EQUIPO 6 'CASTRO MEDRAN0 ERNESTINA LÓPEZ CUEVAS PATRICIA

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(1)

IZTAPALAPA

<lCENClATURA EN INGENIERíA QUíMICA

LABORATORIO

DE

PROCESOS Y

DISEÑO

EQUIPO 6

'/CASTRO MEDRAN0 ERNESTINA

LÓPEZ

CUEVAS PATRICIA

ASESOR

DR. RICHARD S. RUÍZ

M.

(2)

OBJETIVOS

INTRODUCCI~N I .GENERAUDADES

1.1. Generalidades del tratamiento biológico 1 .2.Tipos de tratamiento

1.3. Reactores biológicos

2.GENERALIDADES DE LA DIGESTIóN ANAEROBIA 2.1 .La digestión anaerobia en aguas residuales

10

3.REACTORES DE LECHO FLUlDlZADO 3. I .Antecedentes

3.2.Hidrodinámica de los reactores de lecho fluidizado 14

3.3.Arranque y operación de lechos fluidizados 16

3.4.Ventajas y desventajas de los lechos fluidizados

4.MATERlALES Y MÉTODOS 4.1 .Inóculos

4.2.Soporte

4.3.Reactor tubular

4.4.Análisis hidrodinámico 4.5.Arranque y estabilidad 4.6.Análisis

(3)

5.2. pH

5.3. Cinética de degradación de materia orgánica 6.CONCLUSIONES

.APÉNDICE A

A. I .Determinación de parámetros fisicoquímicos A. 1. I .S6lidos totales , fijos y volátiles

A. 1.1 .Alcalinidad

A. I .2.Demanda química de oxígeno

A. 1.3.Tiempo de retención de hidráulica (TRH) 34

APÉNDICE B

B. 1 .Eficiencia de remoción de carga orgánica 8.2. Determinacibn de b i o k s a inmoviliZ;ada

30

31

32

33

33

33

33

33

35

(4)

OBJETlVBS

Objetivo general

9 Realizar la experimentaci6n relacionada con la operacibn de un reactor biológico a nivel planta piloto,

Objetivos particulares

Selección el tipo de reactor biológico (Batch

o

continuo).

Análisis del sistema (aerobio ó anaerobio).

Arranque y estabilidad del reactor biológico.

Determinaci6n de la hidrodinhmica.

Definición de las condiciones optimas de operaci6n del reactor (flujo

volumMco, velocidad de alimentación, temperatura, tasa de recirculación, pH, etc.)

(5)

lNTRODUCClON

El desarrollo industrial que surgió después de la segunda guerra, generó una diversidad de residuos industriales que era necesario tratar para recuperar

subproductos y disminuir la contaminación del agua, esto propicio el desarrollo

de

los

procesos fisicoquímicos y biológicos.

Cualquier sistema de tratamiento de aguas residuales, STAR, requiere de un tratamiento preliminar, y a veces, de tratamiento primario. Por tratamiento preliminar

se entiende la remoción de sólidos gruesos flotantes y arenas y la preparación del agua residual, AR, para el tratamiento secundario. Estos sistemas preparatorios

tienen poca eficiencia en términos de remoción de sblidos suspendidos,

SS,

demanda bioquimica de oxígeno, DBO y demanda química de oxigeno, DQO, pero son absolutamente necesarios para la correcta operación del tratamiento secundario.

En este sentido, una de las etapas más importantes de la planta de tratamiento es el reactor biol6gico, al utilizarlo estamos realizando un tratamiento secundario, el cual es un proceso complementario de Is depuracibn de las aguas residuales que agrupa los procesos y operaciones unitarias, capaces de eliminar los sólidos y

materia orgirnica en estado coloidal o disuelta hasta de un 80 y 95 por ciento. El tratamiento de agua residual, TAR, se ha venido desarrollando para

diferentes tecnologías, como: (i) reactor de contacto, RC; (ii) reactor de lecho fijo descendente, RLFD; (iii) reactor de flujo ascendente, RGA; (iv) reactor de lecho fluidizado, RLF y (v) reactor hibrido, RH; en tanto que pueden trabajar en

condiciones: aerobias

o

anaerobias dependiendo de las necesidades en cada C ~ S O .

(6)

3

En el capitulo 1 se muestra los antecedentes de tratamiento biológico, tipos de tratamiento, ventajas y desventajas de los procesos aerobios y anerobios. En el capitulo 2 se hace una revisión de los antecedentes de RLF, así como la hidrodinámica de los reactores de lecho fluidizado, incluyendo arranque y operación, así como ventajas y desventajas del mismo. Eí capitulo 3 cubre todos aquellos aspectos relacionados con la experimentación, materiales y metodos empleados para cubrir los objetivos de este trabajo. En el capitulo 4 se presentan tabtas y gráficas de los resultados obtenidos en el desarrollo tanto experimental como teórico.

(7)

f.

GENERALIDADES

7.7Generalidades

del

tratamiento bioldgico

El tratamiento biológico se lleva a cabo por la transferencia de

la

materia orgdnica del agua residual hacia la película o flóculo (biomasa), por contacto

interfacial, adsorción y absorciones asociadas. La materia orgánica es utilizada por

los microorganismos para su metabolismo y generaci6n de dlulas nuevas, las células viejas mueren deslavándose y precipithdose

al

fondo.

En los sistemas bioltrgicos, 'se tienen complejas poblaciones de

microorganismos mezcladas e interrelacionadas, en las que cada

uno

de ellos tiene su propia curva de crecimiento, lo cual depende de las condiciones del sistema, pH temperatura, aireación

o

anaerobiosis y disposición de nutrientes.

Figura 1. Curva de crecimiento de microorganismos.

