TRATAMIENTO DE LODOS PROVENIENTES

‘ I

31

6

\

I

L’

; m a b i ~ r i a altiempo

NlVERSiDAD

+UTONOMA

METROPOLITANA

Y

DIVISION DE CIENCIAS BIOLOGICAS Y D E LA SALUD

SECRETARIA ACADEMICA

A. OWEN CORRESPONDA:

Por medio de la presen

del Departamento de BIOTECNOLOGíA.

de la División de Ciencias Biológicas y de la Salud, asesoró el siguiente Servicio Social:

se hace constar que el (la):

A.

EN C. FLORINA RAMíREZ VIVES.

Tratamiento de Iodos provenientes de la planta de

tratamiento de aguas de la Refinería Ing. Antonio M.

(PEMEX-Salamanca) por digestión anaerobia. Domínguez Jiménez Mario Iván.

Ingeniería Bioquírnica Industrial.

Octubre 30, 1997 a Mayo 29, 1998

S e extiende la presente para los fines que al interesado convengan, en la Ciudad de

México, D.F. a veintiuno de Julio de mil novecientos noventa y oche

JA LU M

N

O

MATRíCULA 93328526

J

A T E N T A M E N T E “Casa Abierta ai Tiempo”

M

SECRETARIO ACADÉM~CO

I/ UNIDAD IZTAPALAPA

AV. _iViiChOaCan Y La Purisirna lztapalapa 09340, México, D.F. A.P. 52-535 Tels: 72446-81 y 85 Fax: (5) 612-83-83

DOMÍNGUEZ

JIMÉNEZ

MARIO

IVÁN

Matricula Licenciatura División Unidad Teléfono

Trimestre Lectivo Horas a la semana

Título del trabajo

6-1 3-66-83 TERMINAL 30 HORAS

TRATAMIENTO DE LODOS PROVENIENTES DE LA PLANTA DE TRATAMIENTO DE AGUAS DE LA REFINERíA ING. ANTONIO M.

(PEMEX-SALAMANCA) POR DIGESTIÓN ANAEROBIA.

! Asesor del IMP

i

Asesor de la UAMl

Fecha. de inicio :

Fecha de terminación:

M. en C. Juan Cayetano Cid Nuñes Investigador Candidato del IMP.

i d .

M. en C. Florha

Rarnirez

Vives Profesor titular dd tiempo completo

30 de Octubre de 1997 30 de Mayo de 1998

I.

México D.F. a 30 de Mayo de 1998.

i

i

Dr. José

Luis

Arredondo Figueroa Director

División de Ciencias Biológicas y de la Salud.

Presente

Por medio de la presente hago constar que Mario Ivan Domínguez Jirnénez con matrícula 93328526 de la c.arrera de Ingeniería Bioquímica Industrial concluyó satisfactoriamente su Servicio Social con el proyecto’ titulado.

“Tratamiento de Iodos provenientes de la planta de tratamiento de aguas de la refinería Ing. Antonio

M.

(PEMEX- Salamanca) por digestión

anaerobia”.

y realizado en el Departamento de Bioprocesos adscrito a la división

de Tecnología de Control perteneciente a la Gerencia de Control Ambiental y Sustentabilidad de la Subdirección de Protección Ambiental del Instituto Mexicano del Petróleo.

$Y Aten tamente

M en C.Juan Cayetano Cid N

México Q.F. a 30 Mayo de 1998

.

Dr. José Luis Arredondo Figueroa Director

División de Ciencias Biológicas y de la Salud.

Presente

Por medio de la presente me permito informarle la terminación' de mi Servicio Social, el cual se llevó a cabo en el Departamento de Bioprocesos adscrito a la División de Tecnología de Control perteneciente a la Gerencia de Control Ambiental y Sustentabilidad de la Subdirección de Protección Ambiental del Instituto Mexicano del Petróleo.

El proyecto realizado llevó por título:

"Tratamientc de Iodos provenientes de la planta de tratamiento de aguas de la refinería Ing. Antonio M. ( PEMEX- Salamanca) por digestión

Anaerobia"

y fue asesorado por el M. en C. Juan Cayetano Cid-Nuñes, investigador candidato del IMP y por la M. en C. Florina Ramírez Vives, profesor titular de tiempo completo en el Departamento de Biotecnología de la división CBS.

(3

Atentemente

Y

I

-

9. C.

México D.F. a 30 de Mayo de 1998.

Dr. José Luis Arredondo Figueroa Director

División de Ciencias Biológicas y de la Salud.

Presente

Por medio de la presente hago constar que Mario Ivan Domínguez Jirnénez con matrícula 93328526 de la carrera de Ingeniería Bioquímica Industrial concluyó satisfactoriamente su Servicio Social con el proyecto titulado:

"Tratamiento de

Iodos

provenientes de la planta de tratamiento de aguas de la refinería Ing. Antonio M. (PEMEX- Salamanca) por digestión

anaerobia".

y realizado en el Departamento de Bioprocesos adscrito a la división de Trcnología de Control perteneciente a la Gerencia de Control Ambiental y Sustentabilidad de la Subdirección de Protección Ambiental del Instituto Mexicano del

Petróleo.

Atentamente

'LTRATAblIENTO DE LODOS PROVENIENTES DE LA PLANTA D E TRATAMIENTO DE AGUAS DE LA REFINERIA ING. ANTONIO M ( PEMEX-

SALAMANCA) POR DEESTIÓN ANAEROBIA"

1

Proyecto realizado por Dornínguez Jiménez

Mario

Ivan con matricula 93328526 de ia licenciatura en Ingeniería Bioquímica Industrial, y bajo el asesoramiento de el M. en

Frtróleo y la M en C. Florina Ramírez Vives quien es'profesor titulado de tiempo completo

C. Juan Cayetano Cid N u ñ a que es investigador Candidato del Instituto Mexicano del

.

.

dentro d s la UAM- Iztapalapa. . ,

RESÚMEN

Un factor importante que debe considerarse cuando se trata un agua residual, en este caso procedente de la refinería de PEMEX Salamanca, es el residuo o lodo que el proceso genera. El lodo procede de una planta aerobia de Iodos activados, los cuales impactan de ..manera directa a los costos de la misma además de que representan un grave inconveniente ' por su' potencial contaminante ya que contiene muchas bacterias

patógenas para el hombre y también genera malos olores, además de que son muy difíciles de manejar.

Los reactores UASB han sido utilizados ampliamente en el tratamiento de efluentes domésticos e industriales y aún con Iodos residuales domésticos, sin embargo, existe muy poca información en estudios con Iodos residuales de refinería. Tomando como experiencia los estudios del IMP en el tratamiento de Iodos residuales urbanos, se utilizó el reactor UASB para Iodos de refinería, donde se consideraron los resultados obtenidos en el manejo de este tipo de reactores en el tratamiento de Iodos municipales de la Planta de tratamiento de Aguas de San Rafael, N.L..

El tratamiento de los Iodos residuales se llevó a cabo con un reactor inoculado con 2.6 L de lodo activado de refinería y se acondicionó en recirculación por 40 días para establecer condiciones metanogénicas a una temperatura de 35°C y pH de 7 a 7.5.

Después de este tiempo se arrancó en continuo con una carga orgánica de 5.1 kg

DQO / m3 d. alcanzando un tiempo de residencia hidráulico (TRH) de 0.9 días

.

