Funcionamiento de un reactor anaerobio de flujo ascendente (RAFA) a través de la edad del lodo y los coeficientes cinéticos

Jhonny Pérez^1*, Gerardo Aldana², Carmen Cárdenas²

¹Grupo GISA, Facultad de Ingeniería, Universidad de La Guajira. Km 5 vía a Maicao, Riohacha, La Guajira, Colombia. * jpemon@hotmail.com.

²Centro de Investigaciones del Agua CIA, Facultad de Ingeniería, Universidad del Zulia. Maracaibo, Venezuela

Abstract

Upflow anaerobic sludge blanket reactor (UASB) performance is influenced by change in the hydraulic and organic load. Aim of this study was to evaluate the performance for a 4.14L reactor controlling temperature (30 ± 1°C) with a jacket circulation and a thermostat bath. Sludge age and kinetic coefficients were calculated. 500 mg/L of glucose as volumetric organic load were tested for different loading from 0,50 to 3.0 kgCOD/m3d kgCOD/m3d. Theoretical hydraulic retention time assayed from 24 to 4 hours, keeping a constant flow rate with a peristaltic pump. Sludge age recommended was 165 days and it was found enough to achieve a COD reduction by 86.87%. Rate constants found were: decay coefficient endogenous (Kd) = 0.0023 d–1, yield coefficient cell (Y) = 0.0767 KgSSV/KgDQOr, maximum rate of substrate utilization per unit of microorganisms, (k) = 0.2578 mgDQO/mgSSV.d, substrate saturation constant (Ks) = 214 mg/L and maximum specific growth rate ( max ) 0.0198 d–1. Equation found by linear regression was able to predict the an operation of the reactor with a standard error of 1.882% in terms of COD´s efficiency. Rate coefficients proposed by the process was developed successfully.

Keyword: UASB, sludge age; kinetic coefficients.

Resumen

La eficiencia de un reactor anaerobio de flujo ascendente (RAFA) se ve afectada por los cambios de carga orgánica e hidráulica. Se evaluó el funcionamiento del reactor usando la edad del lodo y coeficientes cinéticos en un RAFA de 4,14 litros a temperatura controlada (30±1°C) con una chaqueta de recirculación y baño termostatado. El reactor se alimentó con 500 mg/L (glucosa), las cargas orgánicas volumétricas variaron desde 0,50 kgDQO/m3d a 3,0 kgDQO/m3d al variar los tiempos de retención hidráulico teórico (TRHt) desde 24 a 4 horas manteniendo el caudal constante con la ayuda de una bomba peristáltica. Una edad del lodo de 165 días fue suficiente para lograr una reducción de la DQO de 86,87%. Los coeficientes cinéticos encontrados fueron: decaimiento endógeno (Kd)=0,0023 d–1, producción celular (Y)= 0,0767 KgSSV/KgDQOr, tasa máxima de utilización de substrato por unidad de microorganismos (k) = 0,2578mgDQO/mgSSV.d, constante de saturación del substrato (Ks)= 214 mg/L y tasa de crecimiento específicomáximo( max ) 0,0198 d–1. La ecuación encontrada por regresión lineal, fue capaz de predecir el funcionamiento del reactor con un error estándar 1,882% en la predicción de la eficiencia de DQO. Los coeficientes cinéticos permitieron afirmar que el proceso se desarrolló de forma satisfactoria.

Recibido el 11 de Marzo de 2011 En forma revisada el 17 de Octubre de 2011

Introducción

La cinética de los procesos biológicos han sido estudiados teniendo en cuenta la relación entre la concentración del substrato limitante y la proporción de crecimiento microbiano [1, 2], en los procesos anaerobios, la DQO ha sido utilizada como substrato limitante en los estudios de cinética [3], al igual que los ácidos volátiles [4].

