia, Bolivia, Perú, etc.; sin embargo,
también se han realizado investigaciones en otros países con bajas temperaturas
obteniendo buenos resultados de remoción.
López (2008), reporta que en un reactor de lote secuenciado (SBR, por sus siglas
en inglés) con tiempo de retención hidráulico (TRH) de 2 días, utilizado para el
tratamiento aguas residuales de matadero que contenían 5000 mg DQO/L y 360 mg
amonio/L, alcanzó eficiencias de remoción de DQO de 95 al 96%. El autor también
menciona que obtuvo una eficiencia de nitrificación de amonio del 95-97% en un
proceso aerobio.
Rajakumar y Meenambal (2008) diseñaron un filtro anaerobio para tratar agua
residual de un matadero de aves; evaluaron los parámetros de sólidos suspendidos
totales (SST), demanda bioquímica de oxígeno (DBO5) y DQO. Fue efectivo para
tratar las aguas residuales. En el filtro anaerobio, la remoción de DQO varió entre
80 y 90% para cargas orgánicas entre 20-25 kg DQO/m3-d.
Estudios realizados en Galicia, España (Ruiz et al., 1999) en un laboratorio, a una
temperatura de 20 ° C, el tratamiento anaerobio de efluentes residuales urbanos de
concentración media-alta (700 mg DQO/L) permitió conseguir buenos resultados de
depuración obteniendo una eliminación de DQO entre 40 y 70% y de DBO5 entre 40
y 80%.
En Pereira (Colombia) se hizo un montaje de dos filtros anaerobios de flujo
ascendente (FAFA’s) ubicados en serie con un medio de soporte de guadua. El
montaje poseía un sistema de alimentación de agua residual sintética con un caudal
36
de 312 mL/min. El TRH fue de 12 horas, DQO del afluente de 350 mg DQO/L y
carga orgánica volumétrica promedio (COV) de 0.7 kg DQO/m3-d. La remoción de
DQO total fue de 56% para el primer FAFA y 40% para el segundo, mientras que
para la DQO de 630 mg DQO/L (COV de 1.26 kg DQO/m3-d) fue 61% en ambos
filtros (Batero y Cruz, 2007).
Rivera et al., (2002) usaron una columna cilíndrica de PVC de 7.5 L con diámetro
interno de 10 cm y altura total de 1 m. La empacaron con anillos Raschig de
cerámica de 15x15 mm con alto poder de retención de biomasa. Inocularon con 3 L
de lodos de planta de tratamiento obteniendo eficiencias mayores al 65% con TRH
de dos días y carga orgánica inferior a 7.32 kg DQO/m 3-d a temperatura de
operación entre 20 y 25°C. Para cargas superiores la eficiencia de depuración del
sistema disminuyó al 42.4%, indicando que se sobrepasó el límite de operación del
reactor para las condiciones impuestas.
En Colombia, Madera et al., (2005) realizaron la evaluación del comportamiento de
un tren de tratamiento conformado por un tanque séptico, seguido de un filtro
anaerobio y por último un humedal de flujo subsuperficial, donde se analizó que la
eficiencia de remoción de DQO en un filtro anaerobio es afectada por la variación
del caudal, disminuyendo la eficiencia cuando este parámetro se incrementa, así
con un tiempo de retención de 6.9 h, la remoción de DQO solo alcanza el 39% de
eficiencia.
Resultados de Agudelo (1998) reportan una eficiencia de remoción de DQO entre
60 y 96% para concentraciones entre 400 y 1108 mg DQO/L y COV de 5.32 kg
DQO/m3-d, manejando TRH de 1 día, demostrando el excelente funcionamiento de
los filtros anaerobios de flujo ascendente para la reducción de cargas contaminantes
en los lixiviados de rellenos sanitarios.
En Bucaramanga, Navarro (2008) evaluó el tratamiento de agua residual
proveniente de un casino y lavandería mediante dos filtros anaerobios a escala real
como sistema de tratamiento preliminar antes del ingreso al sistema de lodos
activados de la planta de tratamiento del Campamento Payoa. Para un TRH de 5.25
37
h en los FAFAs, se obtuvieron eficiencias de remoción de 67% de DBO, 58% de
DQO, 52% de sólidos suspendidos, 80% para grasas y aceites, 65% para fósforo
total y 58% para tensoactivos.
