Repblica Bolivariana de VenezuelaUniversidad del ZuliaFacultad de IngenieraEscuela de Ingeniera Civil

EVALUACIN DE LA EFICIENCIA DE REACTORES ANAEROBIOS DISCONTINUOS PARA EL TRATAMIENTO DE LAS AGUAS RESIDUALES MUNICIPALES DE LA CIUDAD DE MARACAIBO.

Trabajo especial de grado presentado ante La Universidad del Zulia para optar al ttulo de Ingeniero Civil.

Realizado por:Br. Guerreo P., Ronald L.C.I.20.146.919 Br. Meja T., Alejandro A.C.I. 16.298.791

Tutora: Dra. Nancy RincnCO-Tutor: MSc. Enrique Toncel

Maracaibo, Abril de 2015.

Evaluacin de la eficiencia de reactores anaerobios discontinuos para el tratamiento de las aguas residuales municipales de la ciudad de Maracaibo

AUTORES

Br. Meja T., Alejandro A.C.I.-16.298.791Direccin: Av. 100, Sector Curvade Molina.Maracaibo, Edo. ZuliaTelfono: 0416-2214648E-mail: ronaldguerrero007@hotmail.com

Br. Guerrero P., Ronald L.C.I.-20.146.919Direccin: Av. 100, Sector Curva de Molina.Maracaibo, Edo. ZuliaTelfono: 0426-6621786E-mail: ronaldguerrero007@hotmail.com

Este jurado aprueba el trabajo especial de grado titulado: Evaluacin de la eficiencia de reactores anaerobios discontinuos para el tratamiento de las aguas residuales municipales de la ciudad de Maracaibo; presentado por los bachilleres Guerrero P., Ronald L y Meja A., Alejandro A.; ante el Consejo de la Facultad de Ingeniera, en el cumplimiento de los requisitos sealados en la seccin II del captulo III del reglamento de la facultad para optar al ttulo de Ingeniero Civil.

JURADO EXAMINADOR

Nancy Rincn.

Enrique Toncel. Elisabeth Behling.

Guerrero P., Ronald L y Meja A., Alejandro A. Evaluacin de la eficiencia de reactores anaerobios discontinuos para el tratamiento de las aguas residuales municipales de la ciudad de Maracaibo. Trabajo especial de grado para optar al ttulo de Ingeniero Civil. La Universidad del Zulia. Facultad de Ingeniera. Escuela de Ingeniera Civil. Departamento de Ingeniera Sanitaria y Ambiental (DISA). Maracaibo, Venezuela. 2015.

RESUMEN

En la presente investigacin se evalu la eficiencia de dos reactores anaerobio tipo UASB a escala piloto fsicamente uno dentro del otro, trabajando en paralelo a flujo discontinuo. El volumen del reactor es de 310 L y el reactor es de 172 L. Se utiliz lodo granular proveniente de una industria cervecera, especficamente 56 y 31 L (18% v/v) para y , respectivamente. Los mismos fueron alimentados con el agua residual provenientes del colector C de la ciudad de Maracaibo. Durante la investigacin, los reactores operaron para dos TRH 48 y 24 h. El seguimiento y evaluacin de los reactores anaerobios se realiz a travs de la medicin de los siguientes parmetros: temperatura, alcalinidad, pH, , y , slidos suspendidos totales (SST), slidos suspendidos voltiles (SSV), slidos suspendidos fijos (SSV), fsforo y nitrgeno. Los porcentajes de remocin obtenidos en los reactores anaerobios para ambos TRH variaron entre 62654 %, 58-712 % y 82-84,7 % para , y SST, respectivamente. El valor promedio del pH se mantuvo en un rango de 6,70,08-7,00,30 para los dos TRH estudiados, por su parte la temperatura promedio a la salida de los reactores vari entre 310,6-311,0 C, durante toda la investigacin, indicando de esta manera que los reactores anaerobios operaron a la temperatura ptima requerida por las bacterias mesoflicas. En base a los resultados obtenidos se puede indicar que los reactores UASB son una alternativa viable para el tratamiento de las aguas residuales municipales.

Palabras claves: Agua residual municipal, digestin anaerobia, reactores UASB.E- mail: ronaldguerrero007@hotmail.comE- mail: alejandromejat@hotmail.com

ABSTRACTIn this research the efficiency of two anaerobic reactors UASB pilot scale evaluates physically one inside the other, working in parallel with discontinuous flow. The reactor volume is 310 L and R_2 reactor is 172 L. was used granular sludge from a brewery, specifically 56 and 31 L (18% v / v) and respectively. They were fed with waste water from the collector C of the city of Maracaibo. During the investigation, the reactors operated for two TRH 48 and 24 h. Monitoring and evaluation of anaerobic reactors was performed by measuring the following parameters: temperature, alkalinity, pH, , and , total suspended solids (TSS), volatile suspended solids (VSS), fixed suspended solids (VSS ), phosphorus and nitrogen. The removal percentages obtained in anaerobic reactors for both TRH ranged from 62-65 4%, 2% and 58-71 from 82 to 84.7% for , and SST, respectively. The average pH value was kept within a range of 6.7 0.08 to 7.0 0.30 for both TRH studied, meanwhile the average outlet temperature of the reactor varied between 31 0 6 to 31 1.0 C, throughout the investigation, thus indicating that the anaerobic reactors operated at the optimum temperature required for mesophilic bacteria. Based on the obtained results may indicate that the UASB reactors are a viable option for the treatment of municipal wastewater alternative.

Keywords: Municipal Wastewater, anaerobic digestion, UASB reactors.

E- mail: ronaldguerrero007@hotmail.comE- mail: alejandromejat@hotmail.com

INDICE GENERAL

Pg.

RESUMEN................4

ABSTRACT5

AGRADECIMIENTOS..6

INDICEGENERAL....7

INDICEDETABLAS.........................8

INDICEDEFIGURAS....9

INDICE DE ABREVIATURAS........10

INTRODUCCIN.11

CAPITULO I. MARCO TERICO. 14

1.1. Agua residual... 1.1.1. Caractersticas de las aguas residuales.. 1.1.1.2. Caractersticas fsicas..................... 1.1.1.3. Caractersticas qumicas........ 1.1.1.4. Caractersticas biolgicas... 1.1.2 Composicin de las aguas residuales......1.2. Tratamiento de aguas residuales 1.2.1. Tipos de tratamiento de aguas residuales. 1.2.1.1. Tratamientos primarios o preliminares. 1.2.1.2. Tratamiento secundario o biolgico..... 1.2.1.3. Tratamiento terciario1.3. Tratamiento biolgico de las aguas residuales.... 1.3.1. Tratamiento aerobio.... 1.3.2. Tratamiento anaerobio....1.4. Reactores anaerobios de manto de lodo de flujo ascendente (UASB)... 1.4.1. Ventajas y desventajas de los reactores UASB.. 1.4.2. Experiencias de tratamientos biolgicos para el tratamiento de las aguas residuales................

CAPITULO II. MATERIALES Y MTODOS...2.1 Diseo y Descripcin de la unidad experimental.....2.2. Montaje.2.3. Inoculacin...2.4. Arranque y operacin.2.5. Toma de muestras y frecuencia de muestreo2.6. Mtodos y equipos utilizados para medir parmetros analizados..2.7. Diseo experimental...

CAPITULO III. PRESENTACIN DE RESULTADOS Y DISCUSION.. 3.1. Parmetros operacionales evaluados en los reactores anaerobios y tratando ARM de la ciudad de Maracaibo... 3.1.1. Temperatura, pH, alcalinidad e ndice buffer..3.2 Evolucin de la demanda qumica de oxgeno ( y ) durante la operacin de los reactores anaerobios en el tratamiento de las ARM de la cuidad de Maracaibo... 3.3. Slidos suspendidos totales (SST), voltiles (SSV) y fijos (SSF) durante la operacin de los reactores anaerobios tratando ARM de la ciudad de Maracaibo..3.4. Comportamiento del nitrgeno y fsforo durante el funcionamiento de los reactores anaerobio tratando las ARM de la ciudad de Maracaibo...... CONCLUSIONES.... RECOMENDACIONES... REFERENCIAS BIBLIOGRAFICAS.ANEXOS.......

INDICE DE TABLAS

Tabla 1. Composicin tpica del agua residual domstica. Tabla 2. Composicin media liquido cloacal domstico..... Tabla 3. Concentracin de los contaminantes del agua residual.Tabla 4. Tiempo de trabajo en das para los reactores anaerobios a flujo discontinuo durante el tratamiento de las aguas residuales municipales de la ciudad de Maracaibo.Tabla 5. Frecuencia y puntos de muestreo durante la operacin de los reactores anaerobios y para TRH de 48 horaTabla 6. Frecuencia y puntos de muestreo durante la operacin de los reactores anaerobios y para TRH de 24 horasTabla 7. Parmetros determinados y mtodos utilizados durante la investigacin..Tabla 8. Valores promedio de pH, temperatura, alcalinidad e ndice buffer durante la operacin de los reactores anaerobios y ..Tabla 9. Comparacin de valores promedio de pH, temperatura, alcalinidad e ndice buffer en diversos sistemas de tratamiento de ARM..Tabla 10. y obtenidas en los reactores anaerobios durante el tratamiento del ARM de la ciudad de Maracaibo.Tabla 11. Concentraciones de los slidos durante la operacin de los reactores anaerobios en el tratamiento de ARMTabla 12. Eficiencias de remocin de slidos obtenidas durante la operacin de los reactores anaerobios en el tratamiento de ARMTabla 13. Comportamiento de nutrientes durante la operacin de los reactores anaerobios en el tratamiento de ARM

INDICE DE FIGURAS

Figura 1. Degradacin Biolgica de la Materia Orgnica.Figura 2. Proceso de Manto de Lodos de flujo AscendenteFigura 3. Esquema de los reactores anaerobios y y dems componentes de sistema..Figura 4. Valores obtenidos de temperatura en los reactores anaerobios por carga para ambos TRHFigura 5. Comportamiento del pH en los reactores anaerobios tratando ARM para ambos TRH...Figura 6. Comportamiento de la alcalinidad total en afluente y efluente de los reactores anaerobios tratando ARM para ambos TRH...Figura 7. Relacin del comportamiento del ndice buffer del afluente y efluente de los reactores anaerobios para el tratamiento de las ARM de la ciudad de Maracaibo......Figura 8. Evolucin de la DQOT durante la operacin de los reactores anaerobios tratando el ARM de la ciudad de Maracaibo..Figura 9. Evolucin de la dqot durante la operacin de los reactores anaerobios tratando el arm de la ciudad de maracaibo..Figura 10. Evolucin de la durante la operacin de los reactores anaerobios tratando el ARM de la ciudad de MaracaiboFigura 11. Evolucin de la durante la operacin de los reactores anaerobios tratando el ARM de la ciudad de Maracaibo

INDICE DE ABREVIATURAS

AR:Agua residual.

ARM:Agua residual municipal.

AGV:cidos grasos voltiles.

COV:Carga orgnica volumtrica.

DQO:Demanda qumica de oxgeno.

DQOS:Demanda qumica de oxgeno soluble.

DQOT:Demanda qumica de oxgeno total.

h:Horas.

:Reactor Anaerobio 1.