Las constantes o coeficientes cinéticos han sido determinados para evaluar el funcionamiento del proceso microbiano en diferentes tamaños de reactores: en un digestor anaerobio de 2 L usaron la mezcla con ácidos grasos [5]. En un RAFA cilíndrico de 10,5 L usaron glucosa como substrato y lodo proveniente de una planta de tratamiento convencional como inóculo [6]; de forma similar reactores cilíndricos con capacidad de 7,9; 3,1 y 16,6 litros alimentados con glucosa e inoculados con lodo granular [7]; en un reactor de 4 litros y alimentado con aguas residuales de una industria procesadora de camarones usando lodo granular [8] a escala real y en un RAFA de 89,60 m3 tratando agua residual municipal (ARM) [9]. Son muchos los modelos matemáticos que se han desarrollado sobre el proceso de digestión anaerobia: considerando la etapa metanogénica como limitante del proceso, de lo cual concluyeron que una concentración alta de ácidos volátiles y un pH bajo colapsaría el reactor [10], la biopelícula anaerobia se utilizó para describir su crecimiento y la tasa de utilización del substrato determinando una concentración mínima para que ocurra su crecimiento [11, 12]. Considerando las cinco (5) etapas del proceso anaerobio, concluyeron que el modelo puede ser usado para determinar la cinética y optimizar el funcionamiento del reactor [13]. Asimismo tomando los coeficientes cinéticos reportados en la literatura [14], desarrollaron en el año 2000 el modelo de digestión anaerobia denominado ADM1 [15].

Considerando que la biopelícula es la que describe la cinética y no la configuración del reactor, se formuló un modelo matemático para simular la biopelícula contenida en reactores anaerobios degradando substratos complejos [16], de forma similar [17] concluyeron que el modelo matemático de biopelícula anaerobia fue válido para aclarar y validar el modelo conceptual de digestión anaerobia (ADM1) [18, 19]. Después del ADM1 se han hecho varios estudios tomando como base este modelo con algunas modificaciones [18, 20]. Se validó y calibró un modelo matemático simplificado (MMS) tomando como base el modelo ADM1 a caudales cíclicos [21]. Los autores demostraron que con el MMS obtuvieron una mayor aproximación entre los resultados observados y los estimados con el modelo. Sin embargo los coeficientes cinéticos usados fueron tomados de la literatura [15]. Existen muchos modelos cinéticos sugeridos para explicar el proceso anaeróbico, sin embargo para su aplicación se requiere una gran cantidad de información que puede limitar la utilidad de estos modelos [20]. En este sentido, el objetivo de la presente investigación fue determinar el funcionamiento del RAFA de manera simplificada y demostrar la correlación entre la edad del lodo y el grado de tratamiento deseado haciendo balance de masa para calcular los coeficientes cinéticos considerando la cinética de Monod.

Parte experimental

Instalación experimental y operación del reactor

La investigación se desarrolló en un RAFA de 4,14 L (7,9 cm de ancho; 9,8 cm de largo y 55 cm de alto) construido en plástico transparente de 5 mm. La operación del reactor se efectuó bajo temperatura controlada de 30±1°C con la ayuda de una chaqueta de recirculación externa en donde se recirculó agua de un baño termostatado. Para mantener un caudal de alimentación constante (afluente) se usó una bomba peristáltica marca Cole Parmer modelo 7553-80 de 1-100 rpm y para recolectar el biogás se usó un dispositivo de desplazamiento de agua acompañado de un manómetro para determinar y hacer las correcciones por presión tal como se muestra en la Figura 1.

El reactor fue inoculado con 820 mL (19,8%) de lodo anaerobio granular proveniente de una industria cervecera local. El efluente utilizado fue una solución preparada disolviendo 500 mg de glucosa (C₆H₁₂O₆), 500 mg de bicarbonato de sodio (NaHCO₃) y microelementos en agua destilada hasta alcanzar un volumen de un litro.

Para aclimatar el lodo se inició la alimentación por carga (3 cargas) hasta que la actividad del lodo superó 0,1 L-biogás/L.día reactor [22], luego fue alimentado con flujo continuo a TRHt de 24, 20, 16, 12, 10, 8, 6, 5, 4 horas y se determinaron los siguientes parámetros: pH, Alcalinidad, DQO, SSV, producción de biogás, contenido de metano, de acuerdo a lo establecido en el Standard Methods [23].

Evaluación cinética

Las constantes o coeficientes cinéticos se determinaron usando la cinética de Monod y realizando balances de masa para el substrato y microorganismos en la fase de estado estable del reactor [6, 7, 9, 24-26].