Gómez y Álvarez (2008) evaluaron el funcionamiento y operación de un FAFA a
escala piloto, en la planta de agua residual de la Universidad Pontificia Bolivariana.
Realizaron un análisis comparativo entre la grava y la guadua como medio de
soporte en una investigación bajo las mismas condiciones. Se evaluaron la DQO,
DBO5 y SST. La evaluación demostró que la grava como medio de soporte obtuvo
remociones de DQO entre 60 y 80% cuando el tiempo de recirculación era de 48
horas, esto afirma que cuando el tiempo de recirculación aumenta los porcentajes
de remoción son altos. Este comportamiento fue igual en la remoción de SST y
DBO5. La guadua arrojó porcentajes mayores de remoción de DBO5, DQO y SST
entre 81 y 95%, sin embargo, la guadua demostró una inestabilidad pues los
parámetros no cumplían los rangos óptimos.
La digestión anaerobia inició tardíamente en México comparado con los países
europeos, incluso con Norteamérica. El primer reactor UASB se construyó en 1989
en la Universidad Autónoma Metropolitana - Iztapalapa para tratar aguas residuales
municipales generadas en el campus, como una unidad de demostración, con una
capacidad de 50 m3. Posteriormente, en 1990 se hizo una caracterización del
reactor que se alimentaba con un efluente de DQO total que fluctuó entre 154.7 y
328.7 mg DQO/L con eficiencia de remoción de 25.6 a 41.6% con TRH de 5.06 h,
operando a una COV de 1.6 kg DQO/m3-d y gasto de 2.75 L/s (Cervantes et al.,
2011).
Castilla (2007) reportó la operación de un filtro anaerobio empacado con zeolita
(FAEZ) de volumen de 13 L, empacado al 80% de su capacidad con capas de
diferentes diámetros de tamaños de partícula desde 0.5 hasta 3 cm, que fue
inoculado con 130 mL de lodo granular proveniente de una planta de tratamiento de
aguas residuales (12.1 g de SSV). El filtro fue operado con dos TRH: 12 y 36 horas.
El reactor fue alimentado con lixiviado de basura orgánica diluido con agua residual
38
(658 mg DQO/L) obteniendo eficiencias de remoción de 48% para TRH de 12 h y
de 83% para TRH de 36 h.
Gan (2010) propuso la utilización de un filtro anaerobio de 13 L, alimentado de
lixiviado diluido con agua residual municipal con TRH de 36 horas a diferentes COV
(de 1 a 8 g/L-d), con eficiencia de remoción de DQO de 80 al 90% y producción de
21 a 40 L de biogás conteniendo de 70 a 75% de metano. La alcalinidad alfa se
mantuvo a 0,8 indicando que es posible aumentar la COV pero tal aumento se ve
limitado por el descenso de eficiencia para la remoción de sólidos suspendidos
volátiles. A concentraciones de DQO de 1.5, 3.0, 6.0, 9.0 y 12.0 g/L las eficiencias
de remoción alcanzadas fueron 81.0, 90.1, 91.9, 83.8 y 88.3%, respectivamente.
39
III. METODOLOGÍA
La figura 8 presenta la metodología general utilizada para cumplir con los objetivos
planteados.
Metodología
Caracterización del agua
residual
Selección de parámetros
Operación del FAFA en
diferentes condiciones
Arranque del FAFA
Aforo, muestreo y análisis
fisicoquímicos del AR
Acondicionamiento
del FAFA
Determinación de la
biodegradabilidad
Uso de diferentes
condiciones de
operación
Evaluación de
eficiencia de remoción
Determinar la
eficiencia de remoción
en los parámetros
seleccionados
Determinación de la
calidad del efluente
Comparación de
resultados
obtenidos con la
normatividad
vigente
Cuantificación de
biogás producido
Selección del TRH
óptimo de operación
Figura 8. Metodología general.
40
CUANTIFICACIÓN DE BIOGÁS
FAFA
MUESTREO
SEDIMENTACIÓN
EFLUENTE
DESCARGA
BIODIGESTOR INBIOTECA
Figura 9. Diagrama del tren de tratamiento del AR.
