EFECTO DEL ph EN LA FERMENTACIÓN ANAEROBIA DE AGUAS RESIDUALES DURANTE UN CICLO DE OPERACIÓN DE UN SBR

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1 XXVIII Congreso Interamericano de Ingeniería Sanitaria y Ambiental Cancún, México, 27 al 31 de octubre, 2002 EFECTO DEL ph EN LA FERMENTACIÓN ANAEROBIA DE AGUAS RESIDUALES DURANTE UN CICLO DE OPERACIÓN DE UN SBR Zoraya del Carmen Pérez Zelaya (*) Universidad Nacional de Ingeniería (UNI), Managua-Nicaragua. Ingeniera Química graduada en la UNI. Maestra en Ingeniería (ambiental) graduada en la Universidad Nacional Autónoma de México (UNAM). Actualmente docente-investigador en la Universidad Nacional de Ingeniería en la facultad de Ingeniería Química en Managua, Nicaragua. Exposición en congreso nacional de Tecnología en la UNI. Participación como ponente en el XIII congreso nacional 2002 de Ingeniería sanitaria organizado por FEMISCA. Óscar González Barceló Instituto de Ingeniería, Universidad Nacional Autónoma de México (UNAM) Simón González Martínez Instituto de Ingeniería, Universidad Nacional Autónoma de México (UNAM) Dirección del autor principal (*): Avenida Universitaria, frente a la UCA. CP: Managua, Nicaragua. Telefax: (00505) cem@ibw.com.ni RESUMEN Dentro de los procesos biológicos de tratamiento de aguas residuales en los de remoción de nutrientes, los ácidos grasos volátiles (AGV) son necesarios para llevar a cabo dichos tratamientos. Estos AGV son obtenidos a partir de la fermentación de aguas residuales o durante la fase ácida de la digestión anaerobia de lodos primarios. Parámetros operacionales como el tiempo de retención hidráulico (TRH), la temperatura y el ph pueden afectar marcadamente dichos procesos. En vista de ello, en la presente investigación se estudió la influencia de 5 valores de ph (5.5, 6.0, 6.5, 7.0 y 7.5) durante la fermentación ácida de agua residual cruda de tipo municipal, enriquecida con materia orgánica sintética (maltodextrina y proteína vegetal hidrolizada), durante el segundo ciclo de un día de un reactor SBR operando como fermentador anaerobio en régimen de mezcla completa con biomasa suspendida, con tres ciclos de operación por día contando cada uno de un TRH de ocho horas y un tiempo de reacción de 6 horas, manteniendo la carga orgánica dentro del rango de kgdqo/kgsst. día. Se utilizó como variable principal la producción de AGV medidos en mgdqo/l y la selectividad de los mismos. De acuerdo a los resultados obtenidos, prevalecen en todos los valores ph los ácidos acético y propiónico; obteniendo la mayor producción de acético a ph 7.0 (88.74 mgdqo/l) y de propionico a ph 7.5 (82.39 mgdqo/l). En cuanto a la remoción de la DQOs y DQO T, con respecto a la del influente, la mayor se presenta a ph 6.5 (62% para DQO T y 57.32% para DQOs); con el mayor aporte de los AGV a la DQOs del efluente, a ph 7.5 y 5.5 (88.32% y 86.68% respectivamente). Además de los ácidos acético y propiónico, a ph 6.0 y 5.5 se produjeron otras especies de AGV: butírico a ph 6.0 e isovalérico y butírico a ph 5; dichos ácidos aunque en pequeñas cantidades contribuyen apreciablemente a la DQO soluble obtenida al final del ciclo de operación del fermentador. El comportamiento de los AGV total durante el ciclo, medidos en mgdqo/l, fue de aumento a medida que transcurría el tiempo de reacción lo cual deja entrever que existe una influencia determinante de este parámetro en la producción de los ácidos grasos puesto que, aún, al final de este tiempo de reacción seguía aumentando la producción total de AGV. Por ende, no existe una influencia marcada del ph durante la fermentación anaerobia de aguas residuales en el ciclo del SBR, su efecto es evidente en la especiación de los AGV. Es el tiempo de reacción quien ejerce un efecto favorable de aumento a medida que este transcurre en la producción total de ácidos grasos volátiles durante un ciclo de operación del SBR. Palabras Clave: SBR, fermentación, ph, AGV. 1