AI haber sobre acumulación en los Iodos se dismuniyó la carga a 0.51 kg DQO/ m3 d, incrernentándose el TRH del sistema a 1.3 días.

Durante la operación en continuo el reactor UASB tuvo variaciones en la carga orgánica, tales cambios afectaron de manera drástica la conversión de DQO removido a metano, especialmente cuando se aumentó esta, pero se observó que a una carga moderada hay una lenta adaptación del lodo seguida de un aumento en la eficiencia de conversión.

De este trabajo se puede conciuir que aparentemente el sistema UASB es

el

adecuado para el tratamiento de Iodos residuales en cuanto a su buena eficiencia de remoción de DQO

.

Sin'embargo la relación entre la cantidad de metano producido con respecto al DQO removído no fue la esperada ya que el valor máximo de conversión de

DQO a metano fue del 6.5%, además de que el sistema estableció un deficiente contacto entre el sustrato y la biomaca, generando también como problema una acumulación de

sólidos. .~

Para solucionar este problema es mejor operar con un sistema de agitación que Permita una mejor remoción de la materia orgánica y de sólidos presentes, además de que genere una mayor cantidad de biogas.

' .

,

! " "TRATAMIENTO üE LODOS PROVENIENTES DE LA PLANTA DE TRATlAMI@JTO DE AGUAS DE LA REFlNERíA ING. ANTONIO M.

(PEMEX

-

SALAMANCA) POR

DIGZSTIÓM

ANAEROBIA"

ANTECEDENTES

El tratamiento de aguas residuales de manera constante produce un residuo, el cual debe ser eliminado del ambiente. Frecuentemente este residuo es

tin material semisólido, oloroso, difícil de manejar y peligroso, nombrado por lo general lodo. A pesar de lo antsrior, el lodo puede contener sustancias nutrientes y materiales orgánicos que pueden ser considerados como una fuente natural que pueden volverse a llenar ( Vesilind, 1980).

La definición de lodo de acuerdo al Diario Oficial de la Federación ( NOM- PA-CPR-001/93) que establece las características de los residuos peligrosos, es una niezcla de líquido sólido en proporciones normales de 3 a 7 % en peso de sólido y el resto de agua u otro líquido. Los sólidos son totalmente molestos en el tratamiento de agua .residuales ya qu'e tienen fuerte. .olor por permitir su estancamiento en alcantarillas o en el fondo del sedimentador primario.

En algunos casos el tratamiento y disposición del lodo generado por una planta de tratamiento llega a requerir un elevado porcentaje de los costos de inversión y operación de la planta. 'Algunos procesos para el tratamiento del lodo aerobio son el composteo mezclado con residuos celulósicos, acondicionamiento químico con cal, incineración, pasteurización y digestión anaerobia.

El tratamiento de Iodos residuales fue la primera aplicación del proceso anaeróbico. La digestión anaerobia a gran escala fue practicada tiempo antes del entendimiento microbiológico y bioquímico. La producción de metano a partir de Iodos residuales fue explicada por Dibbin en 1885. La recolección de este Útil subproducto fue reportado por Cameron y Exeter en 1895.

Los tratamientos realizados antes de 191 O en los cuales no se controlaban los procesos de calentamiento y mezclado, donde las únicas variaciones se debían al sistema de almacenamient,o del lodo. En las publicaciones posteriores a esta fecha está muy discutido el lugar en donde se usó el primer digestor, en

En 1954 una dependencia del Reino Unido reportó que el diseño era muy variable y sin bases científicas, lo cual causaba problemas de dilución del lodo para reducir el tiempo de retención y producción de biogas además de las dificultades de una buena agitación. Po'r lo que el Laboratorio de Investigación sobre contaminación de aguas ( Water Pollution Research Laboratory WPRL) empezó a realizar mejoras durante los años de 1955 a 1960. Swanwick y et al. en 1969 formando parte del programa WPRL dirigió un estudio a partir de la digestión de Iodos e indicó la inhibición de microorganismos anaerobios debido a detergentec, metales y disolventes los cuales no eran tan comunes como se creía. (Colín 1991).

donde se empleaba ya el calentamiento y el mezclado. 19

'

- En 199.: el Instituto -'del Petróleo realizb un .estudio de evaluaciCn , ,

4

tecnoiógica

para determinar el proceso de tratamiento de Iodos residuales de agilas urbanas (Informe técnico I.M.P. 1994) y se concluyó que el mejor proceso para trata< esios consiste de cuatro etapas. La primera etapa consiste de la separación de sólidos por flotación con aire disuelto, l a segunda, un tratamiento anaerobio para la estabilización de Iodos, la tercera, la eliminación del agua y la ijltima, un composteo para la disposición de los mismos.

Los

reactores UACB han sido utilizados ampliamente en el tratamiento de efluentes domésticos e industriales y aún con Iodos residuales domésticos. Sin

errbaryo, se cuenta con muy poca información en estudios con Iodos residuales de refinería. Aprovechando la experiencia del Instituto del Petróleo en el tratamiento de Iodos residuales urbanos, se dedicó utilizar el reactor UASB para

Iodos de refinería, tomando en cuenta a los resultados obtenidos en el manejo de

este tipo de reactores en otros estudios de tratamiento de Iodos municipales de la Planta de iratamiento de Aguas de San Rafael, N.L..

Actualmente; el Instituto ,del Petróleo realizó estudios de la biodegradación

. .

de Iodos residuales de refinería en botellas serológicas para establecer la capacidad de mineralización del iodo y fijar algunos parámetros operacionales para experimentos en continuo ( Informe técnico I.iv1.P. 1997).

5

1 . .

INTRODUCCIÓN

ASPECTOS GENERALES

La degradación de la materia orgánica por digestión anaerobia conduce a la

producción de un gas ( biogas) compuesto por metano y COZ principalmente. Este

proceso tiene lugar en ausencia de oxígeno. El metano es un producto deseable

el cual puede ser generado a partir de una amplia variedad de compuestos

.

*

I

orgánicos. ?

Países industrializados

han

perfeccionado el proceso de digestión

anaerobia en gran parte como un método para tratamiento de aguas municipales,

industriales y de uso agrícola; alternativamente para generar combustible como

metano (Wise, 1981 ).

La dzgradación de sustancias orgánicas se lleva a cabo a través de varias etapas: Iiidrólisis del sustrato, acidogénesis, acetogenesis y finalmente

metanogénesis. En cada fase actúan microorganismos específicos .( fig 1)

Fase Hidrolítica.

Las grandes y complejas moléculas de sustrato ( Iípidos, glúcidos,

proteínas) son fragmentados y transformados en moléculas más sencillas por

acción de bacterias hidrolíticas.

La hidrólisis se reconoce como una etapa limitante dado que algunos

residuos orgánicos naturales ( deshechos lignocelulósicos)

son

muy resistentes a

la acción bacteriana (Scriban, 1984). Fase acidoaénica.

Una parte de los monómeros producidos por la hidrólisis del

sustrato

es

transformada en ácidos grasos, alcoholes ( por ejemplo metano1 y etanol ), gas

carbónico e hidrógeno. Esta fase pone en juego una población compleja de bacterias que en su mayoría son anaerobias estrictas (Scriban, 1984).

