REVISTA "INGENIERÍA QUÍMICA Y DESARROLLO"
ESTUDIO EXPERIMENTAL Y MODELIZACIÓN DE LOS
PARÁMETROS BIOCINÉTICOS EN LA EVALUACIÓN
DE UN REACTOR DE LODOS ACTIVO DE UNA
PLANTA DE TRATAMIENTO ALIMENTARIA.
EXPERIMENTAL STUDY AND MODELING OF THE BIOKINETIC PARAMETERS IN EVALUATING REACTOR ACTIVATED
SLUDGE TREATMENT PLANT FOOD
Eduardo Andrés Morales Haro, Departamento de Ciencias Químicas y Ambientales Escuela Superior Politécnica del Lito-
ral (ESPOL) Campus Gustavo Galindo, Km 30.5 vía Perimetral Apartado 09-01-5863. Guayaquil-Ecuador,
E-Mail: eamorale@espol.edu.ec
José Guillermo Cárdenas Murillo, Departamento de Ciencias Químicas y Ambientales Escuela Superior Politécnica del
Litoral (ESPOL)
RESUMEN
Las plantas de tratamiento de aguas residuales se diseñan con el objetivo de depurar los conta-
minantes presentes en el agua, provenientes de desechos humanos y actividades realizadas por
una industria o comunidad. El presente estudio evaluó el rendimiento del tratamiento biológico por
lodos activos de una planta de tratamiento de una panificadora industrial, mediante la caracteri-
zación del efluente y su carga orgánica, la obtención y calibración de los coeficientes biocinéticas
y el modelado del sistema. Se planteó el uso de la DQO soluble como parámetro principal de con-
taminación. Integrando los procesos unitarios de la planta, se realizaron pruebas para determinar
las dosis óptimas de químicos del tratamiento primario y se efectuaron ensayos de sedimentación
con la mezcla del reactor. Las simulaciones dinámicas desarrolladas en Matlab y Simulink, predi-
cen remociones de materia orgánica por encima del 92%, en cumplimiento con la norma ambien-
tal. Bajo condiciones de cargas pico, el sistema es afectado por su hidráulica y requerimientos de
aire al reactor. Por ende, tanto los equipos de aireación y sedimentación son redimensionados.
PALABRAS CLAVES: aguas residuales, lodos activos, panificadora, coeficientes biocinéticos.
ABSTRACTS
Wastewater treatment plants are designed for removing pollutants present in the water,
which come from human wastes and activities done by an industry or community. This study
evaluated the performance of the biological treatment by activated sludge of a wastewater
treatment plant from an industrial bakery by the characterization of the effluent and its organic load, the
determination and calibration of the biokinetic coefficients, and the system modeling. The
use of soluble COD is considered as the primary pollutant parameter. Integration of unit
processes is done by determining the optimal dosages of primary treatment chemicals and also
sedimentation batch tests were run with the water-sludge mixture. Dynamic simulations
developed on Matlab and Simulink predicts organics matter conversions above 92%, in compliance
with environmental standards. Under peak load conditions, the system is affected by its hydraulics and
air requirements to the reactor. Therefore, both aeration and sedimentation equipment are resized.
KEY WORDS: wastewater, activated sludge, bakery, biokinetic coefficients.
Recibido 23 Octubre/2014. - Aceptado 19 Diciembre/2014
Publicado como artículo científico. Revista Ingeniería Química y Desarrollo 2015 1(1)
No 1, Enero - Junio 2015 pp. 12 - 18
ISSN 1390 – 9428
REVISTA "INGENIERÍA QUÍMICA Y DESARROLLO"
INTRODUCCIÓN
Las aguas residuales presentan una compo-
sición básica en peso de un 99.94% agua y
el remanente 0.06% es material disuelto y
suspendido en la misma (WPCF, 1980). Estas
aguas contaminadas no pueden ser descar-
gadas directamente a un cuerpo de agua, ya
que poseen un alto contenido de materia or-
gánica putrescible, y exceso de nutrientes que
desencadenan en problemas de eutrofización
en ríos y lagos, y además pueden contener
potenciales agentes tóxicos o carcinógenos
que ponen en riesgo la salud de las personas
y de los ecosistemas. (Metcalf & Eddy, 2004).
