BIODEGRADACIÓN DE COMPUESTOS FENÓLICOS POR MEDIO DE UN BIOFILTRO DISCONTINUO SECUENCIAL

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1 BIODEGRADACIÓN DE COMPUESTOS FENÓLICOS POR MEDIO DE UN BIOFILTRO DISCONTINUO SECUENCIAL *Germán Buitrón y José Ortiz Coordinación de Bioprocesos Ambientales, Instituto de Ingeniería, Universidad Nacional Autónoma de México, Ciudad Universitaria, Ap. Postal , México, D.F. Tel : (5) , Fax : (5) , gbm@pumas.iingen.unam.mx RESUMEN Los reactores discontinuos secuenciales, SBR, han sido utilizados para manipular tanto la distribución de los microorganismos en el reactor como su estado fisiológico. En particular han sido usados para eliminar compuestos específicos presentes en efluentes industriales. Se ha observado que una manera de mejorar la actividad del reactor es aumentando la concentración de la biomasa, es decir usando sistemas con biopelícula. En este trabajo se presenta el estudio de un reactor discontinuo secuencial piloto empacado con un material natural de bajo costo para la biodegradación aerobia de compuestos tóxicos presentes en efluentes industriales. El material de empaque fue una roca volcánica porosa (tezontle) con un diámetro medio de 2.5 cm. Se estudió la degradación de una mezcla de fenoles (fenol, 4-clorofenol, 2,4-diclorofenol y 2,4,6-triclorofenol, a partes iguales) en el intervalo de concentraciones de 60 a 667 mg/l. El reactor fue inoculado con lodos activados provenientes de una planta de tratamiento de aguas residuales. La mezcla de contaminantes fue degradada con eficiencias superiores al 93% como carbono orgánico total y al 99% como fenoles totales. Se logró una carga volumétrica de 3.65 kgdqo/m 3 -d. La influencia de los periodos de ayuno sobre las cinéticas de degradación de los compuestos fenólicos fue estudiada. INTRODUCCIÓN Los procesos biológicos aerobios utilizados para la eliminación de los compuestos orgánicos tóxicos, requieren de importantes volúmenes y eliminan estos compuestos a bajas concentraciones. En la mayoría de los casos se utiliza el sistema por lodos activados convencionales. Sin embargo, recientemente se han explorado nuevas estrategias para la eliminación de los xenobióticos a altas concentraciones de las cuales sobresale, por sus cualidades, el sistema SBR. Proceso SBR El uso de los procesos discontinuos secuenciales o SBR (del inglés Sequencing Batch Reactor) es una de las alternativas innovadoras que ha sido utilizada para el tratamiento de efluentes industriales. Existen metodologías que logran incrementar y mantener la capacidad metabólica de los microorganismos aerobios responsables de la remoción de los contaminantes tóxicos (Buitrón y Capdeville, 1995).

2 El sistema SBR está orientado en función del tiempo - donde el flujo, el mezclado, la aireación y el volumen del reactor son variables de acuerdo a una estrategia de funcionamiento periódico - y no en función del espacio como en el caso de los procesos convencionales. En su forma más simple, está constituido por un tanque que funciona bajo el sistema de vaciado/llenado. El tanque se llena durante un periodo dado y en seguida se pone a funcionar como un reactor en lotes. Cada tanque efectúa las funciones de igualación, aireación y decantación en una secuencia con respecto al tiempo. Un ciclo clásico del proceso SBR se divide en cinco fases (figura 1): llenado, reacción, decantación, vaciado y un periodo de tiempo muerto. El control del sistema se puede llevar a cabo a través de captores de nivel, de temporizadores o de medios computarizados. La purga de los lodos generados se lleva a cabo al final de la fase de reacción o de la decantación. Alimentación Aeración Aeración LLENADO REACCIÓN DECANTACIÓN Sobrenadante Lodos VACIADO TIEMPO MUERTO Figura 1. Fases de funcionamiento de un sistema SBR El sistema SBR presenta las siguientes ventajas con respecto a los procesos continuos (Irvine y Ketchum, 1989, Wanner, 1992; Brenner et al., 1992): Establecimiento de un consorcio de microorganismos estable y con altos rendimientos. Flexibilidad en la conducción de su operación: en estos procesos la degradación de los compuestos se realiza en función del tiempo. En caso de haber un choque de concentración (aporte puntual de un tóxico) se puede prolongar la duración del tratamiento. Se disminuyen los costos de inversión, pues el mismo tanque sirve de reactor y de sedimentador. Se mejora la decantación de la biomasa debido a la operación cíclica del reactor. Los índices de decantación malos, si es que existen, son menores que los que presentan los procesos continuos. Los reactores discontinuos secuenciales, SBR, han sido utilizados para manipular tanto la distribución de los microorganismos en el reactor como su estado fisiológico. En particular han sido usados para

