COMPARACIÓN DE TRATAMIENTOS AEROBIOS Y ANAEROBIOS APLICADOS A LIXIVIADO DE RELLENO SANITARIO

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1 COMPARACIÓN DE TRATAMIENTOS AEROBIOS Y ANAEROBIOS APLICADOS A LIXIVIADO DE RELLENO SANITARIO Borzacconi Liliana, López Iván, Arcia Esteban, Cardelino Luis, Castagna Alvaro, Viñas María Facultad de Ingeniería, Universidad de la República J. Herrera y Reissig 565, Montevideo, Uruguay lilianab@fing.edu.uy FAX: (598 2) RESUMEN Se ensayaron distintos sistemas de tratamiento biológico para el lixiviado producido en el Relleno Sanitario de Montevideo. Las características de este lixiviado en el momento de la experiencia eran 2 mg/l de DQO, con una relación DBO 5 /DQO en el entorno de.6. Los sistemas de tratamiento ensayados fueron: un reactor anaerobio del tipo UASB, dos reactores de tipo lodos activados y un sistema de biodiscos. La carga máxima alcanzada en el reactor UASB fue 9 kgdqo/m 3.día, con una eficiencia de remoción en DQO del 8%. En los reactores de tipo lodos activados se presentaron problemas de sedimentabilidad por lo que fue imposible regular el tiempo de estadía celular. En el sistema de biodiscos se obtuvieron valores de eficiencia de remoción de DQO soluble del 8%, para una carga óptima de 2 kgdqo/m 2.día, con buenas características de sedimentabilidad de los lodos generados. Durante el período de operación de los reactores se presentaron cambios en el ph del lixiviado del Relleno lo que afectó la operación del reactor UASB, no viéndose afectado el sistema de biodiscos. De la comparación de los sistemas ensayados se concluye que los lodos activados y el reactor UASB presentaron problemas en las características de sedimentación atribuible posiblemente a la carencia de fósforo, siendo esto crítico para los lodos activados, el reactor de biodiscos no presentó problemas en las características de sedimentabilidad de los lodos generados demostrando además más estabilidad que el reactor UASB frente a las variaciones de ph. Palabras clave: lixiviado, relleno sanitario, tratamientos biológicos, UASB, biodiscos INTRODUCCIÓN El diseño de una planta de tratamiento de lixiviado está directamente condicionada al caudal y tipo de lixiviado generado. Éstos a su vez están determinados por un conjunto de elementos en los que pesan fundamentalmente la composición de la basura, la forma de operación del Relleno y las condiciones climáticas del lugar donde se realiza. De acuerdo a lo anterior las características de los lixiviados generados pueden ser muy diferentes según las condiciones antes mencionadas, siendo otro factor importante a tener en cuenta el tiempo que lleva depositada la basura. Existen en la bibliografía numerosas referencias de tratamientos fisicoquímicos de lixiviados (Keenan et al., 1983; Pohland y Harper, 1985; Contreras et al., 1988) que presentan los inconvenientes del costo de reactivos químicos y la generación de lodos de difícil disposición. Además, los lixiviados a lo cuales se les aplica este tipo de tratamiento son en general lixiviados "viejos", en los cuales la relación DBO 5 /DQO es baja. En el caso del lixiviado producido en el Relleno de Montevideo la relación está en el entorno de.6 lo que estaría indicando un lixiviado altamente biodegradable, y como las concentraciones de materia orgánica son altas es aconsejable utilizar métodos de tratamiento biológicos. Existen variados antecedentes de tratamiento aerobio de lixiviado, desde experiencias de laboratorio a experiencias a escala real; en este último caso el tipo de tratamiento más extendido es lodos activados o lagunas aireadas. Los datos reportados en la bibliografía son para lixivados de diferente naturaleza con valores de DQO entre 3 mg/l y 48 mg/l, los tiempos de residencia hidráulicos van 2.5 a 2 días y las eficiencias de remoción reportadas son mayores al 7% (Boyle y Ham, 1974; Cook y Foree, 1974; Uloth

2 y Mavinic, 1977; Robinson y Maris, 1983, Maris et al., 1984). En la mayoría de los casos se reporta remoción de metales por los lodos los que deben ser convenientemente dispuestos. Es de destacar que en la mayoría de las trabajos citados se hace referencia a la necesidad tratamientos primarios como ser sedimentación, neutralización y precipitación de metales. En cuanto al tratamiento anaerobio de lixiviado, la mayoría de las experiencias reportadas son a escala de laboratorio o piloto (Henry et al., 1987; Kennedy et al., 1988; Chang, 1989; Keenan et al., 1991), encontrándose ensayos para lixiviados con valores de DQO entre 32 mg/l y 584 mg/l en reactores en su mayoría filtros ascendentes o de tipo híbrido. Las cargas alcanzadas van desde 3 a 22 kgdqo/ m 3.día, con