:Reactor Anaerobio 2.

T:Temperatura.

TAMB:Temperatura ambiente.

T:Temperatura del agua.

AlcTotal:Alcalinidad total.

Ind.Buff:ndice buffer.

%R:Porcentaje de remocin.

SSF:Slidos suspendidos fijos.

SST:Slidos suspendidos totales.

SSV:Slidos suspendidos voltiles.

TRH:Tiempo de retencin hidrulico.

HUSB:Reactor hidroltica de manto de lodo de flujo ascendente.

UASB:Reactor anaerobio de manto de lodo de flujo ascendente.

14161618202122242424242525262730

31

3434343536363844

45

4545

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56

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Pg.

141522

36

373844455152565658

Pg.

2628354648495053535454

INTODUCCIN El crecimiento poblacional a nivel mundial, la rpida industrializacin, y la expansin e intensificacin de la produccin de alimentos ha conllevado a un aumento en la demanda de agua potable y a la vez estn ejerciendo presin sobre los recursos hdricos, aumentando la descarga de agua contaminada dentro y ms all de las fronteras nacionales. La creciente presin de esta poblacin sobre los recursos agua y suelo, en muchos casos han desbordado los esfuerzos de los gobiernos por lograr un crecimiento urbano planificado, y ha obligado a atender con prioridad los servicios de agua potable y alcantarillado, relegando el tratamiento del agua residual y la disposicin de los residuos slidos (CEPIS, 2002). Esto est ocurriendo en un momento cuando millones de personas todava carecen de aun el ms bsico acceso a agua potable y miles de millones carecen de saneamiento bsico.A medida que los pases se desarrollan y las poblaciones crecen, se proyecta que la demanda potencial de agua incrementar en un 55% para el ao 2050. Si continan los patrones actuales de consumo, ya para el ao 2025 dos tercios de la poblacin mundial podra estar viviendo en pases bajo estrs hdrico. Aproximadamente el 40% de la poblacin mundial vive en cuencas que abarcan dos o ms pases, las cuales representan el 60% del flujo mundial de agua dulce con 2.000 millones de personas en todo el mundo dependiendo de aguas subterrneas (ONU-Agua, 2014). Las industrias, los gobiernos, los sectores acadmicos y la sociedad civil han identificado las crisis de abastecimiento de agua como uno de los tres riesgos principales a nivel mundial.Segn algunos clculos, ms del 80% de las aguas residuales son descargadas a cuerpos receptores de aguas sin tratamiento (ONU-OMS, 2014). Esto trae como consecuencia la contaminacin y grandes problemas ambientales que repercuten directamente sobre la salud pblica; y que pueden causar la muerte de personas y de los diferentes sistemas de vida y ecosistemas existentes en la naturaleza.El informe, elaborado de forma conjunta por la Organizacin Mundial de la Salud (OMS) y ONU-Agua, advirti que a pesar de los miles de millones de dlares gastados en saneamiento a nivel global, 748 millones de personas no tienen acceso alguno al agua potable de forma sostenida y se calcula que 1800 millones ms usan una fuente que est contaminada con heces. Generando as la muerte de 1,6 millones de personas, de las cuales el 80% son nios menores de 5 aos.En Amrica Latina las enfermedades infecciosas son una de las principales causas de mortalidad en la poblacin, especialmente en nios menores a cinco aos. Esta situacin es originada en parte por la escasa cobertura de tratamiento del agua residual domstica, de slo 14%, y por la existencia de ms de 500.000 ha de cultivos regados directamente con agua residual sin un tratamiento adecuado, lo que implica un alto riesgo de diseminacin de enfermedades entricas.En Venezuela el ndice de cobertura de agua potable se encuentra alrededor del 92% (BID, 2013), sin embargo, el ndice de cobertura en saneamiento, es relativamente bajo, encontrndose grandes problemas de contaminacin por descarga directa de las aguas residuales sin tratamiento a los cuerpos de agua, tal es el caso, del lago de Valencia, as como el lago de Maracaibo, los cuales se han visto seriamente afectados.El tratamiento de aguas residuales han constituido una alternativa viable para pases en vas de desarrollo, y existen una diversidad de tecnologas disponibles, la mayora son plantas de tratamiento aerbicas, con altos costos de construccin, operacin y mantenimiento. Y a pesar de ser alternativas eficientes desde el punto de vista tcnico, cuando son construidas en pases de bajos recurso, los altos costos para operar y mantener estos sistemas conllevan en muchas ocasiones al abandono de estas instalaciones, obteniendo como prdida costosas inversiones iniciales y dejando sin resolver los problemas de contaminacin. Por eso es tan importante impulsar la investigacin en alternativas tecnolgicas que estn dentro de las posibilidades econmicas de los pases en desarrollo y que permitan adems recuperar los recursos que puedan estar presentes en las aguas residuales (Caicedo, 2006). En tal sentido, una mirada a las tecnologas anaerobias, como es el caso de los Reactores Anaerobios de Manto de Lodo de Flujo Ascendentes (reactor UASB por sus siglas en ingls). El tratamiento de lquidos cloacales en reactores UASB es una prctica habitual en zonas de clima tropical, estando todava en estudio su utilizacin en regiones subtropicales y templadas (van Haandel y Lettinga, 1994; Seghezzo et al., 1998). Este proceso presenta notables ventajas tcnicas y econmicas en comparacin con los procesos de digestin aerobio, como nica etapa de tratamiento debido a aspectos, como menor requerimiento de rea e infraestructura en la planta de tratamiento, bajos consumos de energas, menor produccin de lodos, eliminacin de la unidad de digestin y espesamiento del lodo en exceso, ya que esta etapa ocurre en la misma unidad anaerobia que trata el agua residual y produccin de metano, subproducto tambin importante del proceso anaerobio que podra ser recuperado y utilizado como una alternativa energtica. En base a lo planteado anteriormente el objetivo de esta investigacin es evaluar la eficiencia de reactores anaerobios a flujo discontinuo a escala piloto para el tratamiento de las aguas residuales municipales de la ciudad de Maracaibo, Venezuela.

CAPTULO I. MARCO TERICO.1.1 Agua residual.Se define agua residual o agua servida como una combinacin de los lquidos y residuos arrastrados por el agua proveniente de casas, edificios comerciales, fbricas e instituciones junto a cualquier agua subterrnea, superficial o pluvial que pueda estar presente (Miranda, 2007), las cuales son transportadas mediante sistemas de alcantarillado hacia un sitio de descarga final, generalmente a fuentes superficiales de agua o hacia una planta de tratamiento. Los diversos tipos de aguas residuales, se nombran de acuerdo su procedencia o estado de descomposicin, el cual esta directamente relacionado con el consumo de (O2). De acuerdo a su procedencia, se clasifican de la siguiente manera (Galindo, 2012):

Aguas residuales domsticas: Son las aguas provenientes de las viviendas, instituciones y establecimientos comerciales. Las cuales han sido utilizadas para diferentes actividades de tipo domstico y finalmente son descargadas al sistema de alcantarillado (Martnez e Ysase, 2007). En este tipo de aguas se detecta la presencia de cloruros, sulfatos, nitrgeno, fosforo, slidos y materia orgnica. La materia orgnica se descompone u oxida por la accin de los microorganismos en el agua, durante la oxidacin consume oxgeno disuelto, el resultado es una disminucin de la concentracin del oxgeno disuelto que genera una condicin anxica en el cuerpo receptor (Rivas, 1978).

Tabla 1. Composicin tpica del agua residual domstica.ComponenteConcentracin (mg/L)Componente Concentracin (mg/L)

Carbonato2,4Bicarbonato45,0

Cloruro3,5Sulfato5,8

Nitrato1,1Fosfato0,0

Sodio0,5Potasio0,8

Calcio10,4Magnesio9,8

Slice5,8Fluoruro 0,8

Manganeso0,0Hierro0,0

Aluminio0,1Boro0,1

Slidos disuelto totales63,8Alcalinidad total39,0

Fuente: Rivas, 1978Tabla 2. Composicin media lquido cloacal domstico.SlidosTotal (En gramos / persona /da)Mineral (En gramos / persona /da)Orgnico(En gramos / persona /da) (En gramos / persona /da)

Totales25010514554

Disueltos160808012

Suspendidos90256542

Sedimentados54153919

No sedimentados36102623

Fuente: Rivas, 1978

Agua residual municipal: Es la que ha sido usada en los servicios urbanos tales como lavados de calles, banquetas, vehculos y riego de reas verdes de una ciudad o poblacin (Galindo, 2012). Agua residual comercial: Descargada por establecimientos comerciales como restaurantes, bares, centros comerciales, estadios, lavanderas, etc.(Galindo, 2012). Agua residual Industrial: Son las que han sido utilizadas en los diferentes procesos de la industria manufacturera y luego descargadas al alcantarillado o a una fuente superficial (Martnez e Ysase, 2007). estas se encuentran cargadas de materia orgnica biodegradable, materia en suspensin y compuestos orgnicos. Algunos de los componentes que se pueden encontrar en los desechos industriales son: fenoles, orgnicos sintticos, sustancias toxicas y metales pesados (cianuro, biocidas, cidos, lcalis, cobre, cromo, nquel, etc.), agente reductores inorgnicos (Rivas, 1978). Aguas residuales agrcolas: Aquellas que ocurre despus de haber sido utilizadas en el riego de sembrados (Galindo, 2012). Agua residual combinada: Mezcla de agua domstica, Municipal, comercial, pluvial, etc., recolectadas en una misma alcantarilla (Galindo, 2012). Aguas de lluvias: Son las aguas que resultan de la escorrenta superficial.La clasificacin de las aguas residuales urbanas es muy variable, interviniendo en ella factores especficos de la comunidad que las produce, como es el propio consumo de agua, las aguas industriales que puedan incluirse en el alcantarillado o el rgimen alimentario (Martnez e Ysase, 2007).

1.1.1 Caractersticas de las aguas residuales.El conocimiento de la naturaleza de las aguas residuales es fundamental para la gestin de la calidad del ambiente y para el establecimiento de normativas o leyes que regulen las concentraciones de los contaminantes presentes en ellos, as como la planificacin de proyectos y explotacin de las infraestructuras tanto de acopio como de tratamiento y evacuacin de las mismas. Con el propsito de comprender la importancia que tiene la composicin de las aguas servidas para el tratamiento de las mismas, se deben de tener en cuenta una serie de conceptos bsicos, relacionados con los anlisis de laboratorio para lquidos cloacales (Metcalf y Eddy, 1995), los cuales incluyen parmetros de calidad fsicos, qumicos y biolgicos. Cabe destacar que muchos de estos parmetros estn relacionados entre ellos. Por ejemplo, una propiedad fsica como la temperatura afecta tanto a la actividad biolgica como a la cantidad de gases disueltos en ella, los cuales estn clasificados como caractersticas qumicas. A continuacin se presentan los principales parmetros de calidad que deben ser tenidos en cuenta en el tratamiento de las aguas residuales (Martnez e Ysase, 2007).