La figura 9 es un diagrama que representa el tren de tratamiento que seguía el agua
residual, para demostrar de una forma más grafica lo explicado en la metodología.
3.1 Caracterización del agua residual
Se ubicó la descarga de agua residual del INBIOTECA, ya que no se encuentra en
un lugar visible; posteriormente se acondicionó el lugar para poder tomar las
muestras correspondientes. Se consiguió voltear el tubo de la salida del biodigestor
para conseguir tomar la muestra, dejándolo en su posición original al terminar.
3.1.1 Selección de parámetros
Los parámetros a analizar se basaron en recomendaciones encontradas en la
bibliografía y según lo pedido por la normatividad vigente, se seleccionaron de
acuerdo con reactivos, material y equipos disponibles, así como horarios de trabajo
y periodos vacacionales. Los parámetros elegidos fueron DQO, ST, SVT, SST, SSV,
SDT, SDV y N-NH4. La DBO5 solo se realizó en la descarga de INBIOTECA con el
fin de determinar la biodegradabilidad de la descarga.
41
3.1.2 Aforo, muestreo y análisis fisicoquímicos del agua residual
Se aforó la descarga con el método directo ya que las condiciones eran favorables
para aplicarlo y la caída del agua era libre y sin escurrimientos por las paredes. Los
materiales usados fueron una probeta de plástico de 1 L y un cronómetro. Se colocó
la probeta debajo de la corriente de agua y se colectó agua durante 10 segundos,
repitiéndose tres veces hasta que no hubiera diferencia de volumen o tiempo mayor
a 10%. Luego se realizaron los cálculos para determinar el gasto (Leal y Ocón,
2011).
Todas las muestras tomadas se realizaron siguiendo la NMX-AA-003-1986
referente al muestreo de aguas residuales (DOF, 1980). Se tomaron muestras
simples una o dos veces por semana durante el acondicionamiento del reactor y
tres muestras a la semana durante la evaluación del reactor. Se tomaban cinco
muestras sencillas para conformar una muestra compuesta y capturar 5 L de AR
que no era almacenada, ya que estos litros entraban al FAFA en el mismo día que
se recolectaban (figura 10).
Después en el laboratorio se dejó sedimentar la muestra durante una hora para
evitar taponamientos y exceso de biomasa en el FAFA, esto se aprecia en la figura
11.
42
Figura 10. Muestreo de agua residual
Figura 11. Sedimentación del agua residual
El muestreo se realizó regularmente entre las 10 y 15 horas, ya que en este lapso
se contaba con mayor actividad, por la tarde hay poco trabajo en los laboratorios.
Se muestreó desde el 13 de marzo hasta el 1 de octubre de 2014.
Los análisis para realizar la caracterización del agua residual se llevaron a cabo en
el laboratorio 34-B de la Facultad de Ciencias Químicas, zona Xalapa, de la
Universidad Veracruzana. En la tabla 10 se enlistan los parámetros medidos, así
como el método utilizado. Estos análisis se realizaron a cada muestra recolectada.
43
Tabla 10. Parámetros fisicoquímicos utilizados en la caracterización del AR.
Parámetro
Método
Sólidos sedimentables (SS)
NMX-AA-004-SCFI-200
Demanda química de oxígeno (DQO)
NMX-AA-030/2-SCFI-2011
Sólidos totales, suspendidos totales y
NMX-AA-034-SCFI-2001
totales volátiles (ST, SST, SVT)
Nitrógeno amoniacal (N-NH₃)
Demanda bioquímica de oxígeno (DBO₅)
Método salicilato Hach 8155
NMX-AA-028-SCFI-2001
Fuente: DOF, 2001; DOF, 2011;DOF, 2001
Todos los parámetros se realizaron sin modificaciones a la norma o método. La
figura 12 es una fotografía del espectrofotómetro HACH DR 5000 utilizado en los
análisis.
Figura 12. Espectrofotómetro HACH DR 5000.
3.1.3 Determinación de la biodegradabilidad de la descarga de agua residual
La biodegradabilidad del agua residual se determinó con la relación DBO₅/DQO,
tomando una muestra simple diaria por dos días.