eficiencias de remoción entre 68 y 97%, los tiempos de residencia hidráulicos están comprendidos entre 1.5 y 2.6 días. Se ha registrado también el comportamiento de un reactor híbrido a escala real para tratar un lixiviado con concentraciones de DQO de 228 mg/l, las cargas alcanzadas fueron cercanas a 7 kg DQO/m 3.día y se obtuvieron eficiencias de remoción de 8% (Hall, 1992). Si bien las experiencias de tratamiento anaerobio ofrecen resultados alentadores, en cada caso se presentan problemas específicos que dependen del lixiviado a tratar. La composición y las condiciones de generación de lixiviado varían sensiblemente de un lugar a otro por lo que es necesario tanto para el tratamiento aerobio como para el anaerobio realizar estudios particulares para cada caso. En el presente trabajo se ensayan dos sistemas de tratamiento aerobio y uno de tratamiento anaerobio, analizándose ventajas y desventajas de cada uno de ellos. CARACTERIZACIÓN DEL EFLUENTE El lixiviado utilizado para los ensayos es el producido por el Relleno Sanitario de la ciudad de Montevideo. En el momento de realizar las experiencias las características promedio de lixiviado eran las que aparecen en la Tabla 1. Tabla 1. Caracterización del lixiviado del Relleno Sanitario de Montevideo PARÁMETRO MEDIA MÍNIMO MÁXIMO ph DBO 5 (mg/l) DQO (mg/l) DBO 5 : DQO N-NKT (mg/l) N-NH 4 (mg/l) DQO : NH P-Ptot (mg/l) DQO : P Ntot : P SO 4 (mg/l) AVT (mghac/l) AT (mgcaco 3 /L) AB (mgcaco 3 /L) ST (g/l) SVT (g/l) SFT (g/l) Cl (mg/l) Cr (mg/l) Fe (mg/l) Mn (mg/l) Ca (mg/l) Zn (mg/l) Pb (mg/l) t (ºC) La relación DBO 5 /DQO en el entorno o mayor de.6 muestra que buena parte de la fracción oxidable es biodegradable. La fracción biodegradable está representada fundamentalmente por los Ácidos Grasos Volátiles.

3 El ph relativamente alto, comparado con otros lixiviados, puede explicarse por la elevada alcalinidad, producida fundamentalmente por la presencia de Amonio, lo que le otorga una gran capacidad buffer a pesar de la elevada concentración de Ácidos Volátiles. El Nitrógeno no es un nutriente limitante pero sí lo es el Fósforo, que no alcanza los valores recomendados tanto para procesos aerobios como para anaerobios. En los procesos anaerobios los requerimientos son menores. Los metales pesados se encuentran en concentraciones importantes, en particular el Cromo, atribuible a los desechos de curtiembre y talleres de galvanoplastia. En general no se trata de un efluente que mantenga características constantes en el tiempo, variando con la dilución por el agua de lluvia y otros factores. MATERIALES Y MÉTODOS Reactor Anaerobio tipo UASB Se trabajó con un reactor anaerobio del tipo manta de lodos con un volumen de 11,8 L. El reactor es alimentado en forma intermitente mediante una bomba peristáltica accionada por un temporizador. El gas es separado y contabilizado por un gasómetro tipo húmedo. El reactor fue inoculado (aproximadamente un tercio del volumen) con lodo proveniente de un reactor anaerobio que trata un efluente de una fábrica de producción de levadura. Se realizó un arranque con aumentos sucesivos de carga hasta alcanzar la máxima, manteniendo un caudal aproximadamente constante de 6 L/día. El seguimiento de reactor se realizó mediante determinación de DQO, Ácidos Volátiles y Alcalinidad, producción y composición de gas, DBO 5 y Nitrógeno Amoniacal y total. Las determinaciones se realizaron de acuerdo a técnicas del Standard Methods (APHA, AWWA, WEF, 1995). Reactor Aerobio tipo lodos activados Se utilizaron dos reactores de material acrílico de volumen total de 1 L. Poseen una mampara removible que los divide en dos secciones: una cámara de aireación y una cámara de sedimentación. La aireación es suministrada a través de burbujas producida por una piedra porosa ubicada en el fondo de cada reactor. La agitación provocada por las burbujas de aire permite mantener el licor en estado de mezcla completa. El seguimiento de los reactores se realizó mediante análisis de DQO, DBO 5, Sólidos Suspendidos, Sólidos Sedimentables, relación F/M, IVL ( Indice Volumétrico de Lodos) y Oxígeno Disuelto. Los reactores se operaron en una primera etapa en paralelo y posteriormente en serie. Reactor Aerobio tipo biodiscos Se utilizó un sistema de biodiscos compuesto por cuatro módulos de doce discos cada uno con un diámetro de 29 cm y un espesor de.5 cm que fueron tratados con un material abrasivo a los efectos de facilitar una mejor adhesión de la biomasa. El sistema funcionó a una velocidad de 7 r.p.m. con los cuatro módulos en serie. El seguimiento de los reactores se realiza mediante análisis de DQO, DBO 5, Sólidos, Nitrógeno Amoniacal y Oxígeno Disuelto.