1.1.1.1 Caractersticas fsicas. Temperatura: La medicin de este parmetro, es ejecutado in situ mediante un termmetro de precisin y esta expresado en grados centgrados (C). (Repetto y Rodezno, 1991). Como el calor especfico del agua es mayor que el del aire, las temperaturas de las aguas residuales, son ms altas que la temperatura ambiente. Este parmetro es muy importante por su efecto en el desarrollo y actividad de las bacterias metanognicas, en las reacciones qumicas y velocidades de reaccin, y en la posibilidad de reutilizar el agua (Deloya, 1989). La temperatura adecuada para las bacterias anaerobias en un reactor podra encontrarse en el intervalo de 35-38 C. (Wasser, 1996). Los ambientes anaerobios en relacin con la temperatura pueden subdividirse en tres categoras: psicroflico (0 a 20 C), mesoltico (20 a 40 C) y termoflico (20 a 45C) (Caicedo, 2006). Slidos Totales: El agua residual contiene una variedad de materiales slidos que varan desde hilachas hasta materiales coloidales. Los slidos domsticos incluyen los procedentes de inodoros, fregaderos, baos, lavaderos, trituradores de basura y ablandadores de agua. Los Slidos Totales, son los materiales suspendidos y disueltos en el agua. Se obtienen evaporando el agua a 105 C y pesando el residuo. Adems este residuo puede ser dividido en slidos voltiles en orgnicos y slidos fijos o inorgnicos (Gonzlez y Snchez, 2003). Densidad: La densidad del agua residual se define como su masa por unidad de volumen, expresada en kg/m3. Es una caracterstica fsica importante del agua residual a la hora de establecer la formacin potencial de corrientes de densidad en sedimentadores, humedales artificiales y otras unidades de tratamiento (Gonzlez y Snchez, 2003). Olor: Normalmente, los olores son debidos a los gases liberados durante el proceso de descomposicin de la materia orgnica. El agua residual reciente tiene un olor peculiar, algo desagradable, que resulta ms tolerante que el agua residual sptica. El olor caracterstico del agua residual sptica es debido a la presencia del sulfuro de hidrgeno que se produce al reducirse los sulfatos a sulfitos por accin de microorganismos anaerobios (Metcalf y Eddy, 1995). Color: El color en aguas residuales es causado por slidos suspendidos, materia coloidal y sustancias en solucin. El color causado por slidos 30 suspendidos se llama color aparente mientras que el color causado por sustancias disueltas y coloidales se denomina color verdadero. En forma cualitativa, el color puede ser usado para estimar la condicin general del agua residual. Si el color es caf claro, el agua residual lleva aproximadamente 6 horas despus de su descarga. Un color gris claro es caracterstico de aguas que han sufrido algn grado de descomposicin o que han permanecido un tiempo corto en los sistemas de recoleccin. Si el color es gris oscuro o negro, se trata en general de aguas spticas que han sufrido una fuerte descomposicin bacterial bajo condiciones anaerobias. (Tchobanoglous y Burton, 1977) Turbidez: Permite tener una idea de la cantidad de materiales extraos en suspensin que pueden estar presentes en las aguas residuales, en especial: arcillas, limo, materia orgnica finalmente dividida, plancton u organismos microscpicos. Se utiliza, mayormente, para apreciar la calidad de los efluentes de las plantas de tratamientos (Rivas, 1978).

1.1.1.2 Caractersticas Qumicas.En las aguas residuales son varios los componentes orgnicos e inorgnicos de importancia para la determinacin y control de la calidad del agua.Dentro de los parmetros qumicos inorgnicos ms importantes de las aguas residuales, se encuentran los siguientes: pH: Indica la acidez o basicidad del agua, es definido como el logaritmo comn relativo de la concentracin de iones hidrgeno. Para el buen funcionamiento de un RAFA, debe encontrarse entre 6,3 - 7,5 ya que favorece la actividad de los microorganismos que se desarrollan en el ambiente del sistema (Wasser, 1996). El pH influye significativamente en los procesos de coagulacin qumica, desinfeccin y ablandamiento entre otros (Deloya, 1989). Alcalinidad: Cuantifica la capacidad del agua residual de neutralizar cido. Se mide en mg de CaCO3/L. es debida principalmente a la presencia de iones bicarbonato, carbonato e hidroxilo. Se ha demostrado que cuando la relacin entre AGV y la alcalinidad del medio supera 0,3 0,4 es indicador de fallo inminente en el sistema de digestin anaerobia (Caicedo, 2006). Nitrgeno: En el anlisis de aguas residuales se pueden hacer cinco tipos de determinaciones de nitrgeno: el amoniaco libre, el amonio albuminoide, el nitrgeno orgnico, los nitritos y los nitratos. El amoniaco libre, los nitritos y los nitratos constituyen el nitrgeno total.El nitrgeno orgnico y el amoniaco libre, considerados conjuntamente, son un ndice de la materia nitrogenada orgnica contenida en las aguas residuales, y el amonio albuminoide puede tomarse como un ndice del nitrgeno orgnico descomponible que existe. El amoniaco libre nitrgeno amoniacal, es el resultado de la descomposicin bacteriana de la materia orgnica. Las aguas residuales recientes y fras, son relativamente ricas en nitrgeno orgnico y pobres en amoniaco libre. Las aguas residuales alteradas y calientes son relativamente ricas en amoniaco libre y pobres en nitrgeno orgnico. La suma de ambos ser constante en las mismas aguas residuales, a no ser que parte del armoniaco se haya desprendido a causa de una accin sptica. La concentracin total de ambas formas de nitrgeno, es una indicacin valiosa de la concentracin o fuerza de las aguas residuales y tiene importancia al estudiar el tipo de tratamiento que deba adoptarse (Babbitt y Baumann, 1980).

Fsforo: El fsforo tambin es importante durante el crecimiento de algas otros organismos biolgicos. Debido al nocivo crecimiento incontrolado de algas en aguas superficiales, se han realizado grandes esfuerzos para controlar la cantidad de compuestos del fsforo provenientes de descargas de aguas residuales domsticas, industriales y de escorrenta natural.Las aguas residuales municipales, pueden contener entre 4 y 12 miligramos/litros de fsforo expresado como P. Las formas ms frecuentes en que se puede encontrar el fsforo en soluciones acuosas incluyen ortofosfatos, polifosfatos y fsforo orgnico (Tchobanoglous y Burton, 1977). Cloruros: Los cloruros que se encuentran en el agua natural proceden de la disolucin de suelos y rocas que los contengan y que estn en contacto con el agua. Las heces humanas, por ejemplo, suponen unos 6 gramos de cloruros personas /da. En lugares donde la dureza del agua sea elevada, los compuestos que reducen la dureza del agua tambin son una fuente importante de aportacin de cloruros (Gonzlez y Snchez, 2003). Gas Mtano: El principal subproducto de la descomposicin anaerobia de la materia orgnica del agua residual es el gas metano (Gonzlez y Snchez, 2003). Este gas se encuentra en pequeas proporciones en el agua residual, ya que la presencia de oxgeno, incluso en pequeas proporciones tiende a ser txico para los organismos responsables de la produccin de metano. No obstante, se produce metano durante el proceso de descomposicin anaerobia en depsitos acumulados en el fondo de los depsitos de agua (Metcalf y Eddy, 1995). Grasas y Aceites: El trmino grasa engloba las grasas animales, aceites, ceras y otros constituyentes presentes en las aguas residuales. Debido a sus propiedades, la presencia de grasas y aceites en aguas residuales puede causar muchos problemas en tanque spticos, en sistemas de recoleccin y en el tratamiento de agua residual. La mayor parte de estos aceites flotan en el agua residual, aunque una fraccin de ellos se incorpora al lodo por los slidos sedimentables. Los aceites minerales tienden a recubrir las superficies en mayor medida que las grasas, los aceites y los jabones. Las partculas de estos compuestos interfieren en el normal desarrollo de la actividad biolgica y son causa de problemas de mantenimiento (Gonzlez y Snchez, 2003). Oxgeno Disuelto: El oxgeno disuelto es necesario para la respiracin de los microorganismos aerobios as como para otras formas de vida, sin embargo, ste es slo ligeramente soluble en agua (Metcalf y Eddy, 1995). El oxgeno disuelto en lquidos cloacales, puede indicar el grado de frescura o ranciedad de sta agua, como tambin la necesidad de preverles o no facilidades para un adecuado control de sus olores (Rivas, 1978). La determinacin del oxgeno disuelto en las aguas residuales es una de las pruebas qumicas ms significativas, especialmente cuando se combina con la prueba de DBO y de estabilidad relativa, pues mientras haya oxgeno disuelto en el agua, no tendr lugar la putrefaccin (Rivas, 1978).

1.1.1.3. Caractersticas Biolgicas.En las aguas residuales viven organismos de diversos tamaos. Estos pueden identificarse con la ayuda del microscopio, complementado con la observacin de sus reacciones con respecto al medio. Microorganismos: Los principales grupos de microorganismos presentes en las aguas superficiales y las aguas residuales estn conformados por eucariotas, eubacterias y arquibacterias. Una caracterstica importante de los microorganismos es su habilidad para transformarse en formas resistentes, que la hacen en extremo resistente a la desinfeccin por calor o por agentes qumicos (Metcalf y Eddy, 1995). Organismos Patgenos: Los organismos patgenos que se encuentran en las aguas residuales pueden proceder de desechos humanos que estn infectados o que sean portadores de una determinada enfermedad (Metcalf y Eddy, 1995). Las principales clases de organismos patgenos presentes en el agua residual son las bacterias, los virus, los protozoos y el grupo de los helmintos (Metcalf y Eddy, 1995). Algunos de estos organismos resisten condiciones ambientales desfavorables y pueden sobrevivir a los tratamientos convencionales de desinfeccin de las aguas residuales.

Hongos: Mucho de los hongos son saprfitos, basan su alimentacin en materia orgnica muerta. Sin la colaboracin de los hongos en los procesos de degradacin de la materia orgnica, el ciclo del carbono se interrumpira en poco tiempo, y la materia orgnica empezara a acumularse (Gonzlez y Snchez, 2003). Bacterias: El papel que desempean las bacterias en los proceso de descomposicin y estabilizacin de la materia orgnica, tanto en el marco natural como en las plantas de tratamientos, es amplio y de gran importancia. Por ello resulta imprescindible conocer sus caractersticas, funciones, metabolismo y proceso de sntesis. Los coliformes tambin se emplean como indicadores de la contaminacin por desechos humanos (Gonzlez y Snchez, 2003). Algas: Las algas pueden presentar serios inconvenientes en las aguas superficiales, puesto que pueden reproducirse rpidamente cuando las condiciones son favorables. Puesto que el efluente de las plantas de tratamiento del agua residual suele ser rico en nutrientes biolgicos, la descarga del efluente en los lagos provoca su enriquecimiento y aumenta su tasa de eutrofizacin (Metcalf y Eddy, 1995). Uno de los problemas ms importantes a que se enfrenta la ingeniera sanitaria en el campo de la gestin de la calidad del agua es de encontrar el proceso de tratamiento que hay que aplicar a las aguas residuales de diferentes orgenes de modo que los efluentes no favorezcan el crecimiento de algas y dems plantas acuticas (Metcalf y Eddy, 1995). Protozoos: Los protozoos de importancia para el ingeniero sanitario son las amebas, los flagelados y los ciliados libres y fijos. Tienen una importancia capital, tanto en el funcionamiento de los tratamientos biolgicos como en la purificacin de cuerpos de aguas ya que son capaces de mantener el equilibrio natural entre los diferentes tipos de microorganismos (Gonzlez y Snchez, 2003).