44
3.2 Operación del FAFA en diferentes condiciones
3.2.1 Arranque del FAFA
Se arrancó el filtro anaerobio adaptando a las bacterias anaerobias al agua residual
del INBIOTECA, con TRH inicial de 7 días que fue disminuyendo 24 horas hasta
llegar a un tiempo de retención de 24 horas.
3.2.2 Acondicionamiento del filtro
El FAFA se acondicionó con un embudo de vidrio (figura 13) en la entrada para
poder agregar el agua residual, donde el agua ascendía por gravedad y no por
bombeo. Dado que el volumen efectivo del filtro es 4.17 L, se ingresaban 5 litros en
cada alimentación del reactor, esto con el fin de desplazar toda el agua tratada. El
agua salía por una manguera (figura 14) y llegaba a una bandeja con una probeta
de 100 mL llena de agua. Para cuantificar el gas se adaptó una probeta de 100 mL
con agua y la manguera de la salida de gas, para determinar por desplazamiento
de agua, el biogás producido (figura 15). Se adaptó este sistema en ambas salidas
con el fin de que si el biogás salía por cualquiera de las dos salidas, se pudiera
cuantificar sumando ambas cantidades de agua desplazada.
Figura 13. Entrada del reactor
Figura 14. Salida del reactor
45
Figura 15. Recolector de biogás
3.2.3 Uso de diferentes condiciones de operación
Se calculó la eficiencia de remoción de DQO para los diferentes tiempos de
retención que se manejaron durante el arranque del reactor, con el fin de determinar
las condiciones más apropiadas de operación.
3.2.4 Selección del TRH óptimo de operación
El volumen del reactor es de 5.31 L y el volumen efectivo es de 4.17 L. El TRH con
el que se operó fue el que resultó con la mayor eficiencia según los datos obtenidos
en el punto anterior.
Se operó por lotes y se trabajó a temperatura ambiente para evitar gastos en
energía extra.
46
3.3. Evaluación de la eficiencia del FAFA
3.3.1 Determinación de la eficiencia de remoción de los parámetros
seleccionados
Se realizaron análisis para determinar los parámetros del AR de INBIOTECA al
afluente y efluente del FAFA, mismos que se describieron en la tabla 10, con
excepción de la DBO₅ que sólo se determinó en el afluente del filtro. Se tomaba una
muestra sencilla del afluente y una del efluente del FAFA, con el fin de garantizar
que la muestra del efluente fuera sólo del agua tratada, se tomaba la muestra con
los primeros mL que salían del reactor.
Para evaluar la eficiencia se tomaron en cuenta los resultados de los análisis que
se realizaron a las muestras tomadas en la entrada y salida del FAFA, mismas que
se efectuaron cada 48 horas a lo largo de cuatro semanas.
Para determinar la eficiencia (%E) se utilizaron las fórmulas siguientes:
%E DQO= (DQOA - DQOE / DQOA) * 100
%E sólidos= (SólidosA - SólidosE / SólidosA) *100
%E SS= (SSA - SSE / SSA) *100
%E SST= (SSTA - SSTE / SSTA) *100
3.3.2 Cuantificación de biogás producido
En la etapa de acondicionamiento no se cuantificó el biogás. Para medir el gas que
se generaba en la etapa de evaluación de reactor, se instaló un sistema de captura
en la manguera de salida del biogás y se selló en la manguera de salida del efluente.
El sistema de captura se realizó con una probeta de 100 mL sumergida en agua y
una manguera que iba desde la tapa hasta la probeta, así el gas desplazaría el agua
y podría cuantificarse el volumen del gas producido de acuerdo con la graduación
de la probeta.
47
3.4 Determinación de la calidad del efluente tratado
3.4.1 Comparación de resultados obtenidos con la normatividad vigente
Se analizaron y compararon los resultados obtenidos durante la caracterización del
AR y del efluente del FAFA con la normatividad vigente.
48
IV. RESULTADOS Y DISCUSIÓN
4.1 Caracterización del agua residual
El gasto mínimo fue de 450.49 mL/min y el máximo de 5205 mL/min, con un
promedio de 2436.71 mL/min. En los análisis fisicoquímicos del agua residual se
obtuvieron los resultados que se describen a continuación:
La demanda química de oxígeno (DQO) se analizó desde la etapa de arranque y se
comportó como se observa en la figura 16.