(8)

En la figura 1 se ilustra la variación con respecto al tiempo de algunos

microorganismos predominantes en un agua residual en un sistema de tratamiento biológico.

La eficiencia de los procesos biológicos depende de las características de las aguas residuales, condiciones ambientales del sistema y tipo de microorganismos.

Es importante conocer si el agua residual a tratar por medios biológicos contiene compuestos químicos tóxicos que pueden ser inhibitorios para el

crecimiento de los microorganismos, en tal caso, se podría hacer un pretratamiento para su eliminación o mejor cambiar a un tratamiento fisicoquímico.

1.2.Tipos de tratamiento.

Estos procesos se clasifican de acuerdo a la dependencia del oxígeno por los

microorganismos utilizados en la biodegradación de la materia orgánica en:

a)Trafamientos aerobios. Se lleva a cabo por microorganismos aerobios y/o facultativos es decir, que se desarrollan en presencia de oxígeno, degradando la

materia orgánica en compuestos más estables. Este proceso se puede expresar de la siguiente forma:

Materia

+

Microorganismos biomasa

+ CO2

+ Energía Orgánica aerobios y/o

facultativos

b)Tratamientos anaerobios. El tratamiento anaerobio de las aguas residuales, es un proceso mediante el cual es degradada la materia orgánica y/o inorgánica por medio de microorganismos, principalmente bacterias en ausencia de oxígeno

(9)

Este sistema degrada

con

mayor eficiencia la materia orghnica, produciendo una mezcla de

gas,

ilamada biogas, compuesta de metano (60-70 %), bióxido de carbono

(30-40

%) y trazas de h i d o sulfhídrico e hidrbgeno.

Este proceso ocurre en forma natural en los pantanos y

en el fondo de

las

lagunas y iagos, donde no hay oxigenacibn.

La biodegradación de la materia organica

en

forma anaerobia se puede resumir

de

la siguiente manera:

Microorganismos

Materia orgsnica

"----+

biomasa

+

COZ

+

CH4+ Hz0

1.2. l.

Ventajas

y desventajas de los tratamientos aembios y anaembios.

Es necesario realizar un análisis, con el cual se pretende obtener por simple comparación, el tratamiento m6s adecuado para implementarlo junto con et reactor seleccionado.

En la tabla 1

,

se puede ver que el tratamiento anaerobio ofrece mayores ventajas sobre

el

aerobio, debido, no sólo a la baja inversión en cuanto

a

recursos monetarios, sino tambibn en materia ambiental, ya que se puede controlar con mayor facilidad la produccibn tanto de biomasa como de biogas, reduciendo de esta forma

(10)

Tabla l. Análisis de ventajas y desventajas de

los

tratamientos aerobios y anaerobios. Aerobio

-

L. Anaerobio

Tiempos de residencia muy pequefios.

Arranque y estabilidad en poco tiempo.

Baja producción de Iodos .esiduales.

Produccibn de biogas, el

x a l puede ser utilizado como combustible. Baja demanda de

nutrientes (fósforo y

nitr&geno).

Lodos residuales estables.

Gran producción de biomasa.

Deterioro de la actividad de la biomasa

a

lo largo del tiempo.

Requiere grandes

cantidades de energía para la aireación.

Necesita una cantidad mayor de nutrientes.

No produce metano. Menor % de remoción. Períodos relativamente largos para estabilizar el sistema al principio.

Largos períodos de tiempo de retención (3-1

O

días).

Los distintos tipos de reactores (Figura. 2) se discuten mejor tomando como

(11)

l . El reactor intermitente (RI);

2.

El

reactor continuo de tanque agitado (RCTA);

3. El reactor tubular (RT);'

4. El reactor de lecho fluidizado (RLF)

La

necesidad de mantener un cultivo estable causa un efecto importante en el desarrollo de estas configuraciones para sistemas microbiológicos.

La principal influencia en el modo de operar de los reactores microbioltjgicos deriva de las propiedades físicas de los propios microorganismos. En condiciones normales los microorganismos contienen una cantidad de agua considerable

(60-

95%) y, en consecuencia, tienen una densidad

s6lo

ligeramente diferente

de

la del agua. Se requiere pues un empuje hidrodinárnico muy pequefío para mantenerlos

en

suspensión, con el resultado de que si un fluido circundante está

en

un estado de suave agitación

los

microorganismos estarán en suspensión.

Una disposición lógica es un reactor de mezcla total, en el que

el

movimiento del líquido es inducido por agitaci6n mecánica, por la evotución de un gas como producto bioquímico, o por aire burbujeando por todo el medio.

Puesto que las conversiones bioquímicas no se alcanzan en ausencia de

microorganismos se comprende que at utilizar los microorganismos suspendidos en un reactor continuo habrá que evitar el que éstos sean arrastrados con la corriente de salida. Los caudales a utilizar en

un

reactor continuo de tanque agitado están limitados como resultados de este fenómeno y los reactores tubulares, con f l h l o s suspendidos, no pueden funcionar sin un aporte constante de microorganismos en la corriente de entrada. Una respuesta alternativa al último problema es el reactor de lecho fluidizado,

que

es un híbrido entre el reactor de tanque agitado y el reactor

1

(12)

tubular, en el que las partículas son suspendidas por la corriente líquida que circula

en dirección ascendente y las fuerzas gravitacionales evitan que sean arrastradas*.

Figura 2. Principales configuraciones de bioreactores.