2 INTRODUCCIÓN Los tratamientos biológicos de las aguas residuales conllevan la utilización de la biomasa nativa que se desarrolla dentro de ésta estimulando el crecimiento de aquella encargada de degradar el contaminante particular que nos interesa eliminar o reducir. Dentro de los tratamientos biológicos, los anaerobios presentan muchas ventajas sobre los procesos aerobios en el tratamiento de aguas residuales, especialmente aquellas que contienen contaminantes complejos: 1. No existe gasto energético debido a aireación. Solamente el trabajar con temperaturas controladas conlleva un gasto energético en los procesos anaerobios. 2. Se reducen los olores por ser un sistema cerrado, siempre y cuando sea un proceso bien controlado. 3. El coeficiente de producción de biomasa (Y) para los procesos anaerobios es mucho menor que para los sistemas aerobios. Esto significa que se produce menos biomasa por unidad de consumo de sustrato y en consecuencia se presentan ahorros considerables en los procesos de manejo y evacuación del exceso de lodo (purga). Esto significa también un menor requisito de nutrientes (nitrógeno y fósforo). Lo anterior implica aumentar el tiempo de retención hidráulico. El tratamiento anaerobio se utiliza tanto para las aguas residuales como para la digestión de lodos la cual es esencialmente un proceso de dos etapas: (1) Fermentación ácida; y (2) Fermentación metánica. En la etapa de fermentación ácida, los compuestos orgánicos complejos del agua residual (proteínas, grasas e hidratos de carbono) se hidrolizan en primer lugar para producir unidades moleculares menores, las cuales a su vez son sometidas a biooxidación convirtiéndose principalmente en ácidos orgánicos de cadena corta tales como: acético, propiónico y butírico (ácidos grasos volátiles, AGV). La optimización de la producción de AGV de cadena corta a través de la fermentación ácida de lodos primarios es un concepto relativamente nuevo en el tratamiento de aguas residuales, y se vuelve relevante en el mejoramiento de los procesos biológicos de remoción de nutrientes. La importancia de estos productos de fermentación, los AGV, en estos sistemas de remoción, es muy bien conocida e investigada por especialistas del área: Abu-ghararah y Randall, 1991; Arun et al., 1989; Comeau et al., 1987, Jones et al., 1987; Randall et al., 1995 (Randall et al., 1997). Actualmente los fermentadores de lodos primarios son rutinariamente incorporados a plantas de remoción biológica de nutrientes que tratan aguas residuales con bajo contenido de material orgánico y plantas que requieren concentraciones de fósforo en el efluente por debajo de 1.0 mg/l. Estas unidades han sido utilizadas en plantas de Norte América, Europa, Sur África, Australia y Nueva Zelanda. Sin embargo, la fermentación ácida de agua residual cruda se vuelve más relevante en comparación con la de lodos primarios. Danesh y Oleszkiewicz, 1995, reportan una producción de AGV de por ciento a partir de agua cruda mucho mayor que la reportada por trabajos realizados con lodos primarios (43-55 por ciento), por Rabinowitz y Oldham, 1985, Gupta et al., 1985, Elefsiniotis y Oldham, Para la optimización de la producción de AGV a partir de aguas residuales es necesario disponer de un sustrato biodegradable y poblaciones microbianas viables, además de considerar factores que afectan el proceso de fermentación principalmente la naturaleza del sustrato y las condiciones de operación del sistema en que se lleve a cabo la producción de dichos ácidos grasos, especialmente el ph (Breure y Van Andel, 1984; Breure et al., 1986). La mayor parte de información sobre la optimización de la fermentación ácida ha sido a partir de lodos primarios: Rabinowitz y Oldham, 1985; Daigger y Skalsky, 1993; Elefsiniotis y Oldham, 1994, utilizando reactores de tipo flujo pistón. En esta investigación se estudia la fermentación ácida de agua residual cruda, evaluando los efectos de cinco valores de ph en el proceso de producción de AGV durante un ciclo de operación de un reactor SBR trabajando como un fermentador anaerobio con biomasa suspendida, a partir de agua residual de tipo municipal. METODOLOGÍA Unidad Experimental Se utilizó un reactor, a escala piloto, con dimensiones de 2.20 m de profundidad, x 0.97 m de lado, con un volumen de operación de 1,566 litros. Dicho reactor se encuentra ubicado en la planta de tratamiento de aguas residuales de Ciudad Universitaria en México (UNAM). Características del SBR El equipo se acondiciono para operar como fermentador en modo discontinuo o batch (SBR), en régimen de flujo de mezcla completa con biomasa suspendida y bajo condiciones anaerobias. 2