Fase acetoqenica. L

Esta etapa primordial en el proceso transforma a los productos de la

acetogénesis en precursores de metano ( ácido acético, ácido fórmico, hidrógeno

y gas carbónico ). Estas reacciones permiten evitar una acumulación de ácidos

grasos volátiles, diferentes del ácido acético, los cuales a concentraciones muy

elevadas se convierten en inhibidores de la metanogénesis.

Las bacterias acetogénicas viven en simbiosis con las metanogénicas,

consumidoras de hidrógeno (Scriban, 1984)

.

CHsCOOH

---+

_CH4

+

_CO2

Y _{a partir} de hidrógeno y de gas carbónico.

i

i

1

i~':

Fase hidrolítica

!

Ácido acético

Fase metanogenica

METANO

Figura 1. Metabolismo anaerobio.

i

i

En la segiinda reacción el hidrjgeno reduce al dióxido de carbono a gas n;etano.

El

dióxido de carbono actúa como aceptor .de hidrógeno o @e elfctrones. (ivlc Salty, 1964).

En la figura 2 se esquematizan las difere;ites rutas para la formación de metano a partir de residuos complejos.

Para que se lleve a cabo la digestión anaerobia, además de que sea nscesario la eliminación del oxígeno, también se debe tomar en cuenta las siguientes variables:

a) Temperatura.

Se presentan dos intervalos de temperatura Óptimos, uno es el mesofílico es de 30-45 "C y el otro es el termofílico de 50-55"C,,

b) PH

Otro importante factor es el pH adecuado. En las diferentes fases de la digestión , el pH fluctúa entre los valores 6.5 y 8.0 con un intervalo Óptimo de 7.0 a 7.2. A pH por debajo de 6.5 puede significar una concentración muy elevada de ácidos grasos volátiles y en consecuencia una inhibición de la metanogénesis. Por arriba de un pH de 8.0 puede ocasionar.la formacion de hidrógeno y amoniaco.

c) Nutrientes e Inhibidores.

Dentro de los nutrientes necesarios para el proceso está el nitrógeno ( bajo la forma de nirtato) que por lo general existe en cantidad suficiente en la mayor parte de los sustratos metanizables y durante la metanogénesis no se consumen cantidades importantes. Los nitratos en cantidades superiores a 150 mg/L pueden convertirse en un factor inhibidor de la metanogénesis por que su poder oxidante podrá afectar elevando el potencial redox.

Los sulfatos son inhibidores en concentraciones superiores a 100 o 200 mg/L. Su presencia induce el desprendimiento de hidrógeno y de sulfur0 de hidrógeno, siendo este último corrosivo. Sin embargo estos desprendimientos pueden tener un efecto benéfico precipitando los iones metálicos tóxicos en forma de sulfuros, siempre y cuando su concentración no sea muy elevada.

Los iones de metales pesados son inhibidores aún en concentraciones muy bajas. Otros inhibidores son hidrocarburos halogenados y compuestos como cianuros.

v

.. . . .

Otros nutrientes importantes

son

el

fósforo,

potasio, caicio,

niagnesio

y

_{trazas.de elementos como}

-: fí&o,

manganeso, molibdeno,

zinc, cobre, cobalto, selenio, tungsteno

y

hiqud.

DQO 100%

Otros intermediarios

Figura

2.

Vías de formación de metano.

. ..

, , ! !

1

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I:

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9

f f i \ ... . . .

L~~ sjc&& anaeri$iosjson Clasificados en tres generaciones; la primera engloba aquellos caracterizados por tener altos tiempos de retención hidráulica y ' con maneras de distribución de agua residual no adaptados para lograr homogeneidad en su distribución, tales sistemas son la fosa séptica, tanque Imhoff, laguna anaerobia, digestores de alta tasa, de contacto anaerobio y digestor de baja tasa.

En los de la segunda generación, los microorganismos son retenidos en el reactor por medio de un soporte (empaque) para que se adhieran en forma de biopelicula, o bien, por medio de su sedimentación. En estos sistemas se ha separado el tiempo de retención hidráulica del celular y se ha mejorado los

sistemas de distribución de agua logrando con ello una mejor interacción entre el sustrato y el microorganismo. Los ejemplos representativos para este tipo son filtro anaerobio, reactor UASB, reactor anaerobio con mamparas.

Por último, los reactores de la tercera generación también poseen a los microorganismos en biopelícula, pero el soporte se expande o fluidifica con altas veloc'idades de flujo. Un ejemplo es el reactor de lecho fluidificado o expandido.

Los resultados más importantes obtenidos durante el desarroiio tecnológico a través de las generaciones de reactores son la disminución del tiempo de retención hidráulica de días a horas, la creación de instalaciones compactas así como el incremento. de las eficacias y eficiencias del tratamiento de un agua residual.(Noyola, 1990)

REACTOR UASB ( Reactor anaerobio de fluio ascendente con lecho de

Iodos).

La principal característica de este reactor es la presencia de un mato de Iodos muy activo en el fondo del reactor. Otra característica importante es la manera de remover el gas sin interferencias con la sedimentación de los microorganismos y su retorno a la cama de Iodos.

La alimentación se introduce por la parte inferior del reactor donde se localiza el lecho de Iodos, posteriormente la mayor parte es convertida en metano y dióxido de carbono como biogas en un 90% y un 10% de biomasa. Este biogas formado provoca agitación suficiente para mantener las partículas del lecho moviéndose en el interior del reactor. Algunas partículas se quedan por arriba del lecho pero cuando pierden el gas atrapado vuelven a sedimentar (Berg, 1982). En la figura 3 se muestra un esquema del tipo de reactor UASB.

Los

principios fundamentales de/ UASB son (Lettinga

,

1980-83) :

a)

El

lodo anaerobio tiene o puede tener excelentes características de Sedimentación una vez que han alcanzado y mantenido condiciones favorables de crecimiento microbiano.

Un ;rianto de Iodos bien formado frecuentemente forma una fase estable y 'puede resistir fuerzas de corte relativamente alias, esto es,

I?

redispersión-'

de el manto requiere una cantidad considerable de energía de mezclado.

c) Ei " lavado" de los fióculos liberados de el manto de Iodos puede ser

minimizado creando una zona de movimiento casi nulo dentro del reactor, por ejemplo, instalando un dispositivo de separación gas-sólido en la parte alta del digestor.

A pesar de que el prxeso UASB se desarrolló originalmente para el tratamiento de aguas de baja y media carga sería menospreciable si se limitaría a estos usos. Resultados satisfactorios se han repodado con efluentes complejos a temperaturas mesofílicas óptimas y subóptimas (Leitinga, 1984).

Recomendaciones para e l mejor funcionamiento de/ reactor UASB (A.U. W. First International Course, 1994). "

Es de gran importancia tomar en cuenta los siguientes aspectos.

1. Concentración de los compuestos orgánicos en e l agua residual. Es necesario conocer la concentración de materia orgánica presente para saber cuanta carga orgánica se puede aplicar y no tener problemas de sobrecarga en el reactor. La concentración del agua residual puede ser determinada por DQO. Si

el

DQO es menor que 100 mg/L, el sistema UASB es el adecuado para el tratamiento. Si el DQO es mayor que 15000 mg/L, es necesario hacer diluciones del agua residual o recircular el efluente.