Cada país posee sus normas de calidad
para las aguas de vertido, dichas normas
ambientales en el Ecuador, acorde al Tex-
to Unificado de Legislación Secunda-
ria Medio Ambiental (TULSMA), vigente
desde el 2003, establecen las políticas am-
bientales básicas en el Ecuador, sobre los lí-
mites de descarga de las aguas residuales.
Las aguas residuales de la panificadora ob-
jeto de estudio, ubicada en la ciudad de
Guayaquil, son generadas mayormente en
la limpieza de las áreas de producción, co-
medores y baños. Para tratar estas aguas se
construyó una planta depuradora en el año
2005, en la cual se incluyó el tratamiento pri-
mario del agua, tratamiento biológico (reac-
tor de lodos activos, sedimentador final de
lodos biológicos), y desinfección del efluente.
Durante los últimos años, el incremento de
la producción y expansión de la panificadora
ha llevado a un mayor flujo de residuos lí-
quidos, y considerando la normativa ambien-
tal vigente en el país (Libro VI de la calidad
ambiental, 2003), es oportuno determinar
el estado actual de la planta de tratamiento.
Con respecto al tratamiento primario, las do-
sis operativas de sulfato de aluminio y cal
apagada presentan valores promedio de 617
y 406 mg/L, respectivamente. Las dosis re-
portados en la literatura del sulfato varían
en un rango de 75 - 250 mg/L, (Eckenfel-
der, 2000). Mediante un test de jarras, fue
posible obtener las dosis óptimas a utilizar en
esta instalación, acorde a las caracterís-
ticas del agua residual y el criterio de remo-
ción de sólidos suspendidos totales (SST).
Si bien durante muchos años se ha emplea-
do la DB05 para la caracterización de la ma-
teria carbonácea de las aguas residuales,
actualmente se reconoce a la DQO como el
parámetro principal de carga orgánica en los
modelos biológicos. En su forma más sim-
ple, la DOO total se divide en DQO soluble
y DQO suspendida. Aplicando un balance de
materia, la ruta de este material es fácil de
seguir y cuantificar (Metcalf & Eddy, 2004).
DESARROLLO
Los análisis y monitoreos de las cargas con-
taminantes se realizaron entre marzo y ju-
nio del año 2012, midiendo la DQO soluble
a la entrada y a la salida de la planta, para
obtener la eficiencia E del tratamiento (Ta-
bla 1). Con los datos de eficiencia, se veri-
fica su ajuste normal mediante la prueba de
Kolmogorov - Smirnov (K-S). El valor P su-
pera el nivel de significancia de 0.10, lo que
evidencia normalidad de los datos (Figura 1).
Tabla 1. Cargas contaminantes y eficiencias
solubles
Monitoreo
DQO
entrada
DQO
salida
E (%)
1
792.41
24.05
96.96
2
1273.00
14.00
98.90
3
1361.00
10.00
99.27
4
1405.60
39.85
97.16
Fuente: Elaboración propia
Figura 1. Test de normalidad,
prueba K-S en Minitab
Se usó la prueba t de Student, válida para
muestras pequeñas, bajo condiciones de
normalidad. Se contrasta el valor p obteni-
do en Minitab con el nivel de significancia
preestablecido de 0.05 (95% de confianza).
La hipótesis nula Ho, establece que las efi-
ciencias solubles no superan el 95% en pro-
medio; la hipótesis alternativa H1 establece
eficiencias superiores a dicho porcentaje de
remoción. Este valor fue escogido a partir
del rango superior de rendimientos reporta-
dos para sistemas de lodos activos de mezcla
completa, (Romero, 2008), considerando que
el objetivo principal del tratamiento biológi-
co es remover la mayor cantidad de mate-
ria soluble del agua residual. Las hipótesis
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nula y alternativa se expresan sim-
bólicamente de la siguiente forma:
Ho: < 95% vs. H1: > 95%
El valor Pen la prueba t es mucho menor que
el nivel de significancia preestablecido (α =
0.05). lo que indica una fuerte evidencia de
rechazo a la hipótesis nula, y por ende las
eficiencias superan de forma significativa el
95% de remoción de material soluble (Figura
2). con lo que la DQO soluble es aplicable
para la evaluación del tratamiento biológico.