3 eliminar compuestos específicos presentes en efluentes industriales. Se ha observado que una manera de mejorar la actividad del reactor es aumentando la concentración de la biomasa, es decir usando sistemas con biopelícula (Buitrón G. y Ortíz J, 1997). Sistemas con biomasa fija Puhakka y Järvinen (1992) observaron que una manera de mejorar la actividad global de un reactor es a través del uso de biopelículas. En los procesos con película fija las capas interiores de microorganismos están protegidas de las altas concentraciones de tóxicos y que resultan inhibitorias y, por lo tanto, soportan mejor los choques de concentración que los sistemas con biomasa en suspensión (Gantzer, 1989). De esta manera, es de interés el acoplar las ventajas que presentan los procesos discontinuos a las ofrecidas por los procesos utilizando biopelícula. En este trabajo se presenta el estudio de un reactor discontinuo secuencial piloto empacado con un material natural de bajo costo para la biodegradación aerobia de una mezcla de compuestos fenólicos. Sistema piloto METODOLOGÍA El sistema estuvo constituido por un reactor aireado de 7 litros formado por una columna de acrílico transparente de 60 cm de altura por 15 cm de diámetro. El reactor se empacó (5.5 l) con tezontle de 2.5 cm de diámetro promedio y 75% de porosidad. El agua se mantuvo a una temperatura de 15 ºC. Se utilizaron lodos activados como inóculo y una mezcla de fenoles como única fuente de carbono y energía. El sustrato estuvo compuesto por una mezcla (a partes iguales) de fenol, 4-clorofenol (4CF), 2,4-diclorofenol (24DCF) y 2,4,6-triclorofenol (246TCF) en el rango de concentraciones de 60 a 667 mg/l como fenoles totales. El medio de reacción fue adicionado con sales minerales (N, P y oligoelementos). La figura 2 presenta el esquema del reactor piloto utilizado. Las fases de llenado y vaciado de los tanques duraron 10 min cada una y la sedimentación 30 minutos. No hubo periodo de tiempo muerto. El control de las bombas de alimentación, purga y la válvula de aireación fue realizado a través de un temporizador. Los análisis de sólidos y fenoles se efectuaron de acuerdo con APHA (1992). La concentración de fenoles fue determinada a través un cromatógrafo de líquidos de alta resolución (HPLC) de acuerdo con la metodología descrita por Buitrón y Flores (1996). El carbono orgánico total, COT, fue determinado por medio de un analizador Shimatdzu TOC Arranque del reactor piloto