!

i

2. Alta concentración de sólidos suspendidos. Cuando el agua residual tiene una alta concentración de sólidos suspendidos, el reactor UASB puede no ser el adecuzdo. Cuando la concentración de sólidos excede de 3000 mg/L

3

además si son recalcitrantes, pueden acumularse en el reactor y generar un grave problema. Sin embargo cuando los sólidos están flotaGdo a través del reactor no es tan grave. La retención de sólidos en el reactor o el flotamiento depende del tamaño de las partículas de sólido y del lodo. Cuando la medida de ambos es la misma, los sólidos probablemente se acumularan en el reactor. Para estos casos se debe proponer un tanque de sedimentación precedido del reactor que evite este problema.

3. Inoculación del reactor. La inoculación del reactor UASB puede ser simple. No es necesario tener estrictas condiciones anaerobias. Si el agua tiene mucho oxígeno disuelto, dentro del reactor se lleva a cabo el consumo de oxígeno por las bacterias presentes en el inóculo tardándose un día. Otra manera de obtener el agua libre do oxígeno disuelto, es mediante el bombeo de nitrógeno por unos 5 minutos a través del liquido en el reactor completamente sellado. El material simiente para el reactor tiene que tener alguna actividad metanogáiiica. Por supuesto es recomendable el uso de lodo originado de un reactor anaerobio.

i :

, ,

Sin ernbergo no siempre es posible obtener un lodo semejante. En este caso. ienernos que seleccionar algún lodo que contenga mucho material orgánico y que p m d i ssr sujeto a condiciones anaerobias como el abono de vaca u otro tipo de estiércoi. Es importante dirigir la Concentración del inóculo a una concentración minima de 10 kg SSV/ m3 además de

no

llenar el reactor más del 65% de su voiunieri total.

_. Arranque del reactor UASB

Cuando se tiene un excelente inóculo, el reactor UASB tiene que empezar a funcionar con mucho cuidado. Si la velocidad del influente del agua residual es alta, las bacterias serán sometidas a un lavado del reactor. Es claro que el comienzo del reactor se debe llevar cuidadosamente para formar una cama de lodo y un lavada de bacterias que no se sedimentan. AI tener un buen inóculo como el lodo granular o lodo a.daptado con una alta actividad metanogénica se puede empezar la alimentación con cargas de 3kg DQO /m3.d siendo el arranque sencillo. Sin embargo en muchos casos la buena calidad del lodo no siempre es disponible y el arranque se tiene que llevar con las debidas precauciones. Esto significa que no podemos aplicar altas cargas o alias concentraciones de DQO, si queremos tener una buena eficiencia de rernosión y mejorar la producción de biogas.

Durante el arranque del reactor es necesario tomar en cuenta

lo

siguiente:

.

La concentración del agua residual. Si la concentración es m e r n que 5g

DQO/L no hay problema excepto cuando el agua residual contenga una alta concentración de compuestos tóxicos. En estos casos lo mejor es diluir el agua residual a concentraciones de DQO cercanas a 5g/L. Cuando no se dispone de la dilución, la recirculación del efluente se aplica, pero con el problema de que el efluente recirculado no puede diluír el DQO del infuente.

Carga orgánica. Se puede empezar con la mitad de la carga calculada de la máxima actividad volumétrica, con un mínimo de 0.2 kg DQO / m3.d a un tiempo de residencia hidráulico (TRH:, de 24h, esto es, por razones de seguridad no se empieza inmediatamente con la máxima carga que se pueda aplicar. El mínimo TRH significa que se aplica una carga baja cuando el DQO del agua residual está por debajo de 200 mg/L. Este tiempo de retención hidráulico ha sido seleccionado para prevenir el lavado de biomasa.

Producción de biogas. Después de los primeros 5 días la producción de gas llaga a alcanzar un valor de 0.1 in3/m3.d, si no se alcanza este valor se debe detener el paso del influente hasta que la producción de gas aumente por lo menos en :3 días.

Concentración de ácidos grasos volátiles (AGV). Se debe revisar esta Concentración cada 2 días. Si excede de 8 meq/L es necesario detener el flujo

...

Auinents paulatino de /a carga orgBnica. Si es posible~mantener la carga de 0.2 ....

kg DQO/m3.d continuamente, se puede incrementar la carga a nivetes más

altos. Eii este caso la carga se aumenta en un 30% mientras que el TRH se mafitiene constante. Cuando se alcanzan íargas de 2kg DQO/m3.d es recomendable bajar el porcentaje por el cual se incrementa la carga a un 20%. Si se decide exceder la carga volumetrica de 5kg DQO / m3.d, se debe tener cuidado con la calidad y la cantidad de lodo en el reactor. En este caso

lo

mejor es medir la actividad del lodo durante tres semanas. Además se tiene que revisar regularmente la cantidad del lodo en el reactor haciendo perfiles de lodo sobre la altura del reactor.

i

. ,

I

T/

EFLUENTE

-

---+

-

₊

_PURGADE

-

LODOS

RELACIONES ENTRE EL DQO Y EL METANO PRODUCIDO.

10 15

25 30

40 45 20

35

. -

r

EI DQO contenido en gas metano puede ser caicuiadd usando los factores de conversión estándar g DQO 3 mL de metano listados en la tabla 1 para varias temperaturas de el gas y considerando

la

elevación del nivel del mar. Por ejemplo a 0°C 1 g de DQO es igual a 350 mL de gas metano. Los valores de la tabla -I son calculados de la siguiente manera:

350 * ( 273 +Temperatura en “C) /273

363 3J I

369 376

382 394

3aa 405

40 1 433

408 450

376 385

395 41

a

Si estamos en un lugar más alto necesitamos corregir el factor de conversión reporiado para una presión atmosférica reducida.

50

I

414

C.F

*1 000/ presión en milibars o CF *76,0 / presión en mm de mercurio.

47 1

La medición de metano es usualmente “húmedo”, el factor puede ser corregido para la presión de vapor del agua en el gas o el gas puede ser secado antes de la medición. El error causado por no contar con la humedad es pequeno ( 3 o 4%). Para ser más exactos el factor de conversión de DQO a metano puede ser corregido de la siguiente forma:

CF * 1 O00 (1 O00

-

presión de vapor en milibars)

Tablal. Factores de conversión para calcular el DQO contenido de gas metano ( a presión atmosférica = nivel del mar ).

OBJETIVOS GENERAL Y PARTICULARES . . . . .

. . ~

~'

i-.

..

I ' y-''

OBJETIVO GENERAL,

Proponer un sistema de digestión anaerobia que permita solucionar la problemática existente con el tratamiento de Iodos aerobios de una planta de tratürniento de efluentes de la refinería de Salamaiica Gto. ( PEMEX).

OBJETIVOS PARTICULARES.

i

J

.

Entender y estudiar el comportamiento de un reactor de lecho de Iodos de flujo ascendente (UASB) para el tratamiento de Iodos aeróbicos residuales.

O Estudiar y describir la degradación anaeróbica de la materia orgánica

en

el

reactor UASB por

la

técnica de

DQO

( Demanda química de oxígeno) y STF ( Sólidos totales fijos).

Estudiar la remosión de la materia orgánica mediante

la

producción de gas metano.

0 Proponer condiciones de operación del reactor para opiirnizar su

desempeño.

.,

, ..?~. , . .-MATERIALES Y MÉTODOS . . ... . .. . _I .. ~..., . . ~ . .-... ,.. . . ~~ . ... .