Figura 2. Resultados test T en MINITAB
Tratamiento primario y prueba de jarras
Se realizó la caracterización del agua residual
que ingresa al tratamiento primario, en base a
ensayos por test de jarras, entre mayo y junio
del 2012, en los laboratorios de microbiología
de la Escuela Superior Politécnica del Litoral.
Las pruebas por jarras incluyen los quími-
cos sulfato de aluminio grado A e hidróxi-
do de calcio (cal) como estabilizador de pH;
además se incorpora al estudio el políme-
ro catiónico (Praestol 650TR) como
coadyuvante en la floculación química.
El pH óptimo se determinó en una sola prueba,
colocando la muestra de agua residual cruda
a distintos pH, bajo dosificación constante de
sulfato de aluminio, para después medir los
SST Y DQO residuales en cada jarra. De la
Tabla 2, los valores óptimos de pH son de 6
y 7. Si bien a pH 7 el porcentaje de remo-
ción de DQO es ligeramente mayor, ambos
valores se usan para hallar las dosis óptimas.
Tabla 2: Determinación de pH óptimo, prueba de
jarras
Jarra #1
Muestras
DQO
(ppm)
SST
(ppm)
pH
%
DQO
%
SST
Agua cruda
1225.9
167
5.7
-
-
Jarra #2
834.60
60
5
32
64
Jarra #3
714.35
40
6
42
76
Jarra #4
690.06
40
7
44
76
Fuente: Elaboración propia
Las combinaciones de pH y dosis estu-
diadas, junto con la evaluación del cri-
terio del 89% de remoción de sólidos,
se detallan en las siguientes tablas:
Tabla 3. Dosis óptimas a pH 6, prueba de jarras
Jarra #2
Sulfato
(ppm)
Polim
(ppm)
SST
(ppm)
SST
residual
(ppm)
%
remo-
ción
STT
Cum-
ple
100
-
543
80
85.3
NO
200
-
543
56
89.7
SI
250
-
543
52
90.4
SI
300
-
543
46
91.5
SI
400
-
543
38
93.0
SI
500
-
543
30
94.5
SI
Jarra #3
Sulfato
(ppm)
Polim
(ppm)
SST
(ppm)
SST
residual
(ppm)
%
remo-
ción
STT
Cum-
ple
50
1
358
22
93.9
SI
50
5
358
12
96.6
SI
100
1
358
34
90.5
SI
100
5
358
66
81.6
NO
Fuente: Elaboración propia
Tabla 4. Dosis óptimas a pH 7, prueba de jarras
Jarra #4
Sulfato
(ppm)
Polim
(ppm)
SST
(ppm)
SST
residual
(ppm)
%
remo-
ción
STT
Cum-
ple
100
-
358
44
87.7
NO
200
-
358
34
90.5
SI
300
-
358
40
88.8
NO
Jarra #5
Sulfato
(ppm)
Polim
(ppm)
SST
(ppm)
SST
residual
(ppm)
%
remo-
ción
STT
Cum-
ple
50
1
215
97
54.9
NO
50
3
215
72
66.5
NO
50
5
215
96
55.3
NO
100
1
215
22
89.8
SI
100
3
215
16
92.6
SI
100
5
215
12
94.4
SI
150
1
215
14
93.5
SI
100
3
215
18
91.6
SI
Fuente: Elaboración propia
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Biocinética y caracterización del trata-
miento secundario
Para la obtención de los parámetros ciné-
ticos, se realizaron dos pruebas por lotes
por dos semanas en un reactor por lotes
de 12 litros, debido su facilidad de opera-
ción. Las concentraciones de sustrato solu-
ble S y biomasa X (sólidos suspendidos vo-
látiles) se midieron en función del tiempo.