Fer- ikcdhw (FD)

+ Proclrcto

"""" "-

i

2

(13)

2. Generalidades de la digestidn anaerobia.

El tratamiento biológico de aguas residuales por vía anaerobia se ha extendido en México desde 1987 debido a la Legislación Ambiental promulga por e1

Gobierno Federal para el tratamiento de desechos. En 1997 se trataban del 30 al 35% de las aguas municipales, lo cual, muestra una falta de capacidad para el

tratamiento, este aspecto abre la posibilidad para la introducción de sistemas de bajo costo, con tecnologías avanzadas y capaces de tratar varios tipos de efluentes, como son los digestores anaerobios. De estos, actualmente se tienen 75 reactores de lecho de Iodos de flujo ascendente (UASB) tratando el 0.57% de las aguas residuales totales generadas y 3.4% de las aguas tratadas. En México el 43.5% de los reactores anaerobios se utiliza para el tratamiento de aguas negras3

A pesar de la complejidad microbiológica de este proceso, es ampliamente conocido el hecho de que los microorganismos involucrados en la digestión anaerobia son capaces de agruparse en consorcios bacterianos complejos y

degradar sintróficamente los contaminantes disponibles en las aguas. 2.7 La digesti<)n anaerobia en aguas residuales

La degradación anaerobia de materia orgánica es un proceso que involucra varias vías metabólicas y que se llevan cabo en la ausencia de oxígeno, nitrato y sulfato como aceptores de electrones.

Se realiza a través de tres pasos en serie que incluyen la hidrólisis de compuestos orgánicos complejos y de alto peso molecular disueltos en el agua

residual como proteínas, carbohidratos, lípidos y compuestos aromáticos o amídicos, por medio de enzimas extracelulares. Posteriormente, a partir de la fermentación de las moléculas pequeñas formadas en el paso anterior, se obtendrán piruvato,

succinato, lactato y etanol así corno ácidos grasos volátiles como el formato, acetato, propionato, n- e iso-butirato y en algunas ocasiones n e iso-valerato y

(14)

2 2 5 9 8 8

ácidos como el propionato y

el

butirato serán transformados a acetato, Hz y Con, por oxidación anaerobia

de

acuerdo

a

las

reacciones 1 y

2.

El

acetato, $8 transforma en la tercera y última etapa

a

metano, que

es

el

producto final en este proceso, como se muestra en la ecuacidn 3. A partir de este sustrato se formara aproximadamente dos terceras partes del metano total,

ya

que

es

el principal precursor de

la

metanogenésis en reactores anaerobios. 4*

CH3CH2COO- + Hz0 CH4 + HCOC + 0.SATP (3)

El H2 y COZ en una reacción de oxido-reduccibn, formaran

la

tercera parte restante del metano, como se muestra en

la

siguiente ecuaci6n.

4H2 HCo-3 + H' CHs + 3H@ + ATP (4)

3 Monroy

et al.

(15)

Figura 3. Etapas y vías metabólicas de la digestión anaerobia.

.

J

En este esquema de metabolismo anaerobio intervienen grupos tróficos de bacterias que viven en interdependencia mutua formando consorcios bacterianos. Este PrOCeSo, descrito en la Figura 3,

es

en general lento y depende de varios factores, tales como pH, temperatura y concentración de materia orgánica.

Adicionalmente,

los

tiempos de retenci6n celular en digestores anaerobios son prolongados, debido a la baja tasa de crecimiento de

los

microorganismos rnetanogénicos.

(16)

Los microorganismos que forman un consorcio metanogénico comprenden tres grupos de bacterias, las primeras son bacterias hidrolíticas fermentadoras de

carbohidratos simples y poliméricos, así como bacterias proteolíticas y lipolíticas, facultativas y bacterias acidogénicas que utilizan los sustratos provenientes de la primera etapa para producir &idos grams volátiles. Las segundas son las bacterias homoacetogénicas y las acetogénicas productoras obligadas de hidrbgeno, que aí oxidar los ácidos de más de dos carbonos producen además de ácid0 adtico, hidrógeno, que será removido en la siguiente etapa por las bacterias metanogénicas hidrogenótrofas que

lo

utilizan para reducir el COZ y producir una tercera parte del

CH4. Esta relación se conoce como “transferencia de hidrógeno entre especies”’.

6 Bryant et al.,

(17)

3.

REACTORES DE LECHO FLUIDIZADO

3. l. Antecedentes

El reactor de lecho fluidizado (RLF) para el tratamiento de aguas residuales, es un prototipo que se ha utilizado recientemente debido a las ventajas que presenta sobre otros sistemas. Hasta 1990 se tenían 65 reactores comerciales con soporte en Estados Unidos y Europa.

Una de las compañías más interesadas en

los

lechos fluidificados para el tratamiento de desechos ha sido General Motor Corporation, particularmente para la remoción de compuestos orgánicos volátiles provenientes de la pintura automotriz de las plantas de ensamblado, así como de las aguas residuales de las plantas

metalúrgicas. Finalmente se ha extendido a plantas de alimentos, cervecerías, químicas y petr~quimicas~.

Los soportes utilizados han sido arena, arcillas, perlas de vidrio poroso, tierra de diatomeas, además de soportes más ligeros como el poliuretano y el PVC (la densidad aparente de éstos se encuentra entre 1 .I yl.2 kg/m3), que se han diseñado específicamente para estos sistemas con el objeto de reducir

los

gastos de fluidización:

3.2. Hidrodindmica de los reactores de lecho fluidizado.

Estos sistemas consisten de reactores de dos o tres fases (sólido

-

líquido, sólido

-

gas y líquido

-

sólido

-

gas), en las que el lecho de partículas de soporte se expanden con una corriente de líquido y/o de gas, de tal forma que las partículas

(18)

siempre se encuentran suspendidas y no tienen

una

posiciCIn fija en el lecho, pero se mueven fdcilmente en los alrededores y cada una tiende a permanecer localizada dentro de un pequeño volumen de la cama. 8*9

En

el sistema s6lido

-

líquido de flujo ascendente (es la fluidificación trGtdiciona1)

se usan soportes

mas

pesados que el agua, por la que se requieren altas velocidades

de

líquido para alcanzar la fluidificación.