!

1'

€1 presente trabajo se realizó con resultados provenientes del Instituto Mexicano del Petróleo en el laboratorio de Bioprocesos, en el proyecto "

Tratamiento aneróbico de Iodos residuales de la refinería de Salamanca"

.

para tratar los Iodos residuales provenientes de esta planta se propuso ccmo opción un reactor UASB a nivel laboratorio, cuyas dimensiones son las siguientes:

Altura: 43.5 cm Diámetro: 19 cm Área : 78.5 cm" Volumen : 3000

mL.

Volumen del inoculo: 2600 mL.

El gas generado en el reactor es conducido a una campana para después medir su volumen po.r desplazamiento en una bureta de ,250 ml. La campana, mide:

Diámetro : 8 cm. Altura

:

12.5 cm.

Área de la sección transversal : 50.26 cm2.

El reactor fue inoculado con 2.6

L

de lodo activado de la refinería de Salamanca y se dejó sedimentar por 2 % días para tener un lodo bien cornpactado

.

El sistema se acondicionó en recirculación por 40 días para establecer condiciones metanogénicas, alimentándose cada tercer día con lodo fresco

.

Después de este tiempo se operó el reactor en continuo alimentado con lodo residual a un flujo de 2.88 U d ( 2 m U d), después de dos días de operación se ajusto el flujo a 0.288 L /d ( 0.2mL /d) y se mantuvo así los 95 días de operación continua. El pH se mantuvo entre 7 y 7.5 y la temperatura a 35 "C.

Los análisis se realizaron cada tercer día en el caso del efluenti:, ( DQO y

ST)

excluyendo los sábados y los domingos, siempre y cuando no se presentaran problemas en la salida del este.

En el caso de los Iodos de alimentación los análisis se realizaban semanalmente (DQO y ST) y para los Iodos anaerobios cada tercer día (

SSV).

Cabe mencionar que los análisis para el inoculo estuvieron a expensas del volumen de lodo purgado.

rdétodos analíticos. . . ~~ . ..

I

4'

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se

practicaron los análisis de Sólidos totales, sólidos totales volátiles y sólidos suspendidos volátiles según la NOM - AA- 34- 1981, pero con una ligera modificación que consiste en tomar el peso de la muestra en lugar del volumen va que el volumen del lodo no se puede medir precisamente ya que son difíciles de manejar , Por el contrario, si se utiliza el peso, no importa el volumen de muestra

que se mida por que se compensa con el peso.

Los análisis de sulfuros se realizaron según APHA, 1985 ( anexo A ).

El análisis de DQO se realizó por el método micro que es una modificación del método de la NOM

-

AA- 30

-

1981 ( anexo B) el cual se comparó con este y

se evaluó según la prueba del ftalato de potasio ( anexo C ) .

La cuantificación del biogas se realizó mediante el desplazamiento de solución saturada de NaCl con rojo cle rnetilo que es proporcional al volumen del

gas medido en una bureta de 250 ml.

.,.

I OBJETIVOS Y METAS ALCANZADOS I

-En el presente proyecto se logró comprender el funcionamiento de un

rsacicr UASB para el tratamiento de Iodos residuales de refinería a nivel

laboratorio, además de que se buscaron las condiciones mas estables para su

.

. I

funcionamiento en cuanto al tiempo de residencia hidráulico (TRH) y la carga i, I crgánica de DQO.

También fue posible observar que la degradación anaerobia de la materia o:gánica se puede determinar mediante las técnicas de sólidos totales (ST) y micro DQO, siendo esta ultima evaluada y comparada con el método tradicional del APHA por la prueba del Biftalato de potasio, resultando ser una técnica confiable y muy practica en cuanto al ahorro de espacio, equipo y reactivos.

otra alternativa que pueda mejorar

la

digestión anaerobia de los lod6s residuales d,e refinería (.recomendaciones).

I

Finalmente se llegó a proponer

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RESULTADOS Y DISCUSIÓN

Caracterización

de los Iodos.

En la tabla 1 se reportan los resultados puntuales de la caracterización de dos lotes de Iodos residuales.

Tzhlal resultados de la caracterización de Iodos residuales.

. LABORATORIO CENTRAL __ j

C . orgánico total (mg/Lj j 1809

Fenoles ~ 1080

(mg/L)

1

m

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L

.

J

SuifatosLrng/Ll .

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2

... Nitritos . (mg/Ll-,--.-; -.

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... Nitrógeno NH3(ms/L)

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-Nitrógeno total I 72

. . . (mgiL)

1

. 121

- . ~ _ LAB. -. .. DE BIOPROCESOS .

-

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0.62

Sulfuros I 240 I 342 1

206

94.3

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1

Dem. - Quim.

__

De Oxig. (mgíL)

I

7700 I 8568

. Sólidos . totales (mg/L) --

I

7188

-

~ Sólidos Susp. Volat. (mgiL)

1

5000

i

Sólidos Sedim. (mUL)

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543

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-

5712

lndice volum. De lodo 193 I

-

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Sulfuros (mg/L) 1 1538

I

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De estos resultados encontrarnos importantes variaciones en la concentración de los componentes del lodo entre un lote y

otro. Así encontramos

que la cT,wentración de fenoles va desde 0.6 mg/L hasta 1080 mg/L, en los fosfatos de 6 a 94.3 rnglL, en sulfatos de 41 a 206 rng/L

,

carbono orgánico total COT de 144 a 1809 mg/L y sulfuros en concentracionas de 240 a 342 mg/L.

Si observarnos los valores reportados por.el método analítico para sulfuros, estos difieren significativamente de los resultados obtenidos en el laboratorio de Bioprocesos, ‘1538 rng/L, quizás por que en Bioprocesos se analizó el lodo bruto sin filtrar y aunque estos valores sean puntuales pueden fluctuar. A todo esto podemos decir que estos datos no representan los valores pico que se puedan alcanzar y que la variabilidad de la carga da como resultado un sistema inestable en la digestión del lodo residual.

En los Iodos de refinería existe la presencia de contaminantes que pueden inhibir el proceso de degradación de materia orgánica, como los fenoles, los sulfuros, sulfaios y en menor proporción el nitrógeno.

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En esta''.tabla~ se 'encüentran-, concentraciones de f e n o l y hasta de. -050 .. .~ mg/L, este valor cae dentro de un rango inhibitorio del orden de 1006 mg/L (50%

de inhibición ) a 1800 mg/L (80% de inhibición). Sin embargo se han realizado trabajos con efiuentes fenólicos en concentraciones de 2550 mg/L de fenol alcanzando un 96% ' de mineralización ( Sierra- Alvarez

,

et. Al., 1991), por lo que podemos asegurar que las concentraciones pico encontradas de fenoles en Iodos residuales de rEfinería no deben representar algún obstáculo para poder ser tratados por la vía metanagénica.

Se encontró una relación DQO/Sulfatos de 187 para los Iodos del lote 1, que es una relación que rebasa el mínimo requerido ( DQO/ sulfatos de 0.67) para que exista remoción de materia orgánica si, adicionalmente a la reducción de sulfato, también ocurre metanogénesis ( Ainzema y Lettinga, 1988). Por otro lado, en el laboratorio de Bioprocesos se reporta un valor puntual arriba de 1500 mg!L de sulfuros, si se mantuviera este vaior'-se rebasarían los niveles satisfactorios de 5 0 a 200 mg H2S /L. para que se pudiera tener un proceso metanogénico ( Speece, et al. 1986).