500
450
400
mg DQO/L
350
300
250
200
150
100
50
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
No. de muestreo
Figura 16. Comportamiento de la DQO en el agua residual cruda.
49
La DQO presentó valores entre 126.5 mg DQO/L y 440.5 mg DQO/L, con un
promedio de 320.47 mg DQO/L que es la concentración típica de agua residual
doméstica que indica Metcalf y Eddy (1994) para concentración entre débil y media.
Esto se debe al tratamiento previo que recibe esta AR en el biodigestor que se
encuentra en su efluente, que a pesar del tratamiento, no resulta suficiente para
cumplir la NOM-001-SEMARNAT-1996 (DOF, 1996).
Los datos obtenidos son elevados comparados con los de Martínez (1994) que
obtuvo una DQO entre 78.72 mg DQO/L y 347.7 mg DQO/L, con promedio de 210.9
mg DQO/L; esta variación se debió al trabajo realizado en el laboratorio, que en
algunos meses fue mayor que en otros, considerando que la descarga de
INBIOTECA también contiene la descarga de los baños de la instalación.
Los resultados fueron iguales o menores a 1.5 mL/L de SS, se muestra en la figura
17 su comportamiento.
1.6
mL/L Sólidos Sedimentables
1.4
1.2
1
0.8
0.6
0.4
0.2
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
No. muestreo
Figura 17. Comportamiento de los sólidos sedimentables.
50
Los sólidos sedimentables fluctuaron entre 0.1 mL/L y 1.5 mL/L, con promedio de
0.6 mL/L; estos valores son bajos considerando que los valores típicos del agua
residual de concentración débil a media son de 5 a 10 mL/L (Metcalf y Eddy, 1994).
Estos datos son similares con la caracterización de Martínez (1994) que tuvo
promedio de 0.175 mL/L en la descarga de un laboratorio. La baja concentración de
sólidos sedimentables puede deberse a que la mayoría de éstos quedan en el
tratamiento previo al FAFA (biodigestor).
Con respecto a los sólidos presentes se obtuvieron los siguientes resultados
promedio: sólidos totales 420 mg/L, sólidos volátiles totales 220 mg/L y sólidos
suspendidos totales 84 mg/L. En la tabla 11 se observa que las concentraciones
obtenidas concuerdan con los rangos que clasifican para concentraciones media y
débil de agua residual (Metcalf y Eddy, 1994), excepto los SST y los SSV que están
por debajo de los valores reportados por los autores. Estos parámetros son de
concentraciones más bajas debidas al previo tratamiento que da INBIOTECA a su
efluente.
Tabla 11. Resultados de sólidos en efluente de INBIOTECA y valores de referencia de Metcalf y Eddy
Parámetro
Resultados
Concentración
promedio
(Metcalf y Eddy, 1994)
(mg/L)
Media
Débil
ST
423
720
350
SVT
215
365
185
SST
84
220
100
SSV
75
165
80
SDT
339
500
250
SDV
140
200
100
51
En la figura 18 se muestra el comportamiento de los sólidos a lo largo de los
muestreos. Estos parámetros se midieron por método gravimétrico y se considera
que pueden presentarse interferencias causantes de errores, sin embargo, es el
método que indica la norma.
600
500
400
mg/L
ST
SVT
300
SST
SSV
SDT
200
SDV
100
0
1
2
3
4
5
6
7
8
Muestreo
Figura 18. Comportamiento de los sólidos en el A. R.
La figura 19 muestra las concentraciones de N-NH4 durante los muestreos. En
cuanto a los resultados del nitrógeno amoniacal (N-NH4) se presentaron
concentraciones entre 62.5 mg N-NH4/L y 195 mg N-NH4/L, con promedio de 121
mg N-NH4/L. Esta es una concentración sumamente elevada, ya que en el
tratamiento de aguas residuales urbanas puede oscilar entre 40-60 mg/L
(Ambientum, 2002) como nitrógeno total. Es posible que esté en tales
52
concentraciones debido a que el efluente pasa por un tratamiento anaerobio,
proceso que genera nitrógeno amoniacal.
Concentración (mg N-NH4/L)
250
200
150
100
50
0
1
2
3
4
5
6
7
8
No. muestreo
N-NH4
Figura 19. Comportamiento de nitrógeno amoniacal.