Cuando las velocidades

de

liquido aplicadas son bajas, se obtiene un lecho fijo,

si estas aumentan se obtendrh un lecho expandido y posteriormente un lecho

fluidificado, como se muestra en la figura 4.

En este

caso

se alcanzan las condiciones de fluidificaci6n partículada y el lecho

se expande suavemente sin la turbulencia conocida como fluidificacibn agregativa o de arrastre, que se presenta cuando el flujo arrastra una estela

de

partículas de tamaño pequefio que salen del lecho.'o

Figura 4. Estado de transición de lechos.

I r

.

0 . 1

*

Hewe y Hamemo&, 1983

Kunii y Levenspiel, 1991

(19)

3.3 Arranque y operacidn

de

lechos fluidizados

En general, durante el arranque de RLF se inoculan con Iodos de alta actividad metanogénica y contenido de sólidos volhtiles. La inoculación se hace adicionando 30 a 60% en volumen y el reactor se cierra durante varios dias o semanas, para permitir que las bacterias inoculadas estén en contacto con el soporte el mayor

tiempo posible.

Otra estrategia es inocular el reactor continuamente con sobrenadante de

digestores anaerobios junto con el agua residual a tratar y aparentemente el tiempo de arranque disminuyen, pero para reactores de gran escala no es practico por 10s

grandes volúmenes de sobrenandante requeridos“.

Las dimensiones clásicas de los RLF o la relación UD, varia de 20 a 30 veces, para evitar el arrastre de partículas fuera de la zona de fluidización, es decir, la

longitud del reactor contempla una zona de “desenganche” de partículas. Esta se caracteriza actualmente por el ensanchamiento en el diámetro de la columna, que permite que las partículas disminuyan su velocidad terminal y regresan al lecho, lo que ha permitido reducir esta relación, economizando en la inversión de la

construcción, así

corno

el uso de soportes menos pesados.

La expansidn del lecho esta controlada por la velocidad vertical del fluido y para lechos fluidizados se considera que debe de estar entre 30 a 50%, pero puede alcanzar hasta un

100%.

Ya que en los lechos fluidizados se utilizan tiempos de retención cortos, la expansión del lecho se obtendrh con una alta tasa de

recirculación, que permitir4 el uso de velocidades superficiates de líquido de I O a

30

mlh en lechos ascendentes. La velocidad de sedimentación de las partículas

utilizadas como soportes en este MSO, que puede ser de 150 a 300 mlh, influye también en la magnitud de las velocidades necesarias para la expansión.

(20)

En el caso de lechos ascendentes, las velocidades pueden variar de

2

a 12 m/h y en la literatura no está reportado el valor de la fuerza de flotación de muchos de los

soportes utilizados.

De acuerdo a las relaciones UD que se usan, se pueden alcanzar capacidades de tratamiento más altas que en otros reactores, desde 20 a

1 0 0

Kg DQO/ m3-d en

equipos muy compactos 12 13 1415

Los perfiles de aplicación de carga que se han utilizado durante

el

arranque para estos reactores son dos:

Q El primero conocido como el perfil de maxima eficiencia en el que se aplica una carga orgánica baja de 1 kg/m3.d y una carga de 0.1 Kg de DQO/

Kg S.S.V. diarios con un tiempo de residencia de 1 día. La carga se duplica

cuando se ha alcanzado la m&ima eficiencia.

Q La segunda estrategia es conocida

como

el máximo perfil de carga en

el que se aplican altas cargas orgánicas, considerando la carga mdsica que et reactor puede tolerar, con un tiempo de retencibn de 1 día. La carga se aumenta nuevamente aún cuando el nivel de remoci6n sea bajo (de 1500 a

200

mg/L de Bcidos grasos en el efluente). En este caso se adiciona álcali para controlar la acidificación del reactor por sobrecarga, por

lo

que este tipo de

arranque es más costoso.

3.4 Ventajas y desventajas de los lechos fluidizados.

La principal ventaja que presenta es la reducción en el tamaAo del reactor debido a la alta eficiencia volumétrica asociada con el desarrollo de una alta

l 2 Heme y Harremoes, 1983

I3 Heijnen et al. , I989

l 4 Ehlinher, 1994

(21)

concentración de biomasa en el soporte16. También presenta algunas ventajas con respecto a los reactores convencionales de biomasa suspendidos tales como:

a) Los esfuerzos altos debido a la fluidización por fricción con el líquido o

fricción dinámica entre partículas, seleccionan biopeliculas compactas y

delgadas. En el

caso

de reactores anaerobios las biopeliculas estarán dominadas por bacteria metanogénicas debido a la acidogénia preferencia en las capas periféricas.

b) Tienen alta capacidad de depuraci6n

c) Mejoran el mezclado de líquidos y la turbulencia alrededor de las partículas facilita la difusión del sustrato en la biopelícula.

d) Altas concentraciones instantáneas de tóxicos en el influente no causan efectos tan fuertes sobre la biopelícula debido al régimen de mezclado.

e) La fluidificación lava fácilmente todas las partículas sólidas inertes finas. f) No hay retención de sólidos suspendidos y por consiguiente no existen problemas de taponamiento 17 18 19

La falta de retención de sólidos tiene como consecuencia también la falta de remoción de sólidos suspendidos, debido a

los

cortos tiempos de retención

utilizados, que impiden que la materia particulada del agua se absorba a la superficie de la biopelícula para ser degradada en moléculas lo suficientemente pequeñas como para difundirse en ella. Por lo que es necesario la eliminación de sdlidos del efluente para obtener agua de mejor calidad. x), 21

Algunos problemas que presentan los lechos fluidizados están relacionados al arranque de

los

reactores, debido a que la formación de

la

biopelícula es un proceso lento, como se mencionó anteriormente. También influye el alto consumo de energía debido a las altas tasas de recirculación utilizadas para expandir el lecho.