4 RESULTADOS Tratamiento anaerobio: reactor UASB Los resultados pueden apreciarse en la Fig aumento de ph ajuste de ph 2 15 % remoción 6 4 reinóculo 1 kgdqo/m3.d semanas DQO AV carga Fig.1. Comportamiento del Reactor Anaerobio Se distinguen tres períodos, a saber: i) un primer período que va desde el arranque hasta el día 18, en la semana 16, caracterizado por un aumento progresivo de carga hasta valores de 9 kgdqo/m 3.d. En este primer período se alcanzaron en pocos días valores de eficiencia en el entorno del 8% para la remoción de DQO y en general superiores en la eficiencia de disminución de AV. Las oscilaciones en los valores de la carga se deben a dificultades en la regulación del caudal y a obstrucciones en las conexiones. Esto puede ser particularmente influyente en el último tramo del período en que se alcanzaron valores puntuales de 14 kgdqo/m 3.d. Cierta disminución en la eficiencia en este tramo podría indicar que se habría alcanzado la carga máxima soportada por el sistema. Otra posible causa del descenso en la eficiencia (no excluyente con la anterior) podría ser el arrastre de sólidos que se venía constatando. Se observó también cierto descenso en los litros de gas producidos por día. ii) un segundo período desde el día 19 al día 128 (semanas 16 a 18) de descenso abrupto de la eficiencia. Coincide con un aumento significativo del ph (8.5-9) en el lixiviado proveniente del Relleno y se produce luego de un importante incendio ocurrido en el mismo. Es probable que las cenizas producidas en el incendio sean la causa del aumento en el ph, que se mantuvo por más de un mes, pues no se registra disminución en la cantidad de AV. Con la concentración de Nitrógeno amoniacal del lixiviado a valores de ph tan elevados se alcanzan concentraciones de Amoníaco libre inhibitorias para los microorganismos (Heinrich et al., 199). Se produjo en este período una salida neta de sólidos, especialmente Sólidos Volátiles. Se modificó asimismo el perfil de sólidos, quizá influido por el menor desprendimiento neto de gas, asentándose los mismos en el fondo del reactor. iii) finalmente un tercer período desde el día 129 al 155 (semanas 19 a 22) en el cual, tras ajustar previamente el ph a la entrada se recupera parcialmente la eficiencia, alcanzándose valores en el entorno del 45% para DQO y por encima de 6% para AV. No obstante, y muy probablemente debido al lavado y destrucción de microorganismos producido en la etapa anterior no logran alcanzarse los niveles de la primera. Luego de estas experiencias se decidió realizar una reinoculación del reactor (día 163, semana 24) y se comenzó nuevamente con un aumento progresivo de carga.