En cuanto a la biodegradabilidad sólo se hicieron dos repeticiones y se obtuvo una
DQO de 782 mg/L y DBO5 de 573 mg/L. La relación DBO5 /DQO es de 0.73; cuando
la relación se encuentra dentro del rango 0.7-0.8, se considera un efluente
biodegradable tratable por métodos biológicos (Ardila et al., S/A).
4.2 Operación del filtro anaerobio de flujo ascendente (FAFA) por lotes
Para determinar los parámetros de operación, únicamente se trató el tiempo de
retención hidráulico debido a que se decidió operar por lotes y no se necesita
53
determinar un caudal. Las eficiencias presentadas respecto al TRH se muestran en
la figura 20.
Eficiencia de remoción de DQO (%)
60
52.68
50
44.27
41.5
40
41.72
40.26
34.93
34.58
30
22.77
20
10
0
7
6
5
4
3
2
1
2
TRH (días)
Figura 20. Eficiencia de remoción de acuerdo al TRH.
Como puede apreciarse en la figura 20 la eficiencia de remoción comenzó con 52%
en un TRH de 7; al disminuir el TRH también disminuyó la eficiencia. Al llegar a un
TRH de 24 horas y aumentar otras 24 horas la eficiencia fue mayor. Los resultados
que arrojó el probar diferentes condiciones de operación del FAFA fue que el TRH
más efectivo era de 48 horas.
Durante la operación del reactor se observó, a través de la columna transparente
de vidrio, el crecimiento de la biopelícula en el material de soporte (anillos Raschig
de PVC). Se puede ver en las figuras 21 y 22.
54
Figura 21. Reactor al inicio de la operación
Figura 22. Reactor al final de la operación
Debido a la que la columna es de vidrio y a pesar de que el FAFA está ubicado en
un lugar con poca luz, hubo presencia de microalgas en consecuencia a la luz solar;
se procedió a tapar el reactor con el fin de privarlo de la luz solar y que así las
microalgas abandonaran el reactor y no proliferaran, disminuyendo la eficiencia de
remoción del filtro (Figuras 23 y 24).
Figura 23. Microalgas presentes en el FAFA.
Figura 24. Reactor aislado de luz solar.
55
Fue una buena opción debido a que en el siguiente lote tratado, el efluente del filtro
iba acompañado de sólidos (figuras 25 y 26). Al examinarse en microscopio se
encontraron presencia de diatomeas Achnanthidium minutissimum (figura 27) que
es tolerante a contaminación orgánica ligera y puede crecer en contaminación
orgánica moderada.
Figura 25. Efluente con sólidos
Figura 26. Efluente con sólidos
Figura 27. Achnanthidium minutissimum
4.3 Evaluación de la eficiencia de remoción de los parámetros del FAFA
La eficiencia de remoción de sólidos suspendidos totales (SST) tuvo promedio de
71% de remoción, con un mínimo de 33% y máximo de 94%. Esta eficiencia es
mayor a las obtenidas por Navarro (2008) y Ruíz (2014) quienes obtuvieron 52 y
56
57%, respectivamente. El comportamiento del resto de los sólidos que fueron
medidos por método gravimétrico se muestra en la figura 28. La remoción de los
sólidos totales (ST) tuvo en promedio 20%, con mínimo de 5% y una máxima
remoción de 31%; se considera un porcentaje bajo debido a que los sólidos
presentes en todas sus formas en el agua residual tuvieron una buena eficiencia de
remoción por separado. Los sólidos suspendidos volátiles (SSV) variaron entre 54%
y 97% con un promedio de 82% de eficiencia de remoción, que fue una eficiencia
mayor que la que presentó Ruiz (2014) de 54% de eficiencia. Los sólidos volátiles
totales (SVT), sólidos disueltos totales (SDT) y los sólidos disueltos volátiles (SDV)
presentaron eficiencias de 39%, 14% y 38%, respectivamente.