Sutton y Mishra, 1991 ~ ~~

Henze y Harrem&s, 1983 Heijnen et al., 1989

(22)

Con respecto a los aditamentos mecánicos críticos que aumentan el valor de la inversión en estos sistemas se tienen los distribuidores de liquido para obtener una fluidización uniforme en reactores a escala industrial, los cuales son costosos y no funcionan totalmente, ya que presentan problemas de taponamiento con partículas presentes en la corriente de entrada y por el asentamiento de partículas de soporte en el difusor, en el caso de soportes más densos que el agua.

Los

distribuidores deben tener tres características importantes: mantener una distribución uniforme de flujo en el sistema, prevenir el taponamiento de los orificios debido a cuerpos extraños del influente o por el soporte y mantener condiciones de distribución del influente sin turbulencias, de tal forma de favorecer la acumulación uniforme de biomasa en el soporte del reacto?

=.

.. ,

(23)

4.

MATERIALES

Y

METODOS

En este capítulo se presentan los materiales, metodología y técnicas analíticas usadas en el desarrollo de este trabajo para el estudio del reactor biol6gico

implementado.

4. l. Inbculos.

Se utilizó un lodo floculento proveniente de la Planta Piloto de Tratamiento de Agua Residual de la UAM Irtapalapa. De acuerdo a la bibiiografia estos

microorganísmos se clasifican como Archaeobacterias, cuya fisiología fue descrita en el capitulo 2.

Estas bacterias fueron recolectadas en frascos cerrados y obscuros, manteniéndose a una temperatura de 3OC en tanto que no fueran inoculadas en el

reactor. Una vez utilizadas, se deben mantener a una temperatura aproximadamente

de

35OC

(temperatura optima para su funcionamiento).

Los microorganismos fueron observados al microscopio óptico, siendo

imposible la percepcidn de estos, debido a que

son

de un tamafio aproximado de

10-70 micras, no obstante para obtener mejores resultados se requiere un microscopio electrónico de barrido (MEB).

4.2 Soporte.

La principal característica de estos reactores, es la utilización de microorganisrnos inmovilizados en soportes inertes, donde se forman una película mimbiana de tamaño uniforme, sometida a un flujo tal que se evite el arrastre de las

bacterias.

De la literatura se reportan algunos soportes factibles para el cultivo de

microorganismos, dentro de

los

cuales destaca la arena de mar, que se considera un s6lido en el cual se facilita la formacibn de biopelíwlas en lechos fluidizados en

(24)

Arena

de

mar

S6lido no poroso 9 Densidad

=

1.4

g/m3

O Dihmetro promedio

=

0.03085 mm

2 2 5 9 8 8

4.3. Reactor tubular.

En ta figura 5 se muestra el sistema utilizado, que consiste en un reactor

tubular de acrílico, con un diámetro interno de 5.6 cm y un volumen de 3000 mi, dos

bombas peristálticas, un recirculador que mantienen la temperatrura de un baño

tbrmico de 35 a 40°C y un serpentín dentro de dicho baiio que facilita la transferencia

de calor.

(25)

4.4. Aniilisis hidrodinárnico

Para determinar la velocidad mínima de fluidización (la transición de lecho empacado a fluidizado) se empacaron 33.5 cm de altura del reactor con arena y se

inició el flujo de agua a través del lecho. Se aumentó la velocidad del fluido hasta que el soporte presentó en expansión total, disminuyéndose gradualmente la velocidad

del flujo de entrada, induciendo el acomodo uniforme de las partículas de arena, una vez con el lecho empacado se dejo reposar 48 horas, obteniendo por consiguiente un

lecho compacto.

Se inicia el flujo de agua, incrementando la velocidad del flujo paulatinamente y determinando el flujo volumétrico, la altura y la velocidad del fluido. Estos datos se encuentran en la tabla 2 del capitulo 5 (Resultados).

4.5. Arranque y estabilidad.

Para la etapa de arranque se adicionaron alrededor de 500 ml de bacterias operando a circuito cerrado. Al mismo tiempo que se alimentaba con una solución altamente concentrada en pulpa de fruta y de flóculos frescos cada 48 horas. Para disminuir el tiempo de inoculación se recomienda alimentar con bacterias frescas, extrayendo la misma cantidad de Iodos que fueron alimentados.

Una vez que las bacterias se han inmovilizado en el soporte, se puede constatar de manera visual cuando el soporte presenta un color homogéneo similar al de los Iodos, lo cual indicara que ya se ha formado la película microbiana, entonces se extraerá el exceso de microorganismos y arena no depositada en el fondo y se alimentará 0.6 L/h de agua residual con una DQO de 1000 mg/L teniendo así, un tiempo de residencia de 5 horas y reciclando 24 de 25 partes del efluente

(UD=I .6).

(26)

microorganismos al soporte. No obstante se hizo una revisión de

los

principios para la evaluación de la cinética de reacción experimentalmente (Apéndice A)

4.6 Análisis.

Los análisis practicados a nuestro reactor fueron:

a) Sólidos suspendidos totales, fijos y volátiles.

b) pH y la relación de alcalinidades (Standard Methods). c) Demanda Química de Oxígeno (DQO) total.

d) La cantidad

de

biogas producido y su composición. e) La cantidad de biomasa generada e inmovilizada. f) La cinética de reacción.

En el desarrollo de las ecuaciones de diseño se observa la importancia de la velocidad global de reacción.

Muchas variables pueden afectar a la velocidad global de la reacción. En sistemas homogéneos la temperatura, pH y composición están implicadas

obviamente. En sistemas heterogéneos la velocidad del transporte de materia llega a ser importante puesto que el material puede tener que moverse de una fase a otra.