5 Tratamiento aerobio: lodos activados Se trabajó en primer instancia con ambos reactores en paralelo con un tiempo de residencia hidráulico promedio de 4.2 días. La concentración de entrada varió entre 75 y 2 mg/l. Se trabajó con valores de relación F/M mayores a los reportados en la bibliografía (valores promedio entre 1 y 2 kgdqo/kgssv.d) para no utilizar valores de tiempos de residencia hidráulico demasiado elevados, que inviabilizarían económicamente la aplicación a escala real. Se pretendió utilizar tiempos de residencia celular distintos pero debido a la muy mala sedimentabilidad de los lodos generados fue imposible regular este parámetro. Los resultados se observan en la Fig % remoción en paralelo semanas en serie Fig. 2. Reactores aerobios de biomasa suspendida La mala sedimentabilidad podría deberse a la alta concentración del efluente a tratar ya que en las etapas en que el lixiviado suministrado presentó concentraciones bajas en DQO las características de sedimentabilidad mejoraron notablemente. A pesar de estos problemas de sedimentación la eficiencia de remoción en DQO filtrado fue del orden del 55 %. Para lograr un mayor tiempo de residencia celular los dos reactores se conectaron en serie trabajando con el mismo caudal. Sin embargo no se solucionó el problema de la mala sedimentación ni tampoco aumentó la eficiencia de remoción. Tratamiento aerobio: sistema de biodiscos El caudal y la concentración de entrada variaron entre los valores de 1.75 a 5.9 L/d y de 75 a 2 mgdqo/l. Estas variaciones se realizaron para determinar el valor de carga óptima de funcionamiento del biodisco. Se representa en la Fig. 3 la eficiencia de remoción para las diferentes cargas, estando el valor óptimo entre 18 y 2 gdqo/m 2.d, con una eficiencia de remoción del orden del 9%. La eficiencia de remoción promedio en DQO fue de 7% y los resultados se observan en la Fig. 4. El primer módulo se destacó por un crecimiento mucho mayor de microorganismos. Durante el transcurso de las experiencias el lixiviado presentó composición variable pese a lo cual el funcionamiento de los biodiscos no se vio afectado. Tampoco se observaron complicaciones en el período de aumento de ph. Los sólidos presentes en el efluente de salida de los biodiscos presentan buenas características de sedimentabilidad.

6 1 8 % remoción carga (g/m2.d) Fig. 3. Determinación de la carga óptima para los biodiscos % remoción gdqo/m2.d semanas % remoción carga Fig. 4. Comportamiento de los biodiscos (promedios semanales) DISCUSIÓN De la experiencia con el reactor anaerobio se desprende que el tratamiento en este tipo de reactor para un lixiviado con las características del lixiviado del Relleno de Montevideo es factible para valores de carga menores a 1 kgdqo/m 3.d, obteniéndose eficiencias del orden de 8% par tiempos de residencia

7 hidráulicos cercanos a 2 días. El tratamiento anaerobio presenta las ventajas propias de estos sistemas, a saber, no requerimiento de potencia, escasa producción de lodos, mayor estabilización. Es necesario resaltar la necesidad de controlar el ph del lixiviado antes de que entre al reactor; en este caso particular el lixiviado posee un alto contenido de Nitrógeno amoniacal y como consecuencia de un aumento del ph se pueden alcanzar concentraciones inhibitorias de amoníaco libre. Durante la fase experimental se constató la pérdida de sólidos del reactor lo que estaría indicando problemas en las características de sedimentación del lodo atribuible a la carencia de fósforo. Durante el período de operación no se observaron problemas de inhibición debidos a la acumulación de metales en el lodo siendo recomendable realizar una evaluación con un período más largo de funcionamiento. El sistema de biomasa suspendida tipo lodos activados, a pesar de presentar eficiencias de remoción de DQO soluble relativamente aceptables, tiene el inconveniente de que con altas cargas de trabajo no es posible separar los sólidos del efluente debido a las muy malas características de sedimentabilidad. En esto podría influir la carencia de fósforo, destacando además que el requerimiento de fósforo es más exigente para los sistemas aerobios. El sistema de biomasa fija tipo biodiscos, presenta buena eficiencia de remoción (9% para la carga óptima) y gran estabilidad frente a variaciones importantes en la composición del lixiviado y en la carga orgánica. Durante las experiencias, a pesar de la composición