120
EFICIENCIA DE REMOCIÓN (%)
100
80
ST
SVT
SST
60
SSV
SDT
40
SDV
20
0
1
2
3
4
5
6
7
8
Figura 28. Eficiencia de remoción sólidos
57
Los sólidos sedimentables (SS) tuvieron una remoción del 77% en promedio, con
mínimo de 50% y máximo del 100%. Este comportamiento se muestra en la figura
29. La alta remoción que se presentó fue por la baja concentración de los sólidos
sedimentables presentes en el A. R., muy posiblemente debida a la sedimentación
previa a la entrada del FAFA. Esto confirma que la sedimentación previa aumenta
la eficiencia de remoción tanto de sólidos como de DQO.
120
EFICIENCIA DE REMOCIÓN (%)
100
80
60
%E
40
20
0
1
2
3
4
5
6
7
8
No. muestreo
Figura 29. Eficiencia de remoción de SSed.
En la remoción de materia orgánica, en términos de la DQO, se tuvo una eficiencia
constante por encima del 50%, con una máxima de 70% y una mínima de 52% y
promedio de 58%; se describe gráficamente en la figura 30. La temperatura
ambiente durante la operación del reactor fue en promedio 20°C; con una mínima
58
temperatura de 18°C, el rendimiento del FAFA no se vio afectado ya que mantuvo
un buen porcentaje de remoción, sin caídas significativas. En la tabla 12 se confirma
que con cargas orgánicas similares se obtuvo un porcentaje de remoción similar a
TRH cuádruples (Batero y Cruz, 2007; Ruiz et al., 1999), incluso un 10% más de
remoción con un tiempo de retención superior (Cervantes et al., 2011). En un reactor
operado en lotes la remoción fue de 74% al 35% en tiempos de retención de 11
hasta 4 días (Pacheco y Magaña, 2003), siendo considerable el porcentaje de
remoción obtenido, así como constante y en ascenso en más de la mitad del TRH.
La literatura menciona un porcentaje de remoción del 80% con temperatura
controlada de 35°C, por lo que 58% de eficiencia es deseable.
80.00
EFICIENCIA DE REMOCIÓN (%)
70.00
60.00
50.00
40.00
%E DQO
30.00
20.00
10.00
0.00
1
2
3
4
5
6
7
8
No. muestreo
Figura 30. Eficiencia de remoción DQO.
59
Tabla 12. Comparativo de remoción de DQO entre AR de varios orígenes
Tipo de A.R.
AR sintética
DQO entrada
%E
TRH
(mg/L)
DQO
(h)
350
56
12
(Batero y Cruz, 2007)
58
5.2
(Navarro, 2008)
5.06
AR lavandería
AR municipales
154-328
25-41
AR urbana
700
40-70
AR doméstica
580
65
Autor (es)
(Cervantes et al.,
2011)
(Ruiz et al., 1999)
24
(Ruiz, 2014)
El N-NH4 en el agua residual se comporta como se muestra en la figura 31; en la
entrada el mínimo fue 62.5 mg N-NH4/L y
máximo 195 mg N-NH4/L, con un
promedio de 124 mg N-NH4/L. En la salida, la mínima concentración fue 95 mg NNH4/L y máximo de 160 mg N-NH4/L, con promedio de 129 mg N-NH4/L. Estas
concentraciones son altas debido a que el nitrógeno orgánico durante el proceso
anaerobio se hidroliza produciendo formas amoniacales y, como se ha mencionado,
en la descarga de INBIOTECA hay un biodigestor anaerobio. A pesar de que el
nitrógeno amoniacal es un nutriente importante para el crecimiento de los
microorganismos, su carencia puede provocar el fracaso en la producción de
biogás, mientras que una concentración excesivamente alta puede limitar su
crecimiento, dada también la toxicidad propia de esta sustancia (Bryant, 1979).
Con estas altas concentraciones de N-NH4 es recomendable un tratamiento
posterior debido a que el nitrógeno amoniacal es tóxico tanto para los humanos
como para los peces, ya que altera el equilibrio de los ecosistemas acuáticos.
60
250
Concentración de N-NH4 (mg/L)
200
150
Entrada
Salida
100
50
0
1
2
3
4
5
6
7
8
Figura 31. Comportamiento de nitrógeno amoniacal (N-NH4).
La producción de biogás fue de 37 mL en promedio de 48 horas en promedio, esto
significa que en un TRH de 48 horas, 1 L de agua residual tratada produce 8.87 mL
de biogás. Se muestra el comportamiento de la producción de biogás en la figura
32. Es una producción de biogás baja comparada con la de Canales (2011) que fue
de 24.65 mL/L.