En los procesos biológicos la cinbtica de reacción implica un sin fin de etapas. El problema de determinar las variables que afectan a cada etapa, y

consecuentemente a la velocidad global de reacción. Solo cuando se dispone de esta información se puede confiar en la aplicabilidad de los datos cinéticos obtenidos en el laboratorio ai equipo a escala industrial.

En general para sistemas heterogéneos es conveniente considerar la

velocidad global de reacción para una partícula única (Rp). Ésta depende de la concentración del reactante en el fluido(CL) y de la velocidad del fluido(u).

(27)

alrededor de la película es el indicado en la figura 6 . En esta figura se ha dibujado una envolvente y que generalmente nos referimos como capa límite de transferencia de materia y su localización en el espacio depende de la velocidad de reacción y de la mecánica del flujo alrededor de la partícula. Entonces la velocidad de global de

reacción para una partícula sencilla tiene que ser determinada por medio de una solución de las llamadas ecuaciones de capa limite, es decir las ecuaciones que

describen

los

perfiles de velocidad y concentracibn en la región de una superficie.

La influencia de la velocidad del fluido en la velocidad global de reacción es

tal que a valores altos la velocidad global de reacción se hace prácticamente constantez4.

Rp -+ constante cuando u -+ 00 (5)

Donde RP tiene las dimensiones de masa de sustrato convertida por unidad de

tiempo.

Figura 6. Variación de la transferencia de materia en la fase liquida posición alrededor de la partícula.

con la

'

Particula

biologica

cLk+

c1

C C'

O n O

Y U X 1800

(28)

Figura 7. Modelo para la transferencia de materia en la fase líaquida.

concentración del sustrato

varía con y

I

I

Superficie de

o

una partlcula

O

Y bil6gica

t-”

Es

usual admitir como modelo la situación fisica indicada en la figura 7, suponiendo que la capa límite de transferencia de matera es de espesor constante. Estas situacidn se ilustra en la figura 7, donde est& dibujados los perfiles tipicos en el fluido adyacente a una partícula biológica. AI incrementar la velocidad del fluido la concentración inmediatamente adyacente a la partícula se aproxima a la

concentración mtisica media del liquido

(CL)

y los gradientes de concentración decrecen. La dependencia de R, y de la concentración de sustrato en la interfase

s6lido-líquido

(C*)

de la velocidad del fluido está representada en la figura 7.

En condiciones de estado estacionario

la

unética de

la

partícula ilustrada en la figura 7 se puede describirse igualando la transferencia por difusión de los reactantes a traves

de

la capa límite con el consumo de sustrato por ta particuta biol6gica.

Así:

donde h se conoce

corno

el coeficiente de transferencia de materia, N representa la

(29)

eliminar

C"

de esta ecuacih y expresar la velocidad global

de

reacción en faxi& de la constante mdsica media del fluido.

El

estudio de las ecuaciones de velocidad global conduce a una separación de

los fenómenos físicos implicados, principalmente transferencia de materia y

fen6menos de mecánica de fluidos, de las características

de

la reaccibn, es decir, la

cinética química. Tal división permite

una

apreciación más detallada del efecto de los

cambios en las variables de operacih así como una interpretación

m&

científica de

los datos experimentales.

Etapa limitante de

la

velocidad.

Cuando la velocidad global de la reacción implica varias etapas consecutivas, se dice con frecuencia que una de ellas es la etapa limitante de

la

velocidad.

R p = K j A p c ~ =N*Ap

(7)

en donde:

si

en

la ecuación (8) el coeficiente de transferencia de materia h

es

mucho mayor que el coeficiente cinético kl la expresión par ala velocidad global de

la

reacción se reduce a:

y si ocurre

lo

contrario, es decir, h<< kt, entonces

R P

" K I

A,

En la ecuaci6n (9) la velocidad de la reacción observada viene determinada

(30)

Modelo para un microorganismo Único

El modelo más comúnmente utilizado para crecimiento celular es el propuesto por Monod.

crp

NP =

*

c.

en donde N, es la velocidad de transporte por unidad de área de la región implicada, C‘ es la concentración de sustrato externa a la región de permeasa (parte externa a la región metabólica metabilismo), a, y

pp

son coeficientes con las dimensiones

apropiadas, es decir, ML-2T” y ML-3.

En tanto que el proceso de difusión molecular convencional al que obedece es la ley de Fick.

donde Nd es la velocidad

(11)

de transporte por unidad de área de la región que nos

dC

dr

4 ~ ? ( - D m -) = AC

Ac es una constante.

La integración de esta ecuación conduce a:

donde Bc es una constante de integración.

(31)

bien

(32)

5.

RESULTADOS

Y

DISCUSIÓN

5. l. Hidrodindmica

Los datos obtenidos del estudio hidrodinámico se encuentran en la tabla

2,

En esta

tabla podemos observa que la velocidad mínima de fluidización es de 0.0156 cm/s.

Tabla

2.

Datos de velocidad superficial experimental.

59.5

7.41

I

0.301

52.8

O.

367

9.04

49

0.01

0.246

27.8

0.01

56

O.

382 27.8

o.

o99

2.44

27.9

O.?

38

3.39

38.

I

0.19

4.68

43.3

0.254

6.25

Gráfica 1 . Datos de velocidad superficial vs.

Altura

del lecho.

, , "

*."

,

*,A,' ,

,'/'

, ,'

20

"

0.0 o. 1 0.2 0.3 0.4

1

(33)

Gráfica 2. Acercamiento de la gráfica 1, en la región de velocidad superficial estable.

40 t I

J

velocidad superficial (cm/s)

5.2.pH

Las bacterias prefieren condiciones neutras de pH, esto es en el rango de 6.5 a 8.2. Fuera de este rango se reduce la capacidad para degradar

l

a

materia orgánica y por lo tanto se ve disminuida la producción de metano.