Balance de masa para el substrato (S)

El balance de masa para el substrato se estableció de acuerdo a la ley de conservación de masa así (ver abajo):

Este balance se representa matemáticamente de acuerdo a la ecuación (1). Se consideró que la contribución de la zona del manto de lodo en la remoción de la DQO es despreciable (aspecto que fue verificado en esta investigación) por tal razón la concentración de DQO a la salida del reactor (Se), es igual a la concentración de DQO en la salida del lecho de lodo (SL ) y sabiendo que en condiciones de estado estable la ecuación 1 se puede escribir de acuerdo con la ecuación 2.  

Lawrence y McCarty, 1970 [27] afirmaron que la tasa de utilización de substrato, se describe de acuerdo a la ecuación 3, ecuación que ha sido empleada en varios estudios de cinética en RAFA [5, 26, 8, 28, 29]. Reemplazando la ecuación 3 en la ecuación 2 tenemos la ecuación 4:

Ordenando e invirtiendo la ecuación 4 se tiene la ecuación 5 que es aplicable para determinar la tasa de utilización del substrato por unidad de biomasa (k, mgDQO/mgSSV.d) y la concentración de saturación de substrato (Ks, mg/L), esta ecuación coincide con la usada en otras investigaciones [26, 28, 29].

donde VL es volumen del lecho de lodo (L), XL son los sólidos suspendidos volátiles (SSV) en el lecho de lodo (mg/L),Qla tasa de flujo aplicada al sistema (L/d), S0 la concentración de DQO en el afluente (mg/L), Se la concentración deDQOen el efluente (mg/L).

Balance de masa para los microorganismos

De igual manera que el balance de masa para el substrato, se presenta un balance para los micoorganismos de forma práctica que puede ser usada en el diseño de RAFA teniendo en cuenta las fases del crecimiento microbiano [8, 29] (ver abajo).

El balance de masa microbiano puede escribirse de acuerdo a la ecuación 6.

Pero el crecimiento de los microorganismos está dado por el crecimiento total menos la pédida de por respiración endógena, así, la ecuación 6 se puede representar de acuerdo a la ecuación 7.

El tiempo de retención celular ( c ) es un importante parámetro operacional [4, 26, 27] que viene dado por la ecuación 10 [6, 8, 26, 28-30]. Reemplazando la ecuación 3 y 10 en la ecuación 9, resulta la ecuación 11.

De acuerdo a la ecuación 3, la tasa de utilización de substrato específica, [26, 31] remplazando esta expresión en la ecuación 11 resulta la ecuación 12:

Balance de masa para los microorganismos. La tasa de utilización de substrato especifica es producto de la relación alimento-microorganismo

y la eficiencia [26, 29, 30], haciendo esta sustitución en la ecuación 12, se obtiene la ecuación 13 que es práctica para determinar el coeficiente de decaimiento endógeno  y coeficiente de crecimiento celular (Y, mg SSV/mg DQO).

De a la ecuación 11 se deduce la ecuación 14 para estimar la concentración del efluente de acuerdo a los coeficientes cinéticos encontrados en el proceso.

donde X0 son SSV en el afluente (mg/L), Xe la concentración de SSV en el efluente (mg/L),Kd el coeficiente de decaimiento endógeno (d–1), Y es el coeficiente de crecimiento celular, interpretado como la masa de células formadas por masa de substrato consumido (mg SSV/mg DQO), max es tasa de crecimiento especifico máxima (d^–1 ), es la tasa de crecimiento específico de la biomasa es el tiempo de retención de los sólido o edad del lodo (d), es la relación alimento microorganismo (kg DQO/kg SSV.d) y q es la tasa de utilización de substrato específica (mg DQO/mg SSV.d). Para mantener la cantidad mínima de biomasa necesaria, el afluente debe tener una concentración mínima de substrato (Smin), la cual puede ser calculada por la ecuación de crecimiento neto, que siguiendo la cinética de Monod, se puede representar de acuerdo a la ecuación 15 [26].