Las constantes k, µ
m
, Y, K
S
, se obtuvieron en
la primera corrida mezclando agua residual
con lodo activado del reactor industrial. El co-
eficiente kd se obtuvo en la segunda prueba
aireando una muestra de lodo activado con
una cantidad despreciable de sustrato, y mi-
diendo la variación de la concentración de bio-
masa a través del tiempo en fase endógena.
Las ecuaciones de balance - cinética de Monod
son linealizadas para obtener los modelos de
regresión, como se presenta a continuación:
Las condiciones de operación promedio del
reactor biológico de mezcla completa fue-
ron obtenidas en base a siete monitoreos a
la planta durante los meses de marzo y abril
del 2012. Se recopilaron datos de campo, y
en el laboratorio se realizaron los análisis de
sólidos suspendidos totales/volátiles y DQO
soluble, y en base a los balances de mate-
ria (Metcalf & Eddy, 2004; Romero, 2008;
(Martínez y Rodríguez, 2005), se calcularon
parámetros adicionales de operación, los
cuales se muestran en la siguiente tabla:
Tabla 5: Caracterización reactor de lodos activos
(Monitoreos)
VARIABLES DE DISEÑO Y
OPERACIÓN
Volumen reactor, m
3
78.25
DQO entrada (S
0
), mg/L
947.35
DQO salida (S), mg/L
34.39
SSV reactor (X), mg/L
2357
SST reflujo (XR), mg/L
6111
F/M, d
-1
0.27
IVL, mL/g
172
Edad de lodos, días
18
Tasa de recirculación (R)
1.01
Fuente: Elaboración propia
La caracterización del sedimentador de lodos
se realizó mediante ensayos de sedimentación
en probetas de 1 litro a diferentes concentra-
ciones de sólidos, utilizando una muestra ma-
dre de lodos activados de purga de 8600 mg/L
(8.6 g/L) de SST. Se midió la altura de interfa-
se lodo - agua clarificada en intervalos regu-
lares de tiempo (Figura 3), con el fin de obte-
ner el modelo de velocidad de sedimentación.
Figura 3. Ensayos de sedimentación zonal tipo
batch (Altura interfase vs. Tiempo)
ANÁLISIS Y DISCUSIÓN DE
RESULTADOS
Determinación coeficientes biocinéticos
y de sedimentación
Los resultados de los experimentos bioci-
néticos a 27°C se reportan a continuación:
Tabla 6. Resultados de las pruebas biocinéticas.
Primera prueba biocinética
Tiempo
(h)
S(mg/L)
X
(mg/L)
dX/dt
dS/dt
0
134
150
0.8979
-2.8333
24
79
165
0.8958
-1.7500
48
50
193
0.8333
-1.0625
72
28
205
0.5000
-0.9167
Segunda prueba biocinética
Tiempo
(h)
X
(mg/L)
Ln X
0
900
6.80
1
900
6.80
3
900
6.80
4
800
6.68
22
800
6.68
96
700
6.55
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Figura 4. Obtención de µ
m
, K
S
Y y K
d
Las constantes cinéticas se calibraron con
la edad de lodos 0
c
y el sustrato de salida
promedio S de los monitoreos (Tabla 7),
con la expresión del sustrato de salida en
estado estable (Metcalf & Eddy, (2004)):
Aplicando regresión no lineal, se obtie-
nen los valores calibrados (Figura 5).
Tabla 7. Datos experimentales calibración
0
c
(días)
S(mg/L)
16.5
61.31
21.9
16.00
19.9
21.00
18.8
21.00
18.22
47.16
18.24
39.85
Figura 5. Calibración de coeficientes cinéticos
Las velocidades de sedimentación zonal
(Tabla 8) se obtienen de los tramos línea-
les de las curvas de la Figura 3. Los datos
se ajustan al modelo de Vesilind (Figura 6):
Tabla 8. Velocidades de sedimentación
experimentales
Concentración
(mg/L)
Velocidad de
sedimentación (m/h)
86
2.94
1720
1.62
2580
0.38
3440
0.167
4300
0.12
5332
0.108
6880
0.02
8600
0.008
Figura 6. Obtención del modelo de sedimentación
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Modelización dinámica del reactor
Se realizaron las simulaciones en Matlab bajo
un caudal constante de 70 m/día, donde se
resuelve el sistema de ecuaciones diferencia-
les en condiciones ideales de sedimentación,
para el sustrato soluble S, biomasa del reac-
tor X y biomasa del sedimentador X
R
, (Metcalf
& Eddy, 2004; Martinez y Rodriguez, 2005).