4 Inicialmente, la biomasa fue adaptada a 60 mg/l de mezcla de fenoles. Se siguió la concentración de fenoles a lo largo del tiempo. El ciclo fue conducido hasta haberse obtenido una remoción de sustrato mayor al 95%. En seguida, se operó el reactor en ciclos de, manteniendo la concentración inicial constante. Luego, se incrementó la concentración de fenoles totales a 133 mg/l y se disminuyó paulatinamente la fase de reacción a 12, 8, 6 y 4 horas. La misma política fue aplicada para las concentraciones iniciales de 267, 400 y 667 mg/l de fenoles totales. Figura 2. Sistema piloto utilizado. Funcionamiento del reactor RESULTADOS Y DISCUSIÓN Después de la fase de aclimatación, la cual duró 16 días, el tiempo total de ciclo se redujo a oras y la concentración de los fenoles se incrementó de 60 a 133 mg/l. Se operó el reactor bajo estas condiciones por 40 días. Para todas las condiciones de operación estudiadas el biofiltro presentó eficiencias de degradación de fenoles superiores al 90%. Las eficiencias de remoción variaron entre 93 y 100 (99.1 ± 1.3% en promedio). Los datos anteriores se ilustran en la figura 3. Ahí se observa que en los días 19, 84 y 117 de operación del reactor, la eficiencia de remoción fue inferior a 97% debido a cambios en las condiciones operatorias. Sin embargo, a pesar de estos cambios, las eficiencias de remoción fueron recuperadas después de un ciclo de operación. Los análisis cromatográficos revelaron la presencia de 0.1 mg 24DCF/l y 0.8 mg 246TCF/l después del tratamiento. Todo el fenol y 4CF iniciales fueron degradados por los microorganismos.

5 mg/l 267 mg/l 400 mg/l 667 mg/l 95 8, 6 & 4 h 8 h 4 h 8, 6 & 4 h Días de operación Figura 3. Eficiencia de remoción de fenoles totales en función de los días de operación La figura 4 presenta el funcionamiento del reactor con respecto al carbono orgánico total del efluente. En general, se observaron eficiencias de eliminación promedio de 92% en el biofiltro, basadas en carbono orgánico total. Las concentraciones residuales de COT oscilaron entre 2 y 22 mg/l. Al igual que para la concentración de fenoles totales, se observaron picos de concentración de carbono orgánico en el efluente del biofiltro cuando se realizó un cambio en las condiciones operacionales. Las variaciones mayores fueron observadas para la concentración inicial de 400 mg/l de fenoles mg/l 267 mg/l 400 mg/l 667 mg/l , 6 & 4 h 8 h 4 h 8, 6 & 4 h Días de operación Figura 4. Carbono orgánico en el efluente del biofiltro en función de los días de operación. Colonización de empaque

6 Durante los 6 meses de operación del reactor no se observaron cambios significativos en la concentración de sólidos suspendidos en el efluente, ni tampoco en la colmatación del biofiltro, debido a la baja tasa de conversión de los microorganismos. Después de 100 días de operación del reactor se encontró un promedio de 2.8 mg SSV/cm 2 de roca. Para todas las condiciones de operación del reactor, la eficiencia de remoción de compuestos fenólicos fue superior al 90% (99.1 ± 1.3 %). La concentración promedio de sólidos suspendidos totales en el efluente fue de 20 mg/l, para todo el estudio. Carga volumétrica Se aplicaron cargas volumétricas entre 0.2 y 3.65 kg DQO/m 3 líquido-día durante la operación del reactor (figura 5). A medida que la duración del ciclo se disminuyó y la concentración del influente fue incrementada, la carga volumétrica aplicada fue incrementándose hasta llegar a un máximo de 3.65 kg DQO/m 3 líquido-día. Puhakka y Järvinen (1992) obtuvieron resultados similares al utilizar un reactor de lecho fluidificado para la degradación de clorofenoles (0.22 kg fenoles/m 3 -d) mg/l 267 mg/l 400 mg/l 667 mg/l h 8, 6 & 4 h , 6 & 4 h 8 h Días de operación Figura 5. Cargas volumétricas aplicadas en función del número de ciclos. Influencia de los periodos de ayuno Buitrón et al. (1994) observaron que el paso por periodos de ayuno de un SBR usado para la biodegradación de clorofenol, tuvo efectos adversos sobre la actividad de la biomasa en suspensión. Para verificar si tales condiciones afectan al rector con biomasa fija, se introdujeron periodos de ayuno de durante la operación del reactor en ciclos de 4 horas, es decir, se prolongó la aireación por 20 h. Este procedimiento fue aplicado para las concentraciones iniciales de 100 y 200 mg/l. Se encontró que los periodos de ayuno prácticamente no tuvieron influencia sobre el tiempo de degradación de los fenoles (figuras 5 y 6). El sistema con biomasa fija atenuó los efectos negativos del ayuno. También es posible que cierta cantidad de fenoles haya quedado atrapada en las rocas porosas,