variable del lixiviado, el funcionamiento de los biodiscos no se vio afectado. Tampoco fue afectado con el aumento de ph observado luego del incendio del Relleno ni por la presencia de sólidos insolubles en el lixiviado. Los lodos generados presentaron excelentes características de sedimentabilidad. Del tratamiento aerobio la opción más conveniente es la de un sistema de Biodiscos, que presenta muy buenas eficiencias de remoción y es sumamente flexible frente a cambios en el caudal o concentración de entrada. Presenta además las ventajas intrínsecas de este sistema, a saber: bajo consumo de potencia, flexibilidad para el acoplamiento o desacoplamiento de módulos y bajas necesidades de mantenimiento y control. Los sistemas más tradicionales de biomasa suspendida no funcionan bien con altas cargas o requieren altos tiempos de estadía. CONCLUSIONES En función de las experiencias realizadas hasta el momento se considera que es preferible una combinación de tratamiento anaerobio seguido de un posterior proceso aerobio. En la etapa anaerobia se consigue una primer reducción de la carga orgánica que puede complementarse luego con el sistema aerobio. En caso de problemas de funcionamiento en el reactor anaerobio debidos a sobrecargas o cambios en la composición del lixiviado, un sistema de biodiscos está en condiciones de soportar esas variaciones. Por otra parte al ubicar en primer lugar la etapa anaerobia se puede lograr una importante reducción absoluta de la carga sin los inconvenientes de los procesos aerobios tales como la generación de lodos y el gasto de energía. Un tema que requiere estudios a más largo plazo radica en los eventuales efectos de la acumulación de sólidos inorgánicos, ya sean sales de metales pesados que precipitan o materiales de tipo arcillosos que arrastre el lixiviado. Esto podría afectar las propiedades del lodo orgánico, modificando sus características de sedimentabilidad. También dependiendo del ph estos metales pueden generar condiciones de toxicidad para los microorganismos. Por último, es necesario investigar las consecuencias de un agregado de Fósforo, por tratarse de un nutriente que se encuentra en el lixiviado por debajo de las proporciones habitualmente recomendadas. El agregado de Fósforo podría influir en las características de granulación del reactor anaerobio.

8 REFERENCIAS APHA, AWWA, WEF (1995). Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 19th. ed. Boyle, W.C., Ham, R.K. (1974). Biological treatability of landfill leachate, Journal WPCF, 46, Nº5, pp Contreras, L., Castrillón, L., Blanco, J.M., Arcos, C. (1988). Caracterización analítica y tratamiento fisicoquímico de los lixiviados de dos vertederos de R.S.U. de diferente antigüedad, Tecnología del Agua, 42, pp Cook, E.N., Foree, E.G. (1974). Aerobic biostabilization of sanitary landfill leachate, Journal WPCF, 46, Nº 5, pp Chang, J.E. (1989). Treatment of landfill leachate with an upflow anaerobic reactor combining a sludge bed and a filter, Wat. Sci. Tech., 21, Nº4/5, pp Heinrichs, D.M., Poggi, H.M., Oleszkiewicz, J.A. (199). Effects of ammonia on anaerobic digestion of simple organic substrate, J. of Env. Eng., ASCE, 116, Nº 4, pp Henry, J.G., Prasad, D., Young, H., (1987). Removal of organics from leachates by anaerobic filter, Water Res., 21, Nº 11, pp Keenan, J., Steiner, R.L., Fungaroli, A.A. (1983). Chemical-Physical Leachate Treatment, J. of Env. Eng., ASCE, 19, Nº 6, pp Keenan, P.J., Iza, J.M., Switzenbaum, M.S. (1991). Evaluation of a Hybrid Upflow Anaerobic Sludge Bed Filter Reactor Treating Municipal Solid Waste Landfill Leachate, Department of Civil Engineering, University of Massachusetts, Technical Report, subimitted to Connecticut Valley Sanitary Waste Disposal, Inc.. Kennedy, K.J., Hamoda, M.F., Guiot, S.G. (1988). Anaerobic treatment of leachate using fixed film and sludge bed systems, Journal WPCF, 6, Nº 9, pp Maris, P.J., Harrington, D.W., Biol, A.I., Chismon, G.L. (1984). Leachate treatment with particular reference to aereated lagoons, Wat. Poll. Control, pp Pohland, F.G., Harper, S.R. (1985). Critical Review ans Summary of Leachate and Gas Production from Landfills, EPA/6/2-86/73. Robinson, H.D., Maris, P.J. (1983). The treatment of leachates from domestic wastes in landfills - I, Wat. Res., 17, Nº 11, pp Uloth, V.C., Mavinic, D.S. (1977). Aerobic biotreatment of a high-strength leachate, J. of the Env. Eng. Div., ASCE, 13, Nº EE4, pp