1.1.2 Composicin de las aguas residuales.Las aguas residuales estn compuestas por cuatro fuentes: las aguas provenientes de las actividades cotidianas del hombre, las utilizadas con fines higinicos (sanitario, cocina, lavandera, etc.); por las aguas que resultan de las actividades industriales, por las aguas de usos agrcolas y por las aguas pluviales. Aunque la mayor parte de las aguas servidas (cerca del 90%) provienen del uso domstico e industrial , las de usos agrcolas y pluviales urbanas estn adquiriendo cada da mayor importancia, debido a que los escurrimientos de fertilizantes y pesticidas representan los principales causantes del envejecimiento de lagos y pantanos, proceso llamado eutrofizacin (Miranda, 2007). Los contaminantes de las aguas residuales se clasifican en contaminantes fsicos, qumicos y biolgicos. Los cuales son una mezcla compleja de compuestos orgnicos e inorgnicos. Normalmente no es ni prctico ni posible obtener un anlisis completo de la mayora de las aguas servidas. Es por esto que las aguas residuales dependiendo de la cantidad de estos componentes se clasifican en: fuerte, media y dbil. Debido a que la concentracin como la composicin del agua residual va variando con el transcurso de tiempo (Miranda, 2007), con los datos mostrados en la tabla 3, slo se pretende dar una orientacin general para la clasificacin de estas aguas.Tabla 3. Concentracin de los contaminantes del agua residual.

ConstituyenteFuente (mg/L)Media (mg/L)Dbil (mg/L)

Slidos, en total1200700350

Disueltos, en total850500250

Suspendidos, en total350250100

DBO300200100

Nitrgeno854020

Amoniaco libre502512

Fsforo20106

Alcalinidad20010050

Grasa15010050

Fuente: Miranda, 2007

1.2 Tratamiento aguas residuales.Los mtodos de evacuacin de las aguas residuales domsticas ms comunes en la mayora de ciudades de los pases en desarrollo han sido el vertimiento directo a los suelos y a los cuerpos de agua superficiales (ros, lagos y mares) y el riego; sin embargo, estas prcticas no respetan las regulaciones municipales para descarga ni los estndares de calidad para el agua de riego, representando problemas ambientales y riesgos para la salud (Von Sperling y Chernicharo, 2005). Sobre la primera tcnica de manejo de agua residual domstica, (Mara, 2004) menciona que solo si se presenta una relacin mayor de 500 entre el caudal del cuerpo receptor y el de las aguas residuales para ser descargadas (factor de dilucin), esta puede considerarse una forma adecuada de disposicin de aguas residuales no tratadas.Existen diversas clasificaciones para el tratamiento de las aguas residuales: por niveles, por operaciones y procesos, por grado de complejidad y tratamiento. En todos los casos, una adecuada seleccin y combinacin permitir dar cumplimiento a los requisitos del tratamiento (Noyola, 1998). Los procesos de tratamiento de agua residual pueden ser fisicoqumicos o biolgicos. En los primeros se hace uso de las diferencias entre las propiedades de las partculas y el agua, aplicando principios de separacin como la sedimentacin o flotacin. En los procesos qumicos se cambia la forma de las partculas que no pueden ser separadas por estos medios, mediante la aplicacin de productos qumicos para formar partculas de mayor densidad que luego puedan ser separadas por mtodos fsicos. Algunos aspectos favorables de estos procesos son la rpida adaptacin a cambios en la calidad y cantidad del agua residual y su tamao compacto cuando se utilizan sedimentadores de alta tasa; sin embargo, las siguientes caractersticas limitan su aplicacin (Noyola, 1998):

Prcticamente reduccin nula de la materia orgnica soluble, ya que lo que ocurre es un traslado de los contaminantes de la lnea de agua a la lnea de lodos. Elevada produccin de lodos primarios con materia orgnica putrescible, que deben ser tratados digeridos antes de su aprovechamiento o disposicin final (0,14 m3/m3 agua residual tratada (Mara, 2004). Altos costos de operacin. Complejidad operativa (manipulacin de qumicos y necesidad de personal calificado) Dependencia de reactivos qumicos en cantidades significativas (dosis promedio de 50 mg/L de agua tratada de sulfato de aluminio en base seca (Noyola, 1998); 1 g/L cal (Mara, 2004); 10-30 mg/L cloruro frrico (Jordo y Pessa, 2005).Los procesos biolgicos son modalidades de tratamiento ms competitivas que lo fsico-qumicos, porque, adems de un cambio en el estado de la materia orgnica, ocurre una reduccin real o su estabilizacin (Noyola, 1998). Estos procesos pueden ser aerobios, anaerobios o facultativos, dependiendo de las exigencias de oxgeno molecular. Dependiendo de las circunstancias locales, se pueden incluir otros objetivos tales como la reduccin de nutrientes (nitrgeno y fsforo) y de otros compuestos orgnicos (Crites y Tchobanoglous, 2000; Metcalf y Eddy, 2003). La cuantificacin de los contaminantes presentes en el agua residual domstica es condicin necesaria para seleccionar de manera apropiada la tecnologa de tratamiento que garantice tcnica y econmicamente una calidad de agua residual tratada adecuada a su vertimiento o uso posterior y para minimizar el potencial riesgo a la salud pblica y al ambiente (Von Sperling y Chernicharo, 2005). 1.2.1 Tipos de tratamiento de aguas residuales.Los tratamientos de aguas residuales generalmente tienen la siguiente secuencia: tratamiento primario, tratamiento secundario y tratamiento terciario:

1.2.1.1 Tratamientos primarios o preliminares.Son designados para remover materiales que pudiesen interferir con los posteriores pasos del proceso. Estos incluyen objetos de gran tamao y ocasionalmente animales muertos; los cuales entran al sistema de alcantarillado de varias formas. La arenilla tambin es removida en operaciones preliminares porque esta puede causar desgaste en las tuberas y en el sistema de bombeo, as como acumularse en algunos procesos. En estos tratamientos se utilizan rejas, desarenadores, inyeccin de aire y aplicacin del proceso de flotacin y sedimentacin (Ray, 1995).

1.2.1.2 Tratamiento secundario o biolgicoEl tratamiento biolgico es usado para reducir el contenido de materia orgnica e inorgnica oxidable biolgicamente, mediante el empleo de inyeccin de oxgeno y crecimiento e microorganismos. Los microbios crecen y se reproducen, para lograrlo requieren de fuentes de oxigeno, fuentes de carbono, aceptadores de electrones, nutrientes (nitrgeno, fsforo) y micronutrientes (Ca, Na, Fe) (Rodrguez y col, 2006; Ray, 1995).

1.2.1.3 Tratamiento terciario. Reduce la concentracin de nutrientes del agua residual aun despus de pasar el agua por los tratamientos anteriores y que no cumple con las normas. Los tratamientos terciarios ms utilizados son: desnitrificacion (reduccin de nitrgeno) y desfosforacion (reduccin de fsforo) (Ray, 1995).1.3 Tratamiento biolgico de las aguas residuales.En los pases en desarrollo, donde las condiciones econmicas no permiten la instalacin de sistemas sofisticados de alto costo para la recuperacin del agua, el empleo de sistemas biolgicos de tratamiento de efluentes se plantea como una alternativa para la solucin de este problema.En tal sentido, los procesos biolgicos para el tratamiento de las aguas residuales, parten de los principios que ocurren de manera natural en ros, lagos o suelos, donde los microorganismos presentes consumen la materia orgnica y generan nuevo material celular o gas; los objetivos principales son estabilizar la materia orgnica, coagular y remover los slidos coloidales que no se sedimentan de manera natural (Crites y Tchobanoglous, 2000; Metcalf y Eddy, 2003).La diferencia principal entre los diversos procesos biolgicos para el tratamiento de aguas residuales, est determinada en relacin al metabolismo. As tenemos dos tipos de procesos generales: los aerobios que requieren de oxgeno y los anaerobios que no requieren de oxgeno, por lo que existen dos sistemas diferentes en cuanto a los procesos microbiolgicos (Noyola, 1990).

1.3.1 Tratamiento aerobio.La digestin aerbica es un proceso bacteriano que ocurre en presencia de oxgeno, bajo condiciones aerbicas, las bacterias consumen rpidamente la materia orgnica y la convierte en el bixido de carbono. Una vez que haya una carencia de la materia orgnica, las bacterias mueren y son utilizadas como alimento para otras bacterias. Esta etapa del proceso se conoce como respiracin endgena. La reduccin de los slidos, ocurre en esta fase. Porque ocurre la digestin aerbica mucho ms rpidamente, los costos de capital de digestin aerobia son ms bajos. Sin embargo, los gastos de explotacin son caractersticos por ser mucho mayores para la digestin aerbicas debido a los costos energticos para la aireacin necesitada para agregar el oxgeno al proceso (Trimmor, 2008). Las bacterias aerobias emplean entre el 50 y 65% de la energa del sustrato en la sntesis de nuevas clulas, mientras que la otra parte es utilizada en la reutilizacin de otras funciones metablicas (Eckenfelder et al, 1988).

1.3.2 Tratamiento anaerobio.En el proceso de digestin anaerobia, la descomposicin de la materia orgnica se lleva a cabo por la accin de un ecosistema bacteriano relativamente complejo, el cual en ausencia de oxgeno transforma la materia orgnica en metano y bixido de carbono (Hulshoff-Pol y col, 1986). La digestin anaerobia transcurre con un menor desprendimiento de calor, lo que determina un contenido energtico ms elevado de los productos resultantes, y consecuentemente un mayor rendimiento energtico del proceso. Las bacterias anaerobias utilizan entre el 5-10% de la energa contenida en el sustrato para funciones de reproduccin, originando nuevas clulas, dirigiendo el 90-95% restante a la produccin de gas metano (Eckenfelder et al, 1988

CH4 + CO2MATERIA ORGNICA

(Microorganismos Anaerobios)BIOGS

Fuente: Autor.Figura 1. Degradacin biolgica de la materia orgnica.

La digestin anaerbica es una va de manejo de residuos orgnicos, lquidos o semislidos, que presenta varias ventajas sobre otros procesos ms convencionales. El no requerir energa externa para su realizacin, la produccin limitada de lodos y la generacin de metano, susceptible de ser aprovechado, la hace una tecnologa sustentable, atributo que cada vez ser ms preciado en la construccin de un nuevo modelo de desarrollo (Noyola, 1995).Los sistemas anaerobios aplicados al tratamiento de ARD se han diseminado en el mundo entero y han encontrado una amplia aplicacin en las regiones de clima tropical y subtropical, donde la temperatura es siempre mayor de 20 C. En el intervalo de 12 a 20 C existen diversas experiencias que demuestran que el proceso tambin es viable, pero deben determinarse condiciones ptimas de diseo y mayor control en el proceso (GTZ, 1997; Foresti, 2002; Kujawa-Roeleveld y Zeeman, 2006). En la mayora de los pases de clima tropical y subtropical, y debido a las condiciones climticas favorables, hay bastante inters, aparte de los sistemas de lagunas de estabilizacin, en la utilizacin de tecnologas como la aplicacin en el terreno de reactores anaerobios solos o combinados, como la configuracin tanque sptico - filtro anaerobio y el reactor UASB o sus variaciones, que es el sistema anaerobio de mayor aplicacin en el mundo. Esta configuracin se usa sola o seguida de algn sistema de postratamiento; adems sigue vigente la aplicacin de sistemas de disposicin de excretas in situ, como letrinas y tanques spticos mejorados (Chernicharo, 2007).A diferencia de los tanques spticos y las lagunas anaerobias, el tiempo de retencin hidrulica (TRH) del reactor UASB es mucho menor y la produccin de malos olores puede ser controlada de manera ms sencilla; adems, presenta mayor eficiencia que el tanque sptico. Comparado con el filtro anaerobio, la ventaja es que no necesita relleno y, por tanto, no hay problemas de colmatacin (Onofre, 1997).