7 por lo que los microorganismos permanecieron en contacto constante con los tóxicos, produciendo las enzimas necesarias para la degradación de los mismos. Concentración, mg/l FENOL 4-CF 2,4-DCF 2,4,6- TCF Tiempo, h Figura 5. Cinética de degradación de clorofenoles. Ciclo 374, 4 h tiempo de degradación, 200 mg de fenoles totales / l, Antes del ayuno. Concentración, mg/l FENOL 4-CF 2,4-DCF 2,4,6-TCF Tiempo, h Figura 6. Cinética de degradación de clorofenoles. Ciclo 375, 4 h tiempo de degradación, 200 mg de fenoles totales / l, Después del ayuno. CONCLUSIONES

8 Se observó que la mezcla de contaminantes fue degradada con eficiencias superiores al 93% como carbono orgánico total y al 99% como fenoles totales a través del biofiltro discontinuo secuencial, para el intervalo de concentraciones iniciales de 60 a 667 mg fenoles totales/l. Se logró operar satisfactoriamente el reactor con cargas volumétricas de hasta 3.65 kgdqo/m 3 -d. El biofiltro discontinuo secuencial presentó un excelente comportamiento frente a los problemas operacionales. Los periodos de ayuno no afectaron significativamente las cinéticas de degradación de los compuestos fenólicos. AGRADECIMIENTOS Se agradece el apoyo financiero del CONACYT a través del proyecto 1117PA. BIBLIOGRAFÍA APHA, AWWA, WEF (1992) Standard Methods for the examination of water and wastewater. American Public Health Association, 18th Ed., Baltimore. Brenner A., Chozick R. e Irvine R.L. (1992) Treatment of high strengh mixed phenolic waste in an SBR Wat. Environ, Res, 64, Buitrón G. Capdeville B. y Horny P. (1994). Improvement and control of the microbial activity of a mixed population for degradation of xenobiotic compounds, Wat. Sci. Technol., 29, Buitrón G. y Capdeville B. (1995) Enhancement of the biodegradation activity by the acclimation of the inoculum, Environ. Technol., 16, Buitrón G. y Flores R. (1996) Phenolic compounds biodegradation using an SBR system packed with a porous volcanic Support, Memorias de la First IAWQ Specialized Conference on Sequencing Batch Reactor Technology, March 18-20, Munich, Germany, Buitrón G. y Ortiz J. (1997). Biodegradation of phenolic compounds with a sequencing batch biofilter. Proc. Of the 52th Industrial Waste Conference, Purdue University, West Lafayette IN, 5-7 May. Gantzer Ch. J. (1989). Inhibitory substrate utilization by steady-state biofilms, J. Environ. Eng., 115, Irvine R.L. y Ketchum L.H. Jr. (1989). Sequencing batch reactors for biological wastewater treatment. CRC Critical reviews in Environmental Control, 18, issue 4, Puhakka J.A. y Järvinen K. (1992). Aerobic fluidized-bed treatment of polychlorinated phenolic wood preservative constituents. Wat. Res., 26, Wanner J. (1992) Comparison of biocenoses from continuous and sequencing batch reactor. Water Science and Technology, 25,