Se analizaron los efectos de manipular los
caudales de purga Q
w
y la recirculación R.
El aumento del caudal de purga conduce a un
aumento del sustrato soluble, siendo éste va-
lor relativamente alto a partir de 2.5 m
3
/día.
Tasas de recirculación mayores a 0.75 favore-
cen la remoción de sustrato. La edad de lodos
se encuentra entre 7 y 25 días, siendo estos
tiempos de retención usuales en procesos
convencionales y de aireación prolongada.
Las simulaciones con entradas varia-
bles (sinusoidales), se desarrollaron en Si-
mulink, los caudales de proceso y sus va-
riaciones se obtuvieron con los datos del
monitoreo y estadísticas de la planta.
Los rangos aplicados para los caudales fue-
ron de 50-90 m
3
/d para el caudal de entra-
da, 1.5-2 m
3
/d para el caudal de desecho,
y una carga contaminante entre 550-1350
mg/L DQO. La tasa de recirculación se fijó
en 1.01 (Figura 7). El modelo muestra la
respuesta temporal de las variables de es-
tado, así como la DQO total del efluen-
te, requerida como parámetro de control.
Figura 7 y 8: Caudales y sustrato de entrada, y
variables de salida del proceso
Los resultados de la simulación (Figu-
ra 8) muestran una disminución de la bio-
masa del reactor y por ende un aumento
progresivo de la DQO soluble y total hasta
valores pico de 105 y 126 mg/L, respec-
tivamente. La planta presenta eficiencias
de remoción soluble por encima del 92%.
Análisis estático de los equipos de al-
reación y sedimentación
El oxígeno requerido para el reactor y otros
procesos de la planta, es obtenido mediante
un blower, distribuyendo aire al reactor a
través de 16 difusores tipo EPDM; las carac-
terísticas de la línea de aire son las siguien-
tes:
- Capacidad blower (Cfm) ......... 122
- Potencia (Hp).......................... 7.5
- Longitud tubería de hierro (m) ...16.55
- Diámetro nominal (plg) .............2
El análisis del equipo se basa en calcular las
pérdidas de carga, la presión de descarga y
hallando la potencia requerida, con las ecua-
ciones de la hidráulica de tuberías (White,
2002):
P
DESC
= P
atmosférica
+ P
hidrostática
+∑ Pérdidas
El análisis hidráulico del aireador, revela un re-
querimiento de potencia menor al actual (6.64
hp), sin embargo el aire suministrado por ki-
logramo de DQO soluble eliminada no cum-
ple con la norma para procesos con f/m<0.3
(Metcalf & Eddy, 2004), luego con el factor de
escala, la potencia requerida es de 10.84 hp.
El sedimentador es analizado mediante la
técnica de flujo de sólidos en condiciones
de carga pico. El flujo total de sólidos en el
sedimentador F
T
es la suma del flujo de só-
lidos que sedimentan por gravedad F
G
con
una velocidad V
S
, y el flujo de sólidos por
succión F
f
, con una velocidad U
b
(Metcalf &
Eddy, 2004; Martínez y Rodríguez, 2005):
El flujo de sólidos límite F
TL
, se encuen-
tra con una línea tangente al punto más
bajo de la parte descendente de la cur-
va de flux total, o, trazando una tangen-
te desde la concentración de lodos de fon-
do deseada hasta la curva de flujo por
gravedad. El flujo límite es de 40.5 kg/m
2
-d,
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con una concentración máxima de sólidos en
el fondo del clarificador de 6800 g/m
3
(mg/L).
La concentración actual de fondos supera di-
cho valor, lo que confirma la sobrecarga del
sedimentador y junto a la insuficiencia de oxí-
geno suministrado al reactor explican la causa
del hinchamiento de lodos (Sludge Buiking)
y el alto Índice Volumétrico obtenido (172),
lo que merma la sedimentabilidad de lodos
acarreándolos al efluente final de la planta.