1.4 Reactores anaerobios de manto de lodo de flujo ascendente (UASB).La tecnologa de reactores anaerobio de manto de lodos de flujo ascendente conocidos comnmente por sus siglas en ingles UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blanket), proveniente de Blgica y Holanda, es aplicada especialmente al tratamiento de aguas residuales con alto contenido de materia orgnica. El primer trabajo publicado de un reactor de lecho suspendido data del ao 1910 y se le denomino tanque bioltico, con tiempos de retencin hidrulicos de 8,5 horas. Posteriormente, un nuevo invento se llev a cabo en 1957 que consisti en un lecho suspendido con separador interno slido-lquido, seguido de un filtro anaerobio. El reactor UASB, fue desarrollado en Holanda por Lettinga y sus colaboradores en los aos 70 (Lettinga y col, 1980). El diseo de un reactor UASB consiste en una zona de reaccin en la parte inferior, en la que se acumula la biomasa, la de mejor sedimentabilidad en el fondo y encima los lodos ms ligeros. La operacin de los reactores UASB se basa en la actividad autorregulada de diferentes grupos de bacterias que degradan la materia orgnica y se desarrollan en forma interactiva, formando un lodo o barro biolgicamente activo en el reactor. El afluente es alimentado por el fondo del reactor, donde se pone en contacto con el lodo; la degradacin anaerobia de los sustratos orgnicos ocurre en el lecho del lodo, y all se produce el biogs, o sea, tanto la acidificacin como la metanognesis ocurren en el mismo reactor. El flujo combinado ascendente de las aguas residuales, puede hacer que algunos de los slidos del lodo lleguen a la parte superior del reactor, donde un separador gas-slido-lquido, impide la salida de los slidos del reactor separndolos del gas producido y del efluente lquido. El biogs es captado bajo una campana y conducido hacia la superficie del reactor. Algunos slidos son arrastrados con el agua hacia el sedimentador, situado encima de la campana de gas, donde los slidos sedimentan y retornan al manto de lodos, el efluente cae a un canal situado en la parte superior del reactor, donde es descargado (Lettinga y col, 1980). Las grandes concentraciones de biomasa con elevada actividad que se consiguen, permiten el funcionamiento a alta carga orgnica con buenas eficacias de eliminacin. La biomasa activa puede estar en forma de grnulos compactos o en forma de lodos floculentos con buena sedimentabilidad lo cual convierte en su caracterstica principal la retencin de la biomasa sin necesidad de soporte (Ruiz y col, 1999).

Fuente: Lafontant, 2000Figura 2. Proceso de Manto de Lodos de flujo Ascendente.

El sistema con Reactores UASB ha demostrado un gran potencial para el tratamiento de agua residual con contenido de materia orgnica soluble, de naturaleza compleja o no, en ptimas condiciones de temperatura (Lafontant, 2000). Varias unidades del sistema a escala real estn ubicadas en diferentes pases, operando en regiones tropicales y subtropicales, tal es el caso de Brasil y Colombia, que fueron los pases pioneros en el mundo en la definicin del potencial de aplicacin de la tecnologa anaerobia con reactores UASB para el tratamiento de ARD en condiciones de clima tropical. La primera planta piloto de 64 m3 fue construida en Cali, Colombia en el ao 1982 para tratar un ARD (Schellinkhout et al, 1985; Lettinga et al, 1987). Posteriormente se construy la primera planta en escala real del pas, la PTAR Vivero para una poblacin equivalente de 20 mil habitantes (Sterling y Mora, 1998) y luego la Corporacin de Defensa de la Meseta de Bucaramanga CDMB (Schellinkhout et al, 1985) construy la planta de mayor escala del pas con esta tecnologa (poblacin equivalente 300 mil habitantes).En Brasil se destacan los estudios en escala piloto adelantados por Vieira y Garca (1992) en un reactor de 120 m3 y Van Haandel y Lettinga (1994) en un reactor de 160 m3. Estas experiencias fueron el referente mundial para la difusin e implementacin de la tecnologa UASB aplicada al tratamiento anaerobio de ARD, siendo Brasil, Mxico y Colombia los pases que han hecho mayor aplicacin de la tecnologa en Amrica Latina. Otros pases como Egipto, Islas Mauricio, China e India la han implantado a partir de los resultados latinoamericanos (Wiegant, 2001).El reactor UASB est siendo experimentado con xito en el tratamiento de aguas residuales muy diversas de procesos de la industria de alimentos, industriales, urbanas y lixiviados, aunque inicialmente se desarroll para aguas residuales de tipos principalmente solubles y de concentracin media.Los resultados obtenidos en los estudios realizados usando reactores UASB para el tratamiento de aguas residuales de origen domstico, concluyen que dicho sistema es una alternativa factible para el Tratamiento de este tipo de efluente ( Viera y Souza, 1986); hacindose mencin a que el funcionamiento y estabilidad operativa del sistema durante el perodo de arranque depende principalmente de la clase de lodo cultivado en el reactor, ya que es deseable el desarrollo de una biomasa capaz de formar conglomerados de bacterianos a fin de lograr la formacin de lodo granular con una alta capacidad de sedimentacin; garantizndose de esta forma la permanencia de las bacterias degradadoras en el sistema, as como un mayor contacto entre microorganismos y la materia orgnica (Lafontant, 2000).Los reactores tipo UASB son los sistemas de tratamiento anaerobio ms difundidos en Amrica Latina y han sido utilizados a partir de 1980 para el tratamiento directo de las aguas residuales domsticas e industriales. De algn modo los UASB reemplazan en las plantas de tratamiento a los sedimentadores primarios, los sedimentadores secundarios, las lagunas de oxidacin y gran parte de los sistemas de lodos activados, pues logran eficiencia de remocin comprendidos entre 60 y 80 % de la DQO y DBO (demanda bioqumica de oxgeno), en funcin de las concentraciones iniciales del agua residual. Adicionalmente los reactores UASB generan 3 subproductos valiosos y comercializables: biogs, lodo estabilizado seco y agua tratada rica en nutrientes. En consecuencia se puede deducir que en los pases del trpico, los sistemas anaerobios, y la tecnologa UASB en particular, complementarn o desplazarn progresivamente a las tecnologas tradicionales para el tratamiento de las aguas residuales domsticas e industriales (Moncayo y Torres, 2003). El reactor de manto de lodos UASB y todos los reactores anaerobios pueden ser asociados a otras unidades de tratamiento para producir un efluente de mejor calidad y con costos menores. En el caso del tratamiento de las aguas residuales domsticas, los niveles de calidad alcanzados implican, en general, su complementacin con otros procesos. La inclusin de una etapa de postratamiento simple a menudo es suficiente para garantizar la eficiencia esperada de acuerdo con los estndares impuestos para vertimiento o reso (Torres, 2012).

1.4.1 Ventajas y desventajas de los reactores UASB.Principales ventajas segn (Caicedo, 2006): El proceso puede manejarse con altas cargas intermitentes. Los lodos se conservan (sin alimentacin) por largos perodos de tiempo. Produccin de metano aprovechable. Bajos costos de operacin al no requerir oxgeno. Identificacin y medicin de productos intermedios que proporcionan parmetros de control adicionales. Costo de inversin bajo. La fermentacin cida y mecnica, as como la sedimentacin tienen lugar en el mismo tanque, por lo cual las plantas son muy compactas. El consumo de potencia es bajo, puesto que el sistema no requiere ninguna agitacin mecnica. La retencin de biomasa es muy buena y por eso no es necesario reciclar el lodo.

Desventajas segn (Caicedo, 2006): Las bacterias anaerobias (particularmente las metanognicas) se inhiben por un gran nmero de compuestos. El arranque del proceso es lento. Su aplicacin debe ser monitoreada. Puede requerir un pulimiento posterior de su efluente. Generacin de malos olores si no es eficazmente controlado.