Presentación y análisis de los resultados

Arranque y operación

El lodo utilizado provino de un reactor anaerobio en funcionamiento lo que garantizó un arranque efectivo [22] con una tasa de producción de biogás de 0,275L/L.d, lo que indicó que el RAFA estaba apto para iniciar la etapa de flujo continuo. Para evitar rupturas y desgastes del lodo, la operación se inició a TRHt de 24h (velocidad ascensional de 0,022 m/h) [32] y se continuó a TRHt de 20, 16, 12, 10, 8, 6, 5 y 4 horas; donde se determinaron: pH, alcalinidad, producción de biogás, contenido de metano y DQO evaluando 7 días de estabilidad en cada TRHt [33]. La estabilidad se consideró en términos de remoción de DQO y producción de metano. El pH se mantuvo entre 6,45 y 6,72 y la alcalinidad entre 546 a 677 mgCaCO₃/L indicando que el reactor operó en el rango eficiente para las bacterias metanogénicas [34]; la producción de biogás se mantuvo entre 0,203 a 0,461 m3/ kgDQOr similar a otras investigaciones [35, 36]; el porcentaje de metano varió desde 60% a 87,5% encontrándose en el rango favorable para este proceso [37].

Funcionamiento y evaluación cinética del RAFA

Como la concentración de materia orgánica fue mantenida constante, la carga orgánica volumétrica (COV) y la tasa de carga de lodo (TCL) fue incrementada por la carga hidráulicas al reducir los TRHt como se muestra en la Tabla 1 (datos promedio de 7 días de estabilidad), los SSV del lecho de lodo se mantuvieron constante durante gran parte del tiempo, solo varió al finalizar el estudio. Se obtuvo una eficiencia desde 86,87% a 93,65%, resultados que son similares a (91,98% a 93,65%) así como a los obtenidos por Ghangrekar, 2006 [26] con el mismo tipo de substrato.

Tomando los resultados experimentales de los TRHt de 12 a 4 horas (tiempo de operación de los reactores en clima tropical y subtropical), se presenta en la Figura 2 el funcionamiento del reactor con el incremento en la COV aplicada, se puede observar que la eficiencia (E, %) de remoción de la DQO con COV y TCL describió una correlación negativa con R=0,9705 y R=0,9756 respectivamente.

los cambios en las características del lodo presente y en consecuencia de la población microbiana, manteniendo así la tendencia válida presentada en la Figura 2.

Graficando el tiempo de retención de los sólidos (TRS) o edad del lodo contra la TCL, se encontró un comportamiento exponencial negativo ( TRS , , TCL 25161e 23 76 . Se calculó que para la máxima TCL (0,1212 kg DQO/kgSSV.d) el TRS fue de 165 días, de forma similar se obtuvo un valor de TRS de 215 días, para un TCL de 0,082 kgDQO/kgSSV.d, presentando similitud con 292 días encontrados por Benefield y Randall [27] con el mismo valor de TCL. El mayor pudo obedecer a que el reactor utilizado por estos autores [27], no tenía el separador G-S-L, esencial para facilitar la sedimentación de los sólidos en el reactor.

Ninguno de los promedios de los SSV superó los 25 mg/L, para todas las cargas orgánicas aplicadas aumentando con el incremento en la COV o sea con el aumento del caudal, la baja pérdida de sólidos en el reactor permitió obtener un elevado TRS. El bajo valor de los sólidos en el efluente se debe a la ausencia de sólidos en el afluente y al funcionamiento del separador G-S-L del RAFA.

Cálculos de los coeficientes cinéticos

Tomando los datos de la Tabla 1 (TRHt de 2 a 4 h) se graficó la ecuación (5) y aplicando regresión lineal se obtuvo la siguiente ecuación con los coeficientes Ks /k y1/k

de la cual se determinaron los valores de Ks=214 mg/L y k =0,258 mgDQO/mgSSVd con un coeficiente correlación (R)=0,920 y una explicación de la variabilidad de los datos al 82,64% (R2= 0,8464).

Graficando la ecuación 13, se obtuvo la siguiente ecuación con el coeficiente Y

de la cual se pudo determinar los valores de Y=0,0767 mgSSV/mgDQO, Kd=0,0023 d–1 y el valor de max 0,020d–1. Se obtuvo una correlación muy significativa (R=0,993), un alta explicación de la variabilidad total de los datos (R2= 0,985). La digestión anaerobia es un proceso de baja producción celular, lo que indica que los valores de Y deben ser pequeños tal como se demuestra en la presente investigación y se corrobora con varias investigaciones realizadas en RAFA a escala de laboratorio: un valor de Y(mgSSV/mgDQO) de 0,0708 [26]; 0,03 [5]; 0,109; 0,091 [7] y 0,121 [23].