Acorde a la metodología de diseño presen-
tada por Martínez y Rodríguez, (2005) con
el cálculo del flujo límite de sólidos el sedi-
mentador en estas condiciones debe aumen-
tar su área de flujo a 13.42 m
2
y ocupar
un volumen de aproximadamente 34 m
3
.
CONCLUSIONES
Las eficiencias globales obtenidas de los
monitoreos muestran evidencia estadística
para el uso de la DQO soluble como alter-
nativa a otras medidas de carga contami-
nante al proceso biológico. La hipótesis es
verificada para las aguas residuales estu-
diadas, y podría o no ser aplicable a otras
descargas industriales de panificadoras.
Las pruebas realizadas en un Reactor Batch
determinaron las constantes del proceso de
lodos activos, en un periodo de 2 semanas.
Éstas son obtenidas a la temperatura de
27°C y se encuentran dentro de los rangos
reportados en la literatura, a excepción de
K
S
y k. Esto predice velocidades de reacción
lentas, algo inusual para la relativa alta tem-
peratura del medio, no obstante las tasas
de reacción se equilibran con la gran afini-
dad de la biomasa al sustrato, reflejado en el
valor de la constante de semisaturación K
S
.
El Reactor Batch empleado es apropiado de-
bido a su facilidad de operación y rapidez
en obtener resultados, lo que significa una
reducción de costos del estudio. Su des-
ventaja principal radica en la variabilidad
de los datos, debido a su naturaleza tran-
sitoria. La calibración del modelo con datos
de planta resuelve esta dificultad. Debido a
la varianza alta obtenida de la calibración
del modelo cinético, éste debe realizarse
con técnicas de laboratorio más precisas
(ej., respirometría), que involucren un ma-
yor número de monitoreos y experimentos.
En el tratamiento fisicoquímico del agua se
encontraron las dosis optimas que cumplen
con el criterio de reducción de sólidos, me-
diante un test de jarras. Se incorpora el uso
del polímero Praestol 650TR, en conjunto
con el sulfato de aluminio y cal. La combina-
ción polímero - coagulante metálico resulta
efectiva, disminuyendo las dosis de sulfato.
Estas dosificaciones mejorarían la econo-
mía global de la planta en un 35%, confir-
mando la segunda hipótesis del proyecto.
El reactor de lodos activos presenta caracte-
rísticas de mezcla completa y aireación exten-
dida, con una relación F/M de 0.27 y edad de
lodos de 18 días. Esto supone de demandas
altas de oxígeno, lo cual es desnivelado por el
sub-dimensionamiento del equipo de airea-
ción. Los análisis determinan que el blower
debe tener una capacidad superior a la actual.
Los escenarios de modelización establecen
que el sistema presenta conversiones de sus-
trato por encima del 92% para las condiciones
actuales de operación; los valores de DQO to-
tal están por debajo del límite máximo permi-
sible establecido por las normas ambientales.
BIBLIOGRAFIA CONSULTADA
• WPCF (Water Pollution Control Federation): "Clean water for today: what is wastewater
treatment". Washington: WPCF, 1980.
• Metcalf & Eddy, (2004): Wastewater Engineering: Treatment and Reuse. 4th edition.
Estados Unidos: McGraw-Hill, 2004
• Texto unificado, Libro VI de la calidad ambiental, Anexo I [En línea]. 2003. Ecuador:
Ministerio del Ambiente. <http://web.ambieate.gob.ec Consultado en: 2012, 9
de junio.
• Eckenfelder, W. (2000): Industrial Water Pollution Control, 3rd edition. Estados Unidos:
McGraw-Hill.
• Romero, J. (2008): Tratamiento de aguas residuales. Teoría y principios de diseño. 3era
edición. Colombia: Editorial Escuela Colombiana de Ingeniería, 2008.
• Martínez, S.; Rodríguez, M. (2005): Tratamiento de aguas residuales con MATLAR.
Mexico: Editorial Reverie S.A., 2005.
• White, F. (2002): Fluid Mechanics. 4th edition. Estados Unidos: McGraw-Hill, 2002.