1.4.2 Experiencias de tratamientos biolgicos para el tratamiento de las aguas residuales.En Espaa se utiliz un sistema de tratamiento anaerobio de doble etapa a escala piloto para tratar las aguas residuales domsticas de la ciudad de Santiago de Compostela. El sistema de doble etapa estuvo constituido por un reactor HUSB (hydrolytic Upflow sludge bed) y un reactor UASB (upflow anaerobic sludge bed) acoplados en serie, con un volumen activo de 25,5 y 20,3 m3, respectivamente. La de entrada vari de 118 a 401 mg/I, mientras que los SST fueron de 102 a 220 mg/I. La temperatura del agua residual tratada vari de 14 a 20,7C. EI TRH de operacin del sistema fue de 5,7-2,8 h para la primera etapa y 23,1-6,5 h para la segunda etapa. Los porcentajes de eliminacin obtenidos en el sistema global de doble etapa variaron entre 76,4-89,1 %, 49,3-64,6% y 49,5 77,1 % en SST, y DBO, respectivamente. Por otra parte, el desarrollo del sistema se vio muy afectado por la carga orgnica y temperatura del agua residual tratada. El porcentaje de DQO convertida en metano en y en el sistema global fue del 43,8% y 31,5%, respectivamente, mientras la generacin de lodo en exceso se vio incrementada en relacin a los sistemas en etapa nica. Los resultados obtenidos confirman que un sistema en doble etapa HUSB-UASB es un tratamiento viable de aguas residuales urbanas de media-baja carga a temperaturas de 14-20C (lvarez, 2003). En el ao 2013, Suasnabar y Vilca, (2013), estudiaron la influencia de la Temperatura y Tiempo de Retencin Hidrulica en el tratamiento de las Aguas residuales domsticas, en la localidad de Oroya, Per, utilizando un reactor UASB. Se obtuvo una remocin de la materia orgnica del 90,31% contenido en las aguas residuales domsticas, para una temperatura de 35C y un tiempo de retencin hidrulica de 10 das; Galindo, (2012), evalu la eficiencia de un sistema biolgico en serie para el tratamiento de las aguas residuales domesticas de la cuidad de Maracaibo, Venezuela. La misma se llevo a cabo e 3 fases. En la fase 1 y 2 se evaluaron las innovaciones fsicas realizadas a un reactor UASB tradicional que consisti en un reactor anaerobio de doble cmara (RADCA), en la fase 1 se utilizo glucosa como sustrato con el objetivo de entender el funcionamiento del RADCA y en la fase 2 se us como sustrato agua residual municipal (ARM) para evaluar las ventajas y desventajas del RADCA frente al UASB. En esta segunda fase el RADCA presento mayor eficiencia que el UASB con 65 37 % y 60 13 % respectivamente. El % CH4 promedio encontrado en el biogs de las cmaras R1 y R2 (RADCA) para todos los TRH fue de 62 y 65 % CH4 y en el UASB de 63 %; Ortega y Surez, (2013), estudiaron el efecto de la variacin de la carga orgnica en el desempeo de un reactor UASB de 2,5 L, a escala de laboratorio, tratando efluentes de una planta extractora de aceite palma bajo condiciones mesoflicas. Los tiempos de retencin hidrulica (TRH), para la operacin del reactor fueron de 24,18 y 12 horas (24, 18 y 12H). El seguimiento y evaluacin del sistema se realiz mediante los siguientes parmetros: temperatura, demanda qumica de oxgeno (DQO), produccin de biogs, pH, Slidos Suspendidos Totales (SST) y cidos Grasos Voltiles (AGV). Los resultados obtenidos en trminos de remocin de DQO soluble mostraron una eficiencia 81,42%, 79,08%, 75,76 % para 24, 18 y 12 horas de TRH. El porcentaje de produccin de metano fue del orden del 63,4 %.Otras experiencias se reportan en Argentina, especficamente en la ciudad de Salta. En donde se evalu el funcionamiento y operacin de una planta piloto para el tratamiento de lquidos cloacales, implementando un sistema de tratamiento combinado que consisti en dos reactores UASB (reactores anaerbicos de manto de lodo de flujo ascendente) seguidos de cinco lagunas de estabilizacin (LDE) en serie. La puesta en marcha del sistema fue realizada en aproximadamente un mes. La eficiencia de remocin de Demanda Qumica de Oxgeno (DQO) en las etapas anaerbicas alcanz el 90%, con Tiempos de Retencin Hidrulica (TRH) de 6 + 6 h, mientras que la eficiencia de remocin de Slidos Suspendidos Totales y Voltiles fue 98,1 y 99,1%, respectivamente. El sistema estudiado es una opcin atractiva para el tratamiento de lquidos cloacales en regiones subtropicales (Iribarnegaray y col, 2002); en Mxico en el ao 2011, Cervantes y col, (2011), estudiaron la caracterizacin fisicoqumica y microbiolgica del agua tratada en un reactor UASB escala piloto operado a un TRH de 5 horas, durante el invierno de la Ciudad de Mxico. Se determin la actividad metanognica de los lodos, y en influente y efluente el contenido de materia orgnica y de slidos suspendidos, pH y alcalinidad. La productividad de metano del agua residual fue de 0.016 L CH4/Ld y las eficiencias de remocin de la materia orgnica total y soluble fueron de 25.47.2 y 308.2%, respectivamente. El contenido promedio de solidos suspendidos totales en el influente fue de 608.6 mg/L, con una remocin del 249%. El pH se mantuvo entre 7.5 y 8.6, con niveles altos de alcalinidad (alrededor de 0.8). En el efluente se encontr una reduccin en la concentracin de sulfato y un incremento de amonio y de ortofosfatos; en Venezuela en el ao 2011, Rincn y col, (2011), su investigacin tubo la finalidad de evaluar el comportamiento hidrulico de un reactor anaerobio de doble cmara (RADCA) de 534,5 L (cmara 1=305 L y cmara 2= 229,5 L) como innovacin tecnolgica de los reactores UASB. El RADCA fue alimentado con agua residual municipal (ARM) de la ciudad de Maracaibo, Venezuela; cada una de las cmaras fueron inoculadas con lodo granular (20% v/v) proveniente de una cervecera local. La evaluacin hidrulica se realiz en la fase lquida y en operacin utilizando Li+ (LiCl) como trazador aplicado de forma instantnea en el afluente a tiempo de retencin hidrulico terico (TRHt) de 6 horas; 3,4 h en la cmara 1 y 2,6 para la cmara 2. La eficiencia de remocin de la DQO total (DQOT) del RADCA se mantuvo en el rango de 59,77% a 74,64% con un promedio de 68,26%. Para las cmaras 1 y 2 la eficiencia promedio fue 60,4 y 20,94% con una produccin de biogs (L/h) de 2,768 y 0,541 respectivamente. La evaluacin un reactor tipo UASB de 2,500 m3, tratando aguas residuales de una empresa de bebidas fermentadas, fue estudiada por Iiguez y Camacho, (2011), en la misma se investig principalmente el efecto por el cambio de la velocidad ascendente de alimentacin de 1 a 0.5 m/h sobre la prdida de biomasa (SSV) a la salida del reactor, as como la eficiencia de remocin de la demanda qumica de oxgeno (DQO) y la produccin de biogs. La prdida de biomasa en el efluente vari de 1,342 a 436 mg/L, la eficiencia de remocin de la DQO soluble cambi de 78.6 a 95.4% y la tasa de conversin de la DQO removida a biogs fue entre 0.439 y 0.491 m3 de biogs/kg de DQO soluble, En todas las etapas de estudio, se mantuvo un sistema estable dado la baja concentracin de cidos grasos voltiles (AGV) y un pH (7.1) sin cambios. A una velocidad ascendente de alimentacin de 0.5 m/h se present la menor prdida de biomasa, una eficiencia de remocin de DQO soluble de 94% y una produccin de biogs de 0.467 m3/kg de DQO soluble removido.

CAPTULO II. MARCO METODOLGICOEn funcin de las caractersticas derivadas del problema planteado y de los objetivos que lo constituyen, en este captulo se englobaran los diversos procedimientos tcnicos y operacionales ms apropiados para compilar, presentar y analizar los datos en la bsqueda de cumplir con el objetivo general y especficos que definen esta investigacin.

2.1 Diseo y Descripcin de la unidad experimental.Para esta investigacin se disearon y construyeron 2 reactores a escala piloto, las caractersticas se muestran en los Anexos (1, 2, 3,4 y 5). Los mismos sern reactores tipo UASB y fsicamente se encuentra uno dentro del otro. Esto con la finalidad de optimizar el espacio fsico. En esta etapa de la investigacin trabajaran como reactores anaerobios a flujo discontinuo. Los dos reactores anaerobios trabajarn en paralelo y se alimentarn con el agua residual provenientes del colector C de la ciudad de Maracaibo. El volumen del Reactor es de 310 L y el Reactor es de 172 L. Los mismos estn construidos en acrlico; la base de los reactores tiene forma de cono truncado, en la cual estn distribuidas uniformemente 5 entradas para alimentar el sistema y garantizar un buen contacto entre el afluente y la biomasa presente en el lodo, cada reactor cuenta con un separador gas-slido lquido (SGSL).Para la toma de la muestra de salida en se adapt una toma externa antes de la alimentacin de que permiti la recoleccin de la muestra.

2.2 Montaje.El montaje de los reactores ( y ), se efectu en las instalaciones del Centro de Investigaciones del Agua (CIA) de la Facultad de Ingeniera de La Universidad del Zulia (LUZ), fueron alimentados con ARM del colector C que recoge las aguas de la zona noroeste de la ciudad de Maracaibo Venezuela. Para succionar el agua del colector se utiliz una bomba perifrica autocebante de 1 HP que la conduca a un tanque de almacenamiento de 1200 L, de ste tanque se llenaban los reactores y con la ayuda de una bomba peristltica marca Cole Parmer modelo 755370 de 6-600 rpm y luego se esperaba a que se cumpliera los TRH establecidos.Se instalaron dos tanques para la medicin del biogs, uno para cada cmara, El procedimiento de medicin de biogs consista en el desplazamiento de un tanque sumergido de forma invertida en otro de mayor volumen lleno totalmente de agua (Figura 3).

Figura 3. Esquema de los reactores anaerobios y y dems componentes del sistema.

2.3 Inoculacin.Los reactores y fueron inoculados con lodo anaerobio granular proveniente de una industria cervecera, lo cual garantiz un adecuado arranque y tamao del grnulo (Jeison y Chamy, 1998); y adems, gener altas velocidades de sedimentacin y resistencia al lavado del lodo durante las elevadas cargas hidrulicas a las que fue sometido (Wang y col, 2004; Show y col, 2004). Se agreg 56 y 31 L (18% v/v) para y respectivamente.

2.4 Arranque y operacinEl arranque de los reactores y se inici con un proceso de lavado y seleccin de la biomasa, el lodo fue sometido a una alta velocidad ascensional durante 3 das, y posteriormente se dio inici a la operacin de los reactores a flujo discontinuo (por carga) por tiempo de 48 horas, haciendo el cambio del agua en cada uno de los reactores, cada dos das durante un perodo de 26 das. Una vez obtenida la estabilidad en este tiempo, y se operaron a flujo discontinuo por 24 horas durante 34 das, con cambio de agua residual diariamente. En la Tabla 4 se muestra el periodo de trabajo de cada reactor con cada carga orgnica aplicada. Para determinar la eficiencia del sistema se determinaron parmetros tales como: temperatura, pH, alcalinidad, demanda qumica de oxgeno total y soluble ( y respectivamente), produccin de biogs, tal como lo establece el Standard Methods. APHA, AWWA, WEF. (1998).

Tabla 4. Tiempo de trabajo en das para los reactores anaerobios a flujo discontinuo durante el tratamiento de las aguas residuales municipales de la ciudad de Maracaibo. ReactoresTiempo de trabajo en das(TRH 48 horas)Tiempo de trabajo en das(TRH 24 horas)

2634

2634

2.5 Toma de muestras y frecuencia de muestreo. Para la obtencin de las muestras fue necesario clasificar e identificar las mismas de la siguiente manera: Entrada o afluente, (Salida del reactor 1) siendo este el reactor de mayor volumen, (Salida del reactor 2). Para la toma de muestra de los diferentes ensayos establecidos, se tom un volumen de muestra de dos (2) litros para las entradas y salidas de los reactores, se hizo en envases limpios, de plsticos o vidrio oscuros. Durante esta etapa inicial de proceso, el sistema se someti a flujo discontinuo, con tiempo de retencin de 48 h. Una vez finalizado este tiempo, se procede a tomar (cada 2 das) las muestras de afluente, (efluente reactor 1) y (efluente reactor 2), para medir parmetros en situ, como: pH, temperatura ambiente y del agua residual, alcalinidad a la entrada y salida de cada reactor y tomar muestras representativas (2 Litros). Las muestras fueron trasladadas al Laboratorio del DISA (Departamento de ingeniera sanitaria y ambiental) de la Universidad del Zulia (Luz), para determinar cada uno de los parmetros programados. seguidamente los reactores y se descargan y se vuelve a cargar con agua residual nueva, se repite el mismo procedimiento de medicin de parmetros en situ y la toma de muestras para efectuar el anlisis de laboratorio respectivo, para el tiempo de retencin hidrulico establecido hasta el punto que el sistema se estabilice, alcanzando comportamiento parecidos en algunos de los parmetros a evaluar como produccin de biogs y DQO y posteriormente continuar con el siguiente tiempo de retencin hidrulico (24 h) y seguir con el mismo procedimiento que el anterior, pero este vez la toma de muestras se realiza de forma diaria. Los cambios en los TRH se realizaron cuando los reactores alcanzaron la estabilidad, la cual se midi en trminos de las eficiencias de DQO y produccin de biogs (Cajigas y col, 2005; Rodriguez y col, 2000).