En la gráfica 3 se muestran los valores reportados de pH del reactor desde el día de su arranque. Podemos decir que al cabo de tres días el reactor se acidifico, esto porque hubo un taponeo y afecto la produccibn de metano, por

lo

que se le adicionó una solución de Hidróxido de sodio saturada.

PH

I 1 I I I I

O

I

10 20 30 40 50

(34)

5.3.Cinética de degradacibn de materia orgánica.

2 2 5 9 8 8

Existe una ecuación empírica que describe la degradación de la materia en

términos de la cinética de las enzimas esto es la ecuación de Monod y que representa la variación general de la velocidad de crecimiento con la concentración de sustrato excepto bajo las condiciones inhibitorias de concentración alta.

k SX

GS max

" - ~ dt

K

+ S

S

en donde dS/dT = tasa de crecimiento de microorganismos, mg/L*d kmáx= tasa máxima de crecimiento especifico gr DQO/g SSV* día S = concentración de sustrato (en contacto con biomasa) mg/L.

X

=

concentración de biomasa, mg/L.

Ks=

concentración de saturación media, mg/L.

En teoría, tenemos que para condiciones de un proceso anaerobio a t=

35OC,

un DQO= 1000mg/L y pH=

6.5-8.2,

las constantes de reacción son: k m . x =

6.67

dias"

(35)

CONCLUSIONES

El reactor que ofrece más ventaja según el estudio realizado es el RLF, ya que tiene una remoción del 80 al 90% de la materia orgánica, que es mayor a la presentada por cualquier otra configuración.

El proceso es de tipo anaerobio el cual minimiza inversiones energéticas y monetarias, debido a que no requiere inyección adicional de oxígeno, además de proporcionar una fuente de energía con la producción de metano.

En cuanto al uso de la arena como soporte inerte, se reporta en la bibliografía como uno de los más eficientes para esta operación, a pesar de ser un sólido no

poroso los microorganismos se adhieren a éI formando la película microbiana con mayor rapidez, fomentando la estabilización del sistema.

Debido a que el reactor se encuentra en la etapa de arranque no fue posible obtener datos experimentales de la cinética de degradación de la materia orgánica, sin embargo de manera teórica se encontraron las constantes de reacción, sujetas a las condiciones de operación del sistema experimental.

(36)

APÉNDICE

A

A.

l.

Detenninacibn de parámetms fisicoquimicos. A. l . I.S&lidos totales,

foes

y volátiles.

Se determinarán sólidos totales (ST), fijos (SF) y volátiles (SV) según los metodos estandar de muestre0 (1988). Estos últimos se expresan como sólidos

volátiles inmovilizados (SVI) y se relacionan con los ST que se expresan como sólidos totales inmovilizados (STI) para determinar de esta forma la fracción de material orgánico de la biopelícula (SVVSTI).

A.l.2. Alcalinidad

Se toma una muestra de 25 ml de efluente con pipeta volumétrica y se colocan en un vaso de precipitados y se someten a agitación. Se mide el pH de la muestra y se registra. En una bureta de volumen apropiado se coloca el H2S04, 0.02N. Se inicia la titulación agitando la muestra, vertiendo el ácido y registrando el cambio de pH con el potenciómetro, hasta alcanzar cada uno de

los

pH indicados. Se registran los volúmenes gastados y el valor de la relación de alcalinidades se calcula como:

Vg(pH = 5.7)

vgt(pH

= 4.3) Relación de Alcalinidades

=

en donde Vg = volumen gastado.

Vgf

=

volumen gastado total. A.l ADernanda Química de Oxígeno.

Se toman 5 ml de muestra y se colocan en un vaso de teflón, adicionando los

siguientes compuestos y soluciones en el orden que a continuación se presenta:

1 .- 0.1 gr. de HgS04.

2.- 0.5 ml de una solución Ag2S04/H2S04 0.25 N. 3.- 5ml de K2Cr407/H20 0.25 N.

4.- 7 ml Ag*S04/H2S04 0.25 N.

Se introducen en un homo de microondas por I O minutos al 45 016 de operación. Posteriormente se aforan con 50 ml de agua desionizada. Se titula con Fe(NH4)S04

0.25,

usando ferroina como indicador.

DQO

(mg/L)

=

(a - b)SOOO c

F

(37)

i

en donde:

a: volumen de sulfato ferroso amoniacal para el testigo b: volumen de sulfato ferroso amoniacal para la muestra c: normalidad del sulfato ferroso amoniacal

m: volumen de muestra

t: volumen de sulfato ferroso amoniacal para la normalización. F= factor de dilución (m1 aforados / ml muestra)

A.1.4. Tiempo de retención hidrdulico (TRH)

Es

el tiempo necesario para el recambio del volumen total del reactor.

V

en donde

V

=

volumen (L)

(38)

APENDICE B

B. l. Determinación de pardmetros biologicos.

B.l.l. Eficiencia de remoción de carga orgánica (%).

Es

la capacidad de materia orgánica, ya sea disuelta o total, del reactor.

DQOentrada - DQOsaZi&(g / L)

DQOentra&(g I L)

% Ef. Remoción.=

B. 1.2. Determinación de Biomasa inmovilizada

La biomasa inmovilizada se consideró como los sólidos volátiles inmovilizados o material orgánico adherido al soporte. Se consideró también que la biopelícula está formado por sustancias exopoliméricas constituidas principalmente por carbohidratos

(39)

BlBLlOGRAFiA

APHA-AWWA-WPCF ( I 995) Standard Methodos for the Examination of Water and Wastewater. A.D. Eaton, L.S. clesceri y A.R. Greanberg (eds) De. United Boox Press, 1 ga editado U.S.A.