No

se puede afirmar aún que el proceso metanogénico pueda inhibirse si no hasta realizar un analisis más profundo de la presencia de sulfuros en los Iodos y la incidencia de estos en el sistema.

Operación en Continuo.

El reactor UASB se operó 40 días en lote con recirculación del efluente para lograr la cstabilidad de sus Iodos bajo condiciones metanogénicas.

Después de este tiempo se arrancó en continuo con una carga orgánica de

5.1 kg DQO /

m3

d

y

un flujo inicial de 2mL / min, alcanzando un tiempo de residencia hidráulico (TRH) de 0.9 días (21.7

h).

Después del primer día de operación en continuo se incrementó considerablemente el lecho de Iodos en cuanto a su altura (15 cm) y su volumen ( aproximadamente 600 mL de lodo), lo que obligó a reducir la carga orgánica hasta alcanzar valores de 0.51 kg DQO/ m3 d, equivalente a disminuir un 90% del valor de la carga inicial, incrementándose el TRH del sistema a 1.3 días con un flujo de 0.2 mL / min. En estas condiciones se pudo apreciar un sistema más estable disminuyéndose también la altura del lecho de Iodos.

A lo largo de 95 días de operación en continuo el reactor UASB tuvo variaciones en la carga orgánica, dichas variaciones fueron desde 0.54, 1.3 y de 0.9 kg/

m3

d. Del gráfico 1 podemos ver notables cambios en cuanto a la eficiencia de conversión de DQO a metano, donde se alcanza un valor máximo de 6.5

Yo

a una carga de 0.51 kg / m3 d y un mínimo de 0.15 % al incrementar la carga a 1.3 k g / m 3 d

A medida que la carga disminuye el sistema se estabiliza a una carga de

0.9 kg /m3 d y aumenta paulatinamente en la conversión DQO a metano de 1.8 a 2% pudiéndose observar una lente recuperación del lodo en cuanto a su adaptación.

En cuanto al 96 de remoción de DQO medida en el .efluente, se tiene una eficiencia de remoción promedio del 933% alcanzando un valor máximo del 98%

I

sin embargo . la . relación entre.-- la cantidad. de metano prodxido con.^.

respecto al DQO removido no fue la &perAda ya que el valor máximo de conversión de DQO a metano fue del 6.5%.

En los gráficos 4 y 5 observamos una serie de valores que tienden a tener una gran desviación, pero que en los Últimos días de operación parece alcanzar una estabilización en cuanto a la remoción de los sólidos totales.

La máxima remoción de ST se alcanza a los 84 días con un valor del 81.5% y a partir de ese tiempo el sistema tiende a estabilizarse aunque con una remocijn de ST del 75.9%.

La composición promedio de metano para este sistema continuo fue del

61.4%, pero a partir de los 50 días de operacióii presentó algunas fuertes

desviaciones sin observar una tendencia estable ( gráfica 6).

Los valores de pH se mantuvieron dentro del intervalo comprendido entre 7

y 7.5.

No

hubo variaciones de la-temperatura pues se mantuvo a 35 "C.

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CONCLUSIONES

El reactor UASB como propuesta a la solución de’ la problemática del tratamiento de Iodos residuales de refinería es aparentemente un sistema adecuado si hablamos de la eficiencia de remoción de la materia orgánica como DQO, ya que tuvo un valor promedio del 93.5% y un máximo del 98%. Sin embarco este reactor sólo alcanzó un máximo de eficiencia de conversión de

DQO removido a metano de 6.5%, valor que está por debajo de lo que debiera corresponder un sistema de digestión anaerobia que es al menos un 90% de Biogas, donde el 60% es metano.

La rnineratización de DQO a metano se vio afectada por la carga orgánica del lodo residual, ya que al existir un aumento brusco en la concentración de DQO

de 4280 a 11796 mgl la eficiencia dicminuYó de 6.5% a 0.15%. Esto demuestra

que el proceso metanogénico de este sistema es muy sensible a notables aumentos de la carga orgánica, pero. si al lodo se le da un tiempo de recuperación, este puede adaptarse poco a poco y aumentar su eficiencia de conversión de DQO a metano.

A todo esto podemos decir que el reactor UASB funcionó en mayor parte para filtrar la entrada del influante aunque no se descarta que hubo degradación de la materia orgánica dentro de el. Este funcionamiento trajo como problemas una sobre acumulación de Iodos en el reactor y poca generación de biogas. Esto se debe a una mala agitación que se traduce a un deficiente contacto entre el sustrato y la biomasa, además de que los Iodos residuales de refinería tienen un alto contenido de sólidos que son muy difíciles de reinover en un reactor UASB, cosa contraria a las descargas del tipo municipal en donde su desempeño es excelente.

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I RECOMENDACIONES i

Es recomendable para la digestión anaerobia de iodos de refinería un sistema con una completa agitación, ya que es impofiante un buen contacto entre el sustrato y la biomasa que pueda evitar una sobre acumulación de Iodos, de favorecer

la

remoción de sólidos y mejorar

la

generación de biogas.

Como propuesta a esta problemática se hace mención de un reactor secuencia1 anaerobio el lote ( Chang el al, 1994), que ha sido usado experimentalmente en la digestión de Iodos municipales y cuyo funcionamiento consiste en un ciclo de alimentación, reacción, sedimentación y vaciado en el mismo reactor. Este tipo de equipos trabajan con tiempos de residencia ( 1 O días)

y cargas orgánicas ( 0.8 a 1.5 kg sólidos volátiles/ m3

.

día ) en ciclos de 3 y 4 días.

También se propone un mejor dispositivo para la cuantificación del biogas, el cual consiste de una botella perforada para la entrada del biogas que determina la cantidad de este ya sea por peso o por volumen desplazado de Na OH al 10% y se conoce con el nombre de botella Mariotie.

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.. ~.. . REFERENCIAS . . ~ . ... ,. BIBLIOGRÁFICAS .. I

APHA,AWWA, WPCP, 1895 Standar Methods for the Examination of Water and Waste water. 16 th. Edition.

Berg, L., 1982. "Anaerobic digestion of wastes, conversation & recycling, pp 5-14 Chang,

D.,Riloo

Hur,J. and Hak Chung, T., 1994. Digestion

of

municipal sludge buy anaerobic secuencing batch reactor. Water Science and Technology, 30 12ipp. 161-170.

Colín .~ C.A.. ~ ~ 1991. Lodos residuales y su definición. Revista de la Sociedad

Mexicana de Ing. Sanitaria y Ambiental Á.C. año 4, 12.

Cuervo, F,H.,1990. Simposium : "Tratamiento Anaerobio de Aguas Residuales en America Latina ' I , UNAM- México, pp 315-316.

Guyton.J.P., 1992. Introducción a la microbiología de la digestión anaerobia, del curso de bioprocesos anaerobios para el tratamiento de efluentes industriales, 6 y 7 de Mayo. UAM Izt.apalapa.

IMP- UNAM, 1997. Biodegradación de Iodos residuales. Informe cuatrimestral de proyecto FIES DOC- 7501.

Instituto Mexicano del Petróleo, 1994. Tratamiento y disposición de Iodos residuales. Informe técnico de proyecto EOE-8014.1.