Tabla 5. Frecuencia y puntos de muestreo durante la operacin de los reactores anaerobios y para TRH de 48 horas.Parmetro UnidadTRH (h)Puntos y frecuencia de monitoreo

Afluente

48

TemperaturaC3 x sem3 x sem3 x sem

pH3 x sem3 x sem3 x sem

Alcalinidad total mg/L3 x sem3 x sem3 x sem

SSTmg/L

SSV, SSFmg/L

Fsforomg/L

Nitrgeno (NTK)mg/L

DQOmg/L3 x sem3 x sem3 x sem

= Reactor anaerobio 1, = Reactor anaerobio 2, TRH = Tiempo de retencin hidrulico, SST= Slidos suspendidos totales, SSV = Slidos suspendidos voltiles, SSF= Slidos suspendidos fijos, () No considerado

Tabla 6. Frecuencia y puntos de muestreo durante la operacin de los reactores anaerobios y para TRH de 24 horas.Parmetro UnidadTRH (h)Puntos y frecuencia de monitoreo

Afluente

24

TemperaturaC DiariaDiariaDiaria

pH DiariaDiariaDiaria

Alcalinidad total mg/L DiariaDiariaDiaria

SSTmg/L 7 veces*7 veces* 7 veces*

SSV, SSFmg/L 7 veces*7 veces*7 veces*

Fsforomg/L 6 veces*6 veces*6 veces*

Nitrgeno (NTK)mg/L 5 veces*5 veces*5 veces*

DQOmg/L Diaria Diaria Diaria

= Reactor 1, = Reactor 2, TRH = Tiempo de retencin hidrulico, SST= Slidos suspendidos totales, SSV = Slidos suspendidos voltiles, SSF= Slidos suspendidos fijos,

(*) Para estos parmetros las mediciones solo se efectuaron las dos ltimas semanas de la investigacin, () No considerado.

2.6 Mtodos y equipos utilizados para medir parmetros analizados

Determinacin del pH: La medicin de este parmetro se realiz aplicando el mtodo 4500-H+ Standard Methods for the examination of water and wastewater 20Th Edition 1998. Para ello se utiliz un potencimetro digital o pH metro marca OAKTONBENCHTOP, la cual proporciona directamente el resultado, requiriendo una calibracin con soluciones buffer (pH controlado) de pH 4; 7 y 10. Las mediciones de las muestras se realizaron inmediatamente luego de ser tomadas, a la entrada y salida de cada uno de los reactores y . Alcalinidad: La alcalinidad de un agua es su capacidad para neutralizar cidos y es la suma de todas las bases titulables. Por lo general se debe fundamentalmente a su contenido de carbonatos, bicarbonatos e hidrxidos aunque otras sales o bases tambin contribuyen a la alcalinidad. Su valor puede variar significativamente con el pH del punto final. La muestra se valora con una solucin de cido mineral fuerte hasta pH 8.3 y 4-5. Estos puntos finales determinados visualmente mediante indicadores adecuados, son los puntos de equivalencia seleccionados para la determinacin de los tres componentes fundamentales. Con el indicador de fenolftalena, el pH 8.3 est prximo al punto de equivalencia para las concentraciones de carbonato y dixido de carbono y representa la valoracin de todo el hidrxido y la mitad del carbonato, mientras que el pH inferior 4.3 est prximo al punto de equivalencia para el in hidrgeno y el bicarbonato y permite determinar la alcalinidad total (Severiche y col, 2013).Para determinar la alcalinidad fue necesario aplicar la metodologa establecida en, Standard Methods for the examination of water and wastewater 20Th Edition 1998 mtodo titulomtrico 2320 B, para ello se tomaron 20 mL de la muestras y se titul con acido sulfrico normalidad 0.02, hasta que el pH metro marc 5.75 registrando este valor para obtener la alcalinidad parcial, luego se continua titulando hasta 4.3 y con este valor se obtuvo la alcalinidad total.La alcalinidad se expresa en mg/L de carbonato de calcio. Este parmetro fue calculado mediante la siguiente ecuacin: Alcalinidad = (1)

Donde: : Volumen del cido consumido en la titulacin (ml).: Concentracin del cido consumido en la titulacin.: Peso equivalente del carbonato de calcio (50 eq/gr).: Volumen de la muestra (ml).

Slidos Suspendidos Totales (SST), Voltiles (SSV) y Fijos (SSF): Este parmetro se midi aplicando el Mtodo 2540 B y E, del Standard Methods for the examination of water and wastewater 20Th Edition 1998. El cual consisti en pesar la capsula con el filtro (), el filtro fue de fibra de vidrio marca Whatman tipo GF/CO con dimetro de poro de 1,2; luego se filtr 50 mL de la muestra en el equipo de filtracin, despus de filtrar se introdujo la cpsula con el slido retenido en el filtro en la estufa graduada de 103 a 105C, durante una hora para luego pesarlo () y por ultimo llevarlo a una mufla durante 15 min a 550C, luego se pes (). Con , y se aplican las ecuaciones 2,3 y 4 para calcular los slidos.

SST (2)

SSV (3)

SSF (4)

Donde:= Peso de la cpsula ms el papel filtro (mg).= Peso de la cpsula ms slidos secados 103 a 105C (mg).= Peso de la cpsula ms slidos incinerados a 550C (mg).: Volumen de la muestra (mL).

Nitrgeno: Los compuestos del nitrgeno (N) son de gran inters para el ingeniero sanitario y ambiental por su importancia en la atmsfera en los procesos vitales de las plantas y de los animales. La qumica del nitrgeno es compleja debido a que ste se puede presentar diferentes estados de oxidacin. Los organismos vivos pueden actuar sobre las diferentes formas de nitrgeno, generando cambios en los estados de oxidacin. La concentracin de las distintas formas de nitrgeno en las aguas residuales es muy variada. En los efluentes industriales depender del tipo de proceso que se lleve a cabo, destacando algunos por sus altas concentraciones (Ej. industrias de alimentacin, de textiles o de armamento). Sin embargo, en las aguas residuales urbanas el nitrgeno procede de la actividad domstica, siendo los detergentes amoniacales, las heces y la orina las fuentes principales (Colina y Marn, 2013) y constituyen uno de los elementos nutritivos ms importantes para el crecimiento de microorganismos, plantas y animales.El nitrgeno Kjeldahl es definido como la suma de amonio libre compuestos orgnicos nitrogenados que son convertidos a una sal de amonio , despus de la digestin de la muestra en medio cido y en presencia de un catalizador. El amonio es destilado en medio alcalino y recuperado nuevamente para su cuantificacin (Severiche y col, 2013). Para el Nitrgeno Kjeldahl:Esta determinacin mide la suma del nitrgeno orgnico y nitrgeno el amoniacal. Se emple el procedimiento, SM 4500 Norg B, en tres etapas: 1) Digestin de la muestra en medio cido (H2SO4) y altas temperaturas (380 C), para convertir el nitrgeno orgnico a amoniacal, 2) Destilacin usando hidrxido de sodio y tiosulfato de sodio, el nitrgeno amoniacal pasa a la forma de amonaco, que es recolectado en cido brico, 3) Titulacin de la muestra con cido sulfrico 0,1 N (APHA , 1998). Se emple un digestor Gerhardt con un destilador Vapodest 30. Para determinar la concentracin de nitrgeno kjeldahl se aplica la ecuacin 6. Para nitrgeno amoniacal: Se utiliz el mtodo 4500 NH3-B, utilizado para separar el amonaco de la presencia de interferencias, sin importar si la concentracin de amonio es alta o baja. La remocin de NH3 permite a los iones H+ liberados en la descomposicin del NH4+, acumularse en el residuo con lo cual ocasionan una disminucin en el pH a menos que un buffer est presente. La muestra se destila usando hidrxido de sodio y tiosulfato de sodio, el nitrgeno amoniacal pasa amonaco que es recogido en cido brico y posteriormente se titula muestra con cido sulfrico 0,1 N. Se emple un digestor Gerhardt con un destilador Vapodest 30. Para determinar la concentracin de nitrgeno amoniacal se aplica la ecuacin 6:

(6)

Dnde: : Volumen del cido consumido en la titulacin por la muestra (ml). Volumen del cido consumido en la titulacin por el blanco (ml). : Volumen de la muestra (ml). Fsforo: El fsforo es un nutriente esencial para la productividad de un sistema acutico. En los sistemas riparios la mayor parte de este se encuentra en forma particulada, el cual al contacto con el agua marina y debido a los cambios qumicos que se generan, se precipita quedando slo la fraccin disuelta para ser utilizada por los organismos vivos. La ausencia de este nutriente provoca una inhibicin en el crecimiento celular y, por tanto, una disminucin de la extensin del proceso de eutrofizacin. De ah que actualmente el principal mtodo para evitar la eutrofizacin de un medio susceptible a este problema sea la eliminacin de los nutrientes que llegan a ste (Kiely, 1999). Para la medicin de este parmetro se utiliz el mtodo colorimtrico del vanadato molibdato SM 4500-P C (APHA, 1998). Para ello, se tomaron matraces de 125 mL y se le agregarn 50 mL de cada muestra y se vertieron 1,5 ml de acido sulfrico al 30%. Luego se agreg una pizca de peroxisulfito de sodio o de potasio a cada uno de los matraces. Seguidamente, estas muestras se calentarn en una plancha hasta tener un volumen de 20 mL aproximadamente, una vez ocurrido esto se retiran las muestras de la plancha y se dejan enfriar hasta temperatura ambiente para proceder a agregar 4 gotas de fenolftalena a cada solucin y se titulan con NaOH 6 N hasta que aparecer un color violeta garantizando obtener un PH de 7. Seguidamente se titularn con cido sulfrico 30% gota a gota hasta que la solucin este incolora y luego se filtrarn. Una vez filtradas, vierten en un baln aforado de 50 mL y se enrasan con agua destilada. Finalmente, se toman 10 mL de muestra y se agregaron 2,5 mL de molibdato de vanadio y se mezclan en un vaso precipitado de 50 mL, se esperan 10 minutos y se mide en el espectrofotmetro JENWAY, modelo 6405 UV/VIS a una longitud de onda de 430 m la absorbancia de cada muestra con molibdato y sin molibdato.