Atkinson, B. , Reactores buiquímicos. Editorial: Reverté. 1986. México.

Balch, W.E., Fox, G.E., Magrum, L.J., Woese, C.R. y Wolfe, R.S. (1979)

Methanogens: Reevaluacion of a unique group. Microbiological Rev., 43 (2) 260-296.

Bryant, M., Wolin, M. y Wolfe, R (1967) Methanobacillus omelianskii, a symbiotic association of two species of bacteria . Arch. Microbiol. 59: 20-31.

Fan, L-S., Muroyama, K. y Cherm, S-H (1 982) hydrodynamic characteristics of inverse fluidization in liquid-sólid and gas-liquid-solid systems. The Chem Eng. J. 24: 143-1 50.

Gonzaléz, G., Ramírez, F y monrou,

O.

(1992) Development of biofilms in anaerobic reactoe. Biotech. Letters, 14 (2): 149-154.

Gorris, L.G.M., Van Deursen, J.M.A., van der Drift, C. y Vogel, G.D. (1989 Bolfilm development in laboratory methanogenic fluidized bed reactors. Bioeng. 33: 687-693.

Guiot, S, (1 992) Bioprocesos Anaerobios para el Tratamiento de Efluentes industriales. UAM/ORSTOM/IMP, México.

(40)

Heijnen, L.L., Mulder,

A,

Enger, W, y Hoeks,

F.

(1989) Review on the aplicatiun of anaerobic fluidized bed reactors in waste-water tratment. The Chem. Eng. J. 41: B37- B50.

Henze, M. y Harremoes, P. (1983) Anaerobic treatment of wastewater in fixed film reactors-A literature review. Wat. Sci Tech. 15: 1-101.

Holst, T.C., Truc, A. y Pujol, R. (1997) Anaerobic fluidized beds: ten years of

industrial experience. Proc. 8th Int. Conf. Anaerobic Digestion, 2: 142-149.

Jeris, J. S. y McCarty, P.L. (1965) The biochemistry of methane formation using 14C

tracers. JWPCF 37: 178-192.

Kunii, D. y Levenspiel, O. (1991) Fluidization Engineering. Series in Chemical Engineering. de. Editorial: Buttewrtth-Heinemann, USA,

Meraz Rodriguez, Mónica. Inmovilización de bacterias anaerobias en un lecho fluidizado inverso. Tesis Doctoral, Universidad Autónoma Metropolitana. 1998.

Monroy, O. Modelamiento y control de un sistema de digestión anerobia en dos etapas. Tesis Doctoral, Fac. de Química, UNAM, 1998.

Monroy, O. Meraz, M., Montoya, L., Famá, G. y Macarie,

H.

(1997) Anaerobic digestions en México: State of the technology, limitations and potencial for its

development. Proc. 8th Int. Conf. On Anaerobic Digestion, 2: 272-284.

(41)

Nikolov, L. y Karamanev, D. (1987) Experimental Study of the inverse fluidized bed biofilm reactor. The Canadian

J.

Chem. Eng. 65: 214-217.

Noyola. A., Capdeville, 6 y Roques, H. (1988) Anaerobic treatment of domestic sewage with a rotating-stationary fixed-film reactor. Wat. Res. 22 (1 2):

Ramiez Clementina. Tratamiento De Aguas Residuales Industriales. Universidad Autónoma Metropolitana. Unidad Azcapotzalco. México, 1992

Ruiz Matinez, R.S. y López lsunza F. Modelamiento de un reactor de lecho fluidizado con tubos horizontales. Avances en Ingeniería Química . Cinética, Catálisis e

Ingeniería Química. México.

Ruís Matínez, R.S. et al.,Hidrodinámica de un bioreactor de lecho fluidizado líquido- sólido. Avances en Ingeniería Química . Cinética, Catálisis e Ingenieria Química.

México.

Tratamiento Anaerobio. IV Seminario-Taller Latinoamericano Sobre Tratamiento Anaerobio De Aguas Residuales. Red Colombiana De Biotecnología Ambiental.

Figure

Figura  1.  Curva  de  crecimiento  de  microorganismos.

Figura 1.

Curva de crecimiento de microorganismos. p.7
Tabla  l.  Análisis  de  ventajas  y  desventajas  de  los  tratamientos  aerobios  y  anaerobios

Tabla l.

Análisis de ventajas y desventajas de los tratamientos aerobios y anaerobios p.10
Figura  2.  Principales  configuraciones de  bioreactores.

Figura 2.

Principales configuraciones de bioreactores. p.12
Figura 3. Etapas y vías  metabólicas  de  la  digestión  anaerobia.

Figura 3.

Etapas y vías metabólicas de la digestión anaerobia. p.15
Figura 4. Estado  de  transición  de  lechos.

Figura 4.

Estado de transición de lechos. p.18
Figura  5. Reactor  de  lecho  fluidizado

Figura 5.

Reactor de lecho fluidizado p.24
Figura 6. Variación  de  la transferencia  de  materia  en  la fase  liquida  posición  alrededor  de  la  partícula

Figura 6.

Variación de la transferencia de materia en la fase liquida posición alrededor de la partícula p.27
Figura  7.  Modelo  para  la  transferencia  de  materia  en  la  fase  líaquida.  concentración  del  sustrato  varía  con  y  I  I  Superficie de o una partlcula O Y bil6gica t-”

Figura 7.

Modelo para la transferencia de materia en la fase líaquida. concentración del sustrato varía con y I I Superficie de o una partlcula O Y bil6gica t-” p.28
tabla  podemos  observa  que  la  velocidad  mínima  de  fluidización  es de  0.0156  cm/s

tabla podemos

observa que la velocidad mínima de fluidización es de 0.0156 cm/s p.32

Referencias

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