Lettingi,G.,et al .,1980. Use of the upflow sludge blanket (USB) reactor concept for biological waste water treatment, Biotechnol Bioeng, 22, pp 699-734.

Lettinga,G., 7 983. Anaerobic Treatment of Low and Medium Strength Wastes, Biomethane production and uses, Buvet, R. & Fox, M.F. (eds)

,

Roger Bowskill LTD, London, pp 144-164.

Lettinga, G., 1984. High- rate anaerobic waste water treatment using the UASB reactor under a wide range of temperature condictions, Biotechnol and Genetic Eng. 2, pp 253-284.

Mc Cariy, P.L., 1964. Anaerobic waste treatment fundamentals, 11. Enviromental requirements and control, Public Works, Oct., pp 123-126.

P.J.F. Hack., 1988. Experience with full:l scale Biopaq-UASB-Plants treating various types of effluent, Bioprocess and Bi&treat., 12, pp 238-248.

Scriban, R., 1984. Biotecnología, Ed. El Manual Moderno, México D.F., pp 543- 574.

Sierra- Alvarez.,Methanogenic biodegradation of phenol ans pkresol in UASB reactor. International Symposium Enviromental Biotechnology, 22- 25 April, Ostende, Belgica, 1991.

Speece, R.E.., Parkin, G.F. et al., 1986. Trace nutrient requirements of anaerobic digestion. In: Proccedings EWPCA conference anaerobic traetment, 'a grown up technology, pp 175. Amsterdam.

Vecillnd P., Aarne., 1980. Treatment and disposal of waste water sludges. Ann Arbor Science. USA. Revised edit. Cap 1 y 2.

Wise, D.L., 1891. Fuel Gas Production from Biomass, Vol. 11, CRC Press, USA, pp 63-109.

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Análisis y .iieterminaciÓn de sólidos. I

1-

Sólidos totales : Suma de los sólidos suspendidos totalcs y disueltos.

Sólidos suspenddos totales : Sólidos sedimentables, en suspención y coloidales

Sólidos sedimentables : Materiales que se depositan en el fondo de un recipiente

~ó/;&s &ue/tos : Sustancias orgánicas a inorgánicas disueltas en el agua.

Sólidos totales vo/áij/es : Cantidad de materia orgánica capas de volatilizarse por

SóÍidos totales volátiles ; Sólidos sedimentables, en suspención y coloidales cuyo tanlano no pasa el filtro estándar de fibra de vidrio.

debidoa la operación de sedimentación.

procese, de calcinación a 550 "C en un tiempo de 20 - 25 minutos.

capa- de volatilizarse por efecto de la calcinación.

Prxeúirniento para sólidos totales y volátiles.

I

bifeter los crisoles

a-

apesii constante G

Enfriar a temperatura

ambiente y deterimar su

r-l

peso GI

!!

Meter los cnsoles a la mufla a 550 OC

determibar su mas a G2

Fórmula para calcular los sólidos totales y totales volátiles.

1000 Donde:

GI - G

v

ST =

ST : Sólidos totales en mg/ L

STV : SClidos totales volátiles en mg I L. G1- G 2

STV = -- * 1 O00

1 . '

G1 : Masa del crisol después de estar en estufa en mg

G : Masa del crisol vacío en mg

G2 : Masa del crisol después de calcinarse en mg V : Volumen de la muestra en mL

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procedjmjento para sólidos sospendidos fota/eS y V d á t k .

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superficie rugosa arriba Y

ponerlo a peso constante G

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105 'C por una hora

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deteminar su masa G1

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masa G2

Fórmula para determinar sólidos suspendidos totales y volátiles.

1000

G1-G

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G2-

G1 1000

V

ssv

=

Donde :

SST : Sólidos suspendidos totales en mg I

L

SSV : Sólidos suspendidos volátiles en mg I L

G : Masa del crisol con el disco en mg

G I : Masa del crisol con el residuo después de estar a 105 "C en mg

G2 : Masa del crisol con residuo después de la calcinación en mg

V : Volumen de la muestra en mL.

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DETERMINACION DE SULFUROS . . . . ~

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REACCION: HiS

+

I? ---> 2HI

+

S

i2

+

2NarS2O3 ---> 2Nai

+

Na2S406

fsfándar de yodo 0.025N : Pesar 209 de yoduro de potasio en un poco de agua, adicionar 3.29 de yodo resublimado ( Iodine), aforar a 1 litro.

Sol. de Ac Clorhídrico 6N: 500ml de ácido clorhídrico, aforar a 1 litro.

I

Sol. Estándar de fiosulfato de Sodio 0.025 N : Pesar 6.0259 de Na2S203* 5 H20 y

agregar 0.49 de NaOH, aforar a 1 litro.

lndicador de Almidón: Pesar 2g de almidón, disolverlo en un poco de agua caliente, agregar 0.29 de ac salicílico como conservador y aforar a 100ml.

Esfandarización de la solución de Tiosulfato de Codio: Pesar l g de yoduro de potasio, adicionarle de 50 a 75ml de agua, se acidifica con unas gotas de ac sulfúrico concentrado y se agregan 5ml de una solución estándar de boyodato de potasio O.lN, se afora a

1 OOml y se titula con la sol. de tiosulfato de sodio.

Normalidad del tiosulfato de sodio = ( ml de solución de K103) ( Normalidad del K103) / ml

Nota: La valoración también se puede hacer con una solución de dicrornato de potasio O. 1 N.

PROCEDIMIENTO

' :

del titulante. (5mU (0.1)

En 20

rnl

de agua contenida en un matraz EM de 250m1, Añadir 10 rnl de la solución estándar de yodo 0.025N y agregar Iml de sol. de ac clorhídrico 6N.

Descargar 5ml de la muestra por debajo de la superficie de la solución. Si el color del yodo desaparece, añadir mas yodo hasta que el color permanezca para asegurar que haya un exceso de yodo sobre el sulfur0 presente en la muestra.

Se titula con Tiosulfato de sodio y como indicador se añaden algunas gotas de solución de almidón (0.5ml) hasta el punto final ( Hasta que aparezca un color transparente).

1 ml de solución de KI 0.025 N = 0.4 mg de S

'.

c

ppm S

*-

= (( A'B)

-

( C'D)) * 16000 I rnl de la muestra.

Donde:

A= rnl de solución de yodo B= N de la

sol.

de yodo. C= ml de

la

sol. Na2S203

DETERMINACIÓN DE LA DEMANDA QUíMlCA DE OXíGENO APHA. ,.. - - . .. . .. ~. - - . . ~. ~. ~. . ~~ ~ ~ ~~~~ ~

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Selección del método.

1

.-

Método de Reflujo Abierto : para un gran número de muestras.

2.- Método de Reflujo Cerrado :

Es

econó(riico, pero requiere de homogeinización de las muestras que contengan sólidos suspendidos para tener resultados reproducibles.

Principio.

La mayoría de la materia orgánica es oxidada con una mezcla de dicromato y

ácido sulfúrico a punto de ebullición. Una muestra se pone a reflujo con una solución de ácido fuerte con un exceso de diromato de potasio. Después de la digestión, el

remanente de dicromato no reducido ,es titulado con sulfato ferroso para determinar la cantidad de dicromaro de potasio consumido y la cantidad de materia orgánica oxidada es calculada en términos de oxígeno equivalente..