61
12.00
mL/L biogás producido
10.00
8.00
6.00
4.00
2.00
0.00
1
2
3
4
5
6
7
8
No. de muestreo
Biogás
Figura 32. Biogás producido.
4.4 Determinación de la calidad del efluente tratado
El efluente tratado tuvo promedio de 23.12 mg/L SST que cumple los límites
máximos permisibles para uso en riego agrícola, uso público urbano y protección de
vida acuática para promedio diario, según la NOM-001-SEMARNAT-1996 (DOF,
1996).
Los resultados de los sólidos obtenidos por el método gravimétrico en sus diferentes
formas presentes se muestran en la tabla 13.
62
Tabla 13. Concentración de sólidos en el efluente del FAFA
Parámetro
Concentración
(mg/L)
ST
336.5
SVT
118.5
SST
23.12
SSV
18.16
SDT
302.14
SDV
88.77
Los resultados obtenidos confirman que el efluente cumple con la NOM-001 en
cuanto a SST y cumple con el límite máximo permisible para el reúso del agua en
servicio al público con contacto indirecto u ocasional que es de 30 mg/L (NOM-003SEMARNAT-1997).
El efluente tratado tuvo concentración promedio de 120 mg DQO/L, con
concentración mínima de 54 mg DQO/L y una máxima de 174.5 mg DQO/L; la
concentración del efluente cumple con el límite máximo permisible expuesto en la
Ley Federal de Derechos (DOF, 2013), que es menor de 250 mg DQO/L.
En la salida del filtro las concentraciones de nitrógeno amoniacal fueron: la mínima
de 95 mg N-NH4/L y la máxima de 160 mg N-NH4/L, con un promedio de 129 mg NNH4/L. No hay criterios en agua residual para el nitrógeno amoniacal (SEDUE, 1989)
y el límite permisible en agua potable es de 0.50 mg N-NH4/L (DOF, 1994). Los
valores obtenidos son muy superiores al rango deseable de nitrógeno Kjeldahl que
debe oscilar entre 40-60 mg/L (Ambientum, 2002), por lo que no cumple con el límite
permisible para nitrógeno total.
63
V. CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES
La descarga proveniente del INBIOTECA tiene concentraciones similares a las de
un agua residual de tipo doméstico; tiene relación DBO5/DQO de 0.73 lo que indica
que es un agua biodegradable y puede concluirse que el arrastre de sustancias
químicas tóxicas que se incorporan al agua residual por efecto del lavado del
material durante los estudios de investigación, no afectan la biodegradabilidad del
agua residual, de estos resultados la importancia de mantener su plan de manejo
de residuos peligrosos.
El FAFA alcanzó el estado estable durante su evaluación, teniendo una eficiencia
de remoción mayor del 50% y aumentando en cada lote, hasta el 70% .
El filtro anaerobio de flujo ascendente operado por lotes tuvo una eficiencia de
remoción promedio de 58% con temperatura entre 18 y 20°C, esto cumplió la
hipótesis propuesta y se considera admisible el operar el reactor por lotes, ya que
no hubo bajas considerables en la eficiencia ni taponamientos comunes en estos
sistemas.
El filtro anaerobio operado por lotes resulta adecuado para tratar el efluente de
INBIOTECA, ya que complementa el tratamiento que da el biodigestor. Esto se
demuestra en la reducción de la DQO en 58%, así como en los sólidos.
El efluente cumple con los límites máximos permisibles que dictan la Ley Federal
de Derechos y la NOM-001-SEMARNAT-1996 en los parámetros evaluados. Sólo
se recomienda un sedimentador previo al filtro y si se quisiera aumentar la calidad
o reutilizar el efluente se necesita un tratamiento aerobio posterior para disminuir
las concentraciones de N-NH4.
El tratamiento anaerobio trae en consecuencia altas concentraciones de N-NH4. Se
recomienda un tratamiento aerobio posterior para disminuir esta concentración, que
puede ser una laguna aerobia o un humedal de flujo subsuperficial.
64
Se recomienda tapar el FAFA para privarlo del contacto con luz solar y así evitar el
crecimiento de algas que afectan la eficiencia de remoción de DQO.
65
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