Demanda Qumica de Oxigeno (DQO): La prueba de la demanda qumica de oxgeno (DQO) es ampliamente usada como una forma de medir la concentracin de materia orgnica en los residuos domsticos e industriales. Una de las principales limitaciones de la prueba de la DQO es la imposibilidad para diferenciar entre materia biolgicamente oxidable y materia orgnica biolgicamente inerte. Adems, no proporciona ningn dato sobre la velocidad a la que el material biolgicamente activo se estabiliza en las condiciones existentes en la naturaleza. Sin embargo, la principal ventaja de esta prueba, es el poco tiempo que se necesita para el anlisis; se puede hacer aproximadamente en tres horas, en lugar de los cinco das necesarios para la medicin de la DBO (demanda Bioqumica de oxigeno); por esta razn, en muchos casos se usa como sustituta de sta ltima. El mtodo colorimtrico de reflujo cerrado es adecuado para muestras cuya concentracin de cloruro es 2000 mg/L. El mtodo volumtrico de reflujo cerrado es aplicable para concentraciones de 40 a 400 mg /L. siendo este ltimo el aplicado en la investigacin (Colina y Marn 2013).Se aplic el mtodo SM 5220, cuya metodologa consisti en la adicin de dicromato de potasio como agente oxidante a la muestra y cido sulfrico ms sulfato de plata para eliminar las interferencias posibles, colocandolas en un digestor a 150 C por 2 horas. Luego se titul con sulfato ferroso amoniacal (FAS) 0,1N e indicador ferrona, observandose el punto final, el cual esta dado por un cambio de color de amarillo a rojo intenso (APHA, 1998). La mayora de las muestras fueron analizadas inmediatamente despus de ser colectadas; sin embargo, aquellas que no fue posible procesarlas de inmediato fueron refrigeradas a 4 C. Las muestras fueron procesadas en un lapso no mayor a 3 das luego de ser recolectadas. Se realizaron blancos (agua destilada) para la comparacion de la muestra ensayada y muestra patrn con un valor estndar para comprobar el estado de los reactivos; todas las muestras se realizaron por triplicado. Es importante resaltar que para realizar la medicin en las muestra de entrada (afluente) y salida (efluente) se aplic un factor de dilucin en funcin de la DQO esperada debido al alto contenido de materia orgnica presente en la misma.Para el clculo se emplea la siguiente ecuacin: DQO (8)

Donde: = Volmen de la muestra (mL).FD = Factor de dilucin.= Normalidad del FAS (Sulfato Ferroso Amoniacal) (eq/L). = Volmen gastado de FAS en la muestras (mL). = Volmen gastado de FAS en el blanco (mL).

En la tabla 7 se presenta un resumen de los mtodos aplicados en los diferentes anlisis de los parmetros estudiados en esta investigacin:

Tabla 7. Parmetros determinados y mtodos utilizados durante la investigacin.Parmetro

Unidad

Fundamento

Mtodode anlisisReferencia

TemperaturaCPotenciomtrico2550 BAPHA, 1998

pH --Potenciomtrico2550 BAPHA, 1998

Alcalinidad total mg/LTitulomtrico2320 BAPHA, 1998

SSTmg/LGravimtrico2540 BAPHA, 1998

SSV, SSFmg/LGravimtrico2540 EAPHA, 1998

Fsforomg/LTitulomtrico4500-P CAPHA, 1998

Nitrgeno (NTK)mg/LColorimtrico450N CAPHA, 1998

DQOmg/LTitulomtrico5220 CAPHA, 1998

2.7. Diseo experimental.El experimento se condujo mediante un diseo completamente al azar, en el cual se compar la calidad del efluente generado en dos reactores a escala piloto de diferente tamao. Los resultados de los parmetros , NTK, N- P- a la salida de los reactores y el porcentaje de remocin de DQOt se compararon a travs de un anlisis de varianza y separacin de medias a travs de la prueba de Tukey, utilizando el programa estadstico Statistix 9.0.Los resultados de las variables evaluadas fueron presentados con estadstica descriptiva sealando los valores de tendencia centra (media) y su dispersin (desviacin estndar).

CAPTULO III. PRESENTACIN DE RESULTADOS Y DISCUSIN.

Con el objeto de evaluar la eficiencia de reactores anaerobios a flujo discontinuo a escala piloto para el tratamiento de aguas residuales municipales de la ciudad de Maracaibo Venezuela, se montaron dos reactores biolgicos. Los reactores anaerobios y funcionaron para TRH de 48 y 24 horas, con flujo discontinuo y alimentados con agua residual municipal (ARM) proveniente del colector C de la ciudad de Maracaibo, Venezuela. Para el TRH de 48 y 24 h se midieron en los reactores los parmetros como: temperatura, alcalinidad, pH, , , y. Adems, para el segundo TRH de 24 h, se analizaron slidos suspendidos totales, slidos suspendidos voltiles, slidos suspendidos fijos, fsforo y nitrgeno. 3.1 Parmetros operacionales evaluados en los reactores anaerobios y tratando ARM de la ciudad de Maracaibo. 3.1.1 Temperatura, pH, alcalinidad e ndice buffer.En la Tabla 8, se presentan los resultados encontrados por ambos reactores en cuanto a temperatura, pH, alcalinidad e ndice buffer para ambos TRH con su promedio y desviacin estndar.Tabla 8. Valores promedio de pH, temperatura, alcalinidad e ndice buffer durante la operacin de los reactores anaerobios y .

Componente TRH (h)nTAMB (C)TH2O (C)pHAlcTotal (mg/L)Ind.Buff.

Afluente ARM4811301,4320,67,30,30280540,200,11

11310,66,70,08351520,170,18

11310,66,70,08356310,270,26

Afluente ARM2415291,4310,67,50,10283370,150,07

15311,07,00,30357400,100,04

15310,87,00,30368400,130,06

= Reactor anaerobio 1, = Reactor anaerobio 2, TRH = Tiempo de retencin hidrulico, ARM = agua residual municipal, n = Tamao de muestra, = Media, = Desviacin estndar, AlcTotal= Alcalinidad total, = Temperatura ambiente, = Temperatura del agua, Ind.Buff.= ndice buffer.

En la Figura 9 se presenta la variacin de la temperatura en los reactores anaerobios. Durante la operacin de los reactores el valor promedio de la temperatura del ARM que aliment a estos reactores fue de 320,6 C, y la salida de y se mantuvo relativamente constante con valores promedios de 310,6 C y 310,6 C respectivamente para un TRH de 48 h, de igual manera para el segundo TRH de 24 h los reactores arrojaron valores promedios de temperatura de 310,6 C; 311,0 C y 310,8 C, para el afluente, y respectivamente. Indicando de esta manera que los reactores anaerobios operaron a la temperatura ptima requerida por las bacterias mesoflicas (20C a 40C), como lo establecen (Caicedo, 2006; Nguyen, 2007); siendo este rango el ms adecuado para que se desarrolle el proceso de digestin anaerobia (Maharaj y Elefsiniotis, 2001). Los valores de temperatura ambiente y del ARM se encontraron superiores a 25 C, este comportamiento favorece de manera significativa a los tratamientos anaerobios, debido a que estos tratamientos se desempean de manera eficiente en climas clidos y decrece a temperaturas por debajo de 15 C (Ruiz y col, 2008). Al aumentar la temperatura del medio ambiente se acelera la digestin de las bacterias anaerobias y como consecuencia pueden digerir mayor cantidad de materia orgnica eliminando de esta forma mayor concentracin de contaminacin e incrementando el volumen de biogs que se produce por da (Arguello, 2003).

Figura 4. Valores obtenidos de temperatura en los reactores anaerobios por carga para ambos TRH.En cuanto al pH, los valores tanto del ARM como a la salida de los reactores y para ambos TRH estudiados se mantuvieron cerca de la neutralidad entre 6,5 a 7,7. Sin embargo, se observ un ligero descenso en la salida de ambos reactores. Esta disminucin del pH pudiera deberse al proceso de acidognesis donde ocurre el rompimiento hidroltica de las complejas molculas orgnicas formando alcoholes y cidos grasos voltiles (AGV) de cadenas cortas. Esta formacin de cidos grasos voltiles (AGV) y su no completa eliminacin disminuye el pH (Galindo, 2012). De igual manera, otra posible causa de la disminucin del pH es debido a la presencias de dixido de carbono () el cual se origina del proceso de digestin anaerobia (Hulshoff-Pol, 1986; Campos, 1999). En la Figura 10, se presentan los valores de pH encontrados durante la digestin anaerobia del ARM en la ciudad de Maracaibo. Los valores promedio registrados en y para TRH 48 h fueron de 6,70,08; 6,70,08 respectivamente, y para TRH 24 h arroj un valor promedio de 7,00,3 y el valor promedio para fue de 7,00,3. Estos valores se encuentran dentro del rango considerados como adecuados para los sistemas anaerobios (Ruiz y col, 2001; Metcalf y Eddy, 1995; Torres, 1995; Van Haandel y Lettinga, 1994; Romero, 2001). Wasser tambin establece un rango de pH ptimo de trabajo entre 6,3-7,5 (Wasser, 1996) para los sistemas anaerobios. Esto tambin indica que el proceso de digestin anaerobio se mantuvo estable, debido a la presencia de o cidos grasos voltiles (AGV) los cuales disminuyen relativamente el pH del sustrato, luego de ser generados como producto proceso digestin anaerobia, como lo establecen los investigadores (Ren y col, 2008; Campos, 1999)Estos valores de pH a la salida de cada uno de los reactores anaerobios muestran un similar comportamiento a los obtenidos por Rincn y col (2011), donde estudiaron el comportamiento de dos reactores UASB en serie tratando ARM de la ciudad de Maracaibo bajos condiciones semejantes a las estudiadas en esta investigacin, para el reactor 1 y el reactor 2 reportaron valores de pH de 6,75 y de 6,77 respetivamente.

Figura 5. Comportamiento del pH en los reactores anaerobios tratando ARM para ambos TRH.

La Figura 11 presenta los resultados obtenidos durante la operacin de los reactores anaerobios en cuanto a la alcalinidad total. Para el TRH de 48 h el valor promedio de la alcalinidad total para el afluente fue de 28054 mg/L, para de 35152 mg/L y para de 35631 mg/L, mientras que, para el TRH de 24 h los reactores reportando las siguientes concentraciones 28337 mg/L; 35740 mg/L y 36840 mg/L, para el afluente, y respectivamente. Se pudo observar que los valores de la alcalinidad a la salida de cada uno de los reactores presentaron un aumento significativo en comparacin al valor del afluente, dicho comportamiento se mantuvo para ambos TRH. Este incremento de alcalinidad en los reactores se puede deber a la presencia de dixido de carbono () que se van originando durante el proceso de digestin anaerobia; este al combinarse con el agua forma cido carbnico , el cual puede disociar en bicarbonato aumentando as la alcalinidad (Campos, 1999; Masterton y Slowinski, 1989). De igual manera para los dos TRH en los que operaron los rectores anaerobios, evidenci un ligero incremento del valor promedio de la alcalinidad en en comparacin con , atribuyndose esto a una mayor estabilidad alcanzada durante en proceso de digestin anaerobia en el reactor anaerobio (Galindo, 2012). Tradicionalmente la alcalinidad total en un digestor anaerobio incluye toda la alcalinidad como bicarbonatos y aproximadamente el 80% de los cidos grasos voltiles. Debido a que solamente la alcalinidad como bicarbonatos es utilizable para neutralizar los cidos voltiles, la alcalinidad total no siempre representa la capacidad amortiguadora disponible en un digestor anaerobio (Anderson et al., 1992). 24 h48 h

Figura 6. Comportamiento de la alcalinidad total en afluente y efluente de los reactores anaerobios tratando ARM para ambos TRH.

La Figura 12 muestra el comportamiento del ndice Buffer durante la operacin de los reactores para los dos TRH estudiados. La relacin de la alcalinidad parcial con la total (AP/AT) o ndice buffer (IB) para el afluente, y , arrojo promedios de 0,200,11; 0,170,18 y 0,270,26, respectivamente para TRH de 48 horas y de 0,150,07; 0,100,04 y 0,130,06, para la segunda discontinuidad a TRH de 24 horas respectivamente. Estos resultados de ndice buffer (IB