Reactivos.

a) Solución estándar de dicrornato de potasio 0.0477

M

: Disolver 12.259 g de K2Cr207 previamente seco 2h a 103 "C, en agua destilada y diluir a 1000 mL.

b! Reactivo de ácido sulfúrico : Adicionar 5.5 g de Ag2S04 .en ácido sulfúrico concentrado. Se deja 1 o 2 días para'que el sulfato de plata se disuelva.

c) fstándar de sulfato ferroso (FAS) : Disolver 989 de Fe ( NH4) 2 (SO&

.

6H20 en agua destilada, Añadir 20 mL de ácido sulfúrico y diluir a 1000 mL con agua

.

Estandarizar esta solución diariamente con dicromato de potasio en solución:

Molaridad del FAS = (Volumen de dicromato 0.0417 M (mL ) / Volumen de FAS como titulante) ' 0.25.

d) indicador Ferruína : Disolver 1.4859 de 1,lO fenantrolina monohidratada y 695 mg de FeS04 en agua destilada y diluir a 100 mL.

1

Procedimiento.

1. Para DQO mayores a 50 mg de O2 / L se utilizan 50 mL de muestra ( DQO mayores de

2. Se colocan en un matraz balón de 500mL. Se añade 1 g de HgS04, añadir despacio

3. Enfriar la mezcla evitando pérdidas de materiales volátiles.

4. Añadir 25mL de solución de dicromato de potasio 0.0417 M y mezclar.

6. Añadir 70 mL de ácido sulfúrico concentrado por la parte superior del condensador,

7. Poner a reflujo 2 horas.

8. Enfriar y lavar el condensador con agua destilada.

9. Se titula el exceso de dicromato de potasio con FAS,'usando 2-3 gotas del indicador de ferroína.

El

punto final de la titulación es cuando se observa el vire de azul-verde a color café rojizo.

900 usar muestras diluidas).

5ml de reactivo de ácido sulfúrico concentrado, agitar para disolver el sulfato.

i 5. Conectar al condensador.

moviendo.

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B)

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8000

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DQO mg OLf

L

=

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Donde:

A : mL del FAS utilizados en el blanco.

B : mL del FAS utikados en la muestra.

hl : Molaridad del FAS

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DETIIRMINACIÓN DE LA DEMANDA QUiMiCA DE OXíGENO : MICRO DQO.

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La demanda de oxígeno es usada como la medida de oxígeno equivalente a la materia orgánica susceptible a la oxidación por medio de un oxidante químico fuerte. El

metodo con dicromato de potasio se piefiere porque es un buen reactivo que puede llevar a cabo la función oxidativa de la materia orgánica.

La mayoría de la materia orgánica es oxidada con una mezcla de dicromato de potasio y ac. sulfúrico concentrado en ebullición. La muestra se pone a reflujo con una solución de ácido fuerte y un exceso de dicromato de potasio. Después de la digestión, el remanente de dicromato no reducido es titulado con sulfato de amonio ferroso para determinar la cantidad de dicrornato de potasio consumido y la cantidad de materia orgánica oxidada es calculada en términos de oxígeno equivalente.

La oxidación de la mayoría de los compuestos orgánicos es del 95 al 100%

teóricamente.

La oiridina resiste la oxidación, los orgánicos volátiles también debido a que no están en 'contacto con el oxidante.

El

amonio en los residuos o liberado en los

compuestos orgánicos no son oxidados en la ausencia de concentraciones significativas de iones de cloro libres.

Se colectan las muestras en botellas de vidrio, se preservan con ac. sulfúrico a pH menor de 2. De esta manera duran hasta tres meses. Las muestras deben hornogeneizarse para que sean representativas, en el caso de tener muestras con cargas orgánicas altas se hacen diluciones preliminares para reducir el error inherente a la rnedicrón de una muestra con poco volumen.

REACTIVOS

I. Solución de Dicromato de Potacio 0.0167M : 4.913 g de K2Cr207 seco ( se seca q 103% por 2h). Disolver a temperatura ambiente con agua. Agregar con mucho cuidado ac. sulfúrico concentrado a razón de 167mV litro y diluir hasta 1 litro.

Ii. Reactivo de Ac. Sulfúrico: Disolver 5.069 de AgS04 en HzSO&oncentrado. Se deja 1

día para que se disuelva. Se afora a 1 litro con el ácido.

111. Solución de Sulfato de Amonio Ferroco ( FAS) 0 . 7 M Disolver 39.29 de Fe("&

(SO&, añadir 20ml de ácido sulfúrico concentrado y aforar hasta 1 litro.

Esta solución se debe estandarizar antes de cada determinación de DQO colocando 3rd

d e solución estándar de dicromato de potasio 0.01M, 5ml de agua y 7ml de reactivo de

ácido sulfúrico conc. Se titula con el FAS a valorar.

Molaridad del FAS = ml de K2Cr207 O.OIM / ml de FAS * 0.1

IV. indicador Ferroina: Disolver 1.485g de 1,lO- feriantroiina monohidratada y 695 rng de

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PROCEDIMIENTO

I. Colocar en el matraz para micro DOC):

3ml de Solución de dicromato de potasio 0.016M

5mI de muestra + HgS04 y el agitador magnético. En el caso del blanco se adiciona 5 ml de agua destilada.

7rnl de ác. sulfúrico concentrado

Precaución: Este reactivo se adiciona lentamente ya que hay que tener cuidado por que la reacción es exotérmica y el matraz se calienta.

ti Se colocan los matraces a reflujo durante 2 h a ieflujo. Terminado este tiempo se

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dejan enfriar a temperatura ambiente.

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MÉTODO DE LA COLUCIÓN ECTÁNDAR DE BIFThLATO DE POTASIO.

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rEvaluación técnica de los métodos paradeterminar DQO ) . ~~. . ~ 1 ~ I .

PROCEDIMIENTO.

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Pesar aproximadamente 2 g de biftalato de p o t d o , molerlos si son cristales. Secar 29 a 120 "C, hasta obtener un peso constante.

Solución I para la curva estándar. Se pesan 0.042517 g exactamente y diluir en 100

mL

de agua destilada. Esta solución corresponde e 500 mg / L de DQO.

Solución I1

.

Se pesan 0.0255102g exactamente y se disuelven en

u n

matraz de 100 mL con agua destilada. Esta solución corresponde a 300 mg /

L

de DQO.

PREPARACI~N DE LA CURVA ESTANDAR PARA LA EVALUACI~N TÉCNICA DE DQO.

Dela solución I de biftalato de potasio realizar las siguientes diluciones:

Dilución Y2 .( I 5 111

o

.mg/i de DQO 250 1 O0 50

De la solución IIde Biftalato de potasio realizar las siguientes diluciones :

Dilución Y2 %i

mgl L de DQO 150 75

Tomar los mililitros de la muestra que sean adecuados y determinar el DQO experimental de cada solución de acuerdo a la técnica a evaluar.

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Trazar las cuwas siguientes :

Los puntos serán 500,300,250, 150,75 y 50.

DUO experimental vs Concentración de Biftalato de potasio. DQO teórico vs Concentración de Bialato de potasio. DQO experimental vs DQO teórico.

Cabe mencionar que estos gráficos nos dan una linea recta y de no ser así se