De igual manera, la tasa de muerte debe ser pequeña como indicador de una baja muerte o perdida celular, valores similares de: Kd(d–1)han sido obtenidos: 0,00174 d–1 [25]; 0,0038 [26], también se han reportado valores mayores: 0,039 [9]; 0,020 [17]; 0,04 [6]; 0,035; 0,028 y 0,065 [7]; 0,016 [40]; 0,028 [13] y 0,099 [5]. Un bajo valor de Kd, indica que el lodo puede guardarse por largos periodos sin alimentar, esto ha sido evidente en varias oportunidades, en los Laboratorios del Departamento de Ingeniería Sanitaria y Ambiental (DISA) de La Universidad del Zulia, República Bolivariana de Venezuela. Para el valor encontrado de Kd en esta investigación (0,0023 d–1), si el lodo se guarda durante 6 meses, todavía, aproximadamente 50% de los microorganismos permanecerán activos, durante un mes, aproximadamente 90% de los microbios permanecerán activos y el reactor no requerirá tiempo adicional para reiniciar. Para la duración mayor que un mes, el reactor requerirá de pocos días para recobrar su eficiencia original después que se reinicie. En el tratamiento aerobio se reportaron mayores valores de Y de 0,735 KgSSV/KgDQO y Kd de 0,44d–1 [41], que se evidencia en una formación rápida de lodo, contrario al bajo crecimiento y muerte de la biomasa que ocurre en el tratamiento anaerobio.

El valor de encontrado (0,0198 d–1), es ligeramente similar a 0,034 d–1 encontrado por [25] y menor 0,0814 d–1[9]. Mayores valores han sido encontrados: 0,14 d–1[7]; 0,12 d–1 [6] y 0,414 d–1 [5], esto indica hubo mayor crecimiento específico de la biomasa, debido a las mayores concentraciones de DQO aplicadas en sus estudios: 3000 mg/L, 1500 mg/L y 20000 mg/L [7, 6, 5] respectivamente, que como se observa, este valor se incrementó con la concentración de DQO.

Usando la ecuación (15) y las constantes encontradas se determinó una concentración mínima de substrato de 28 mg/L, este es un valor similar al encontrado por Ghangrekar [26] (26 mg/L). Lo anterior indica que para concentraciones de substrato superiores a 28 mg/L habrá crecimiento neto de los microorganismos en el reactor.

Predicción de la eficiencia de remoción de la DQO

La ecuación 14 puede ser usada para determinar la concentración de DQO en el efluente. Esta relación puede ser útil en la operación del reactor, para tener la eficiencia deseada, por un adecuado manejo del tiempo de retención de los sólidos o edad del lodo. Dependiendo de la concentración de DQO en el afluente, se puede calcular la eficiencia del reactor. En la Figura 3 se muestra la eficiencia observada versus la eficiencia estimada. La desviación estándar de esta predicción es de 1,882 mg/L, lo cual indica que la eficiencia de remoción de la DQO se desvía en ±1,882 desde la eficiencia de remoción predicha; R= 0,975 lo que indica una fuerte correlación lineal entre las variables (R=0,9752), lo que permite afirmar que la variabilidad de la eficiencia estimada explica un 95,10% de los datos de la eficiencia observada.

Es importante anotar, que la predicción no incluye variaciones de temperatura. Sin embargo, el estudio realizado por Haldane a temperatura alrededor de 30 °C, no reportó diferencia con el modelo cinético de Monod [26].

Conclusiones

Una edad del lodo de 165 días, fue suficiente para lograr una reducción de la DQO de 86,87% y para que exista crecimiento de microorganismos en el reactor, debe existir una concentración mínima de DQO 28 mg/L, por debajo de este valor no existirá un crecimiento microbiano esencial para el tratamiento.

Agradecimientos

A la Universidad La Guajira, Colombia; al Consejo de Desarrollo Científico y Humanístico (CONDES), al Departamento de Ingeniería Sanitaria y Ambiental (DISA) de la Universidad del Zulia, Venezuela por su apoyo económico y logístico y al Centro de investigación del Agua por su apoyo logístico en la realización de este proyecto.

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