3 La agitación se llevó a cabo por recirculación de la biomasa permitiendo condiciones de mezcla completa sin provocar la entrada de aire al reactor. Para mantener constante cada valor de ph, se utilizó como amortiguadores NaOH (hidróxido de sodio) y H 3 PO 4 (ácido fosfórico). El volumen de recambio fue de 1,206 litros por cada ciclo del día. Se controló la carga orgánica dentro del rango de kgdqo/kgsst. día. Ciclos de operación del SBR El reactor operaba en cuatro diferentes fases: alimentación, reacción, sedimentación y decantación, en cada ciclo de operación batch, presentando tres ciclos de operación por día con un TRH de ocho horas por cada ciclo distribuidos como se muestra en la tabla 1. TABLA 1: Ciclo de operación del SBR. Ciclos de operación por día 3 TRH 8 horas Tiempo de reacción 6 horas Tiempo de sedimentación 1 hora y 30 minutos Tiempo de llenado 15 minutos Tiempo de descarga 21 minutos Características del agua residual El agua residual era de tipo municipal, la cual fue enriquecida con dos complementos alimenticios (Maltodextrina y Proteína Vegetal Hidrolizada), adicionados en una proporción de 778 g de proteína vegetal hidrolizada y 434 g de maltodextrina por día, distribuidos en tres ciclos de ocho horas a razón de 1,206 litros por ciclo. Diseño de los experimentos Se sometieron a estudio cinco valores de ph, seleccionados previamente dentro del rango , estos fueron: 5.5, 6.0, 6.5, 7.0, 7.5. Las muestras para cada valor de ph evaluado, se tomaron cada media hora durante el segundo ciclo del día. Para garantizar únicamente la influencia del ph se decide bloquear el tiempo para obtener homogeneidad en las condiciones de prueba e incrementar la precisión estadística. En concordancia con las condiciones antes mencionadas se adopta el modelo de Bloques completos con Efectos fijos el cual obedece al siguiente modelo lineal que se muestra en la ecuación (1). Y ij = µ + γ i + β j + e ij (1) donde: Y ij : observaciones o resultados obtenidos (AGV). µ : media poblacional. γ i : efecto del tratamiento (ph). β j : efecto del bloque (tiempo). e ij : error aleatorio habitual. Una vez establecido el diseño experimental se define como:. Factor: variable de control, ph. Número de tratamientos del factor: 5 Número de observaciones para cada tratamiento: se obtuvieron el mismo número de datos por cada valor de ph. Variable respuesta principal (Y ij ) : concentración de AGV medida como mgdqo/l 3

4 RESULTADOS Arranque del reactor piloto Se monitorearon durante toda la experimentación los sólidos suspendidos totales (SST) en el reactor para garantizar una carga orgánica (CO) dentro del rango de kgdqo/kgsst. día. Para minimizar el tiempo de estabilización del SBR, en cuanto al establecimiento de la población microbiana nativa, se inóculo con biomasa proveniente de un fermentador anaerobio lo cual permitió alcanzar en poco tiempo la CO bajo la cual operó el reactor. Después de inocular, la CO inicial fue de 2.24 con 410 mg/l de SST en el reactor (figura 1). Al siguiente día de haber inoculado, se observa un aumento del 78% de sólidos con respecto al primer día de operación del reactor, lo cual es un indicativo de la rapidez de crecimiento de la biomasa; lo anterior es lógico dado que el ambiente (temperatura, ph, nutrientes y características del agua residual) del cual proviene la población microbiana es el mismo. Por los datos anteriores, es de esperarse una rapidez de consumo del material orgánico disponible y un descenso acelerado de la CO lo cual se comprueba al alcanzarse un valor dentro del rango establecido a los cuatro días de operación del SBR, logrando estabilizar el reactor a los 16 días después de haberse inoculado iniciando a partir de aquí las purgas al sistema para controlar la CO dentro del rango de kgdqo/kgsst. día como se observa en la figura 1. Carga orgánica (kg DQO/kg SST*d) Carga orgánica Sólidos suspendidos totales en el reactor Tiempo (días) Sólidos suspendidos totales en el reactor (mg/l) Figura 1. Comportamiento de la carga orgánica y los sólidos suspendidos totales en el reactor durante la estabilización del fermentador. Especiación de ácidos grasos volátiles (AGV) El comportamiento de cada ph en cuanto a la producción y especiación de los AGV se muestra en la figura 2. Se puede observar que los ácidos predominantes en todos los valores de ph son el acético y el propiónico. La mayor producción de estos ácidos, acético y propiónico, se presentó a ph 7.0 seguido de 7.5 (88.74 de acético y mgdqo/l de propiónico respectivamente). El butírico aparece a ph 5.5 y 6.0. En cuanto al isovalérico solo a ph 5.5. La tendencia en la figura 2, en cuanto a la producción de acético es de disminución en el rango ácido ( ), y a partir de ph siete de disminución a medida que tiende a valores básicos. A diferencia del propiónico que aumenta a 4

5 medida que se acerca a ph básicos a partir del valor de 6.0, donde junto con el ph 6.5 permanece casi constantes su producción a estos dos valores de ph AGV (mgdqo/l) ph acético Propiónico Butírico Isovalérico Figura 2. Especiación de ácidos grasos volátiles al final del ciclo del SBR (después de la sedimentación). Producción total de AGV por cada ph. La producción total de AGV cada media hora se muestra en la figura 3, medidos como mgdqo/l. Se observa que el comportamiento a todos los ph, a excepción del ph 6.5, es de aumento presentando al final del tiempo de reacción valores de producción por encima de 100 mgdqo/l obteniéndose la mayor producción a ph 6.0 ( mgdqo/l); lo que indica la influencia del tiempo en el metabolismo de la biomasa pues a ph 7.5 a las seis horas de reacción todavía continua aumentando la producción, lo mismo sucede a ph 7.0 y 6.0. En cuanto a los valores de 5.5 y 6.5, el tiempo de reacción donde se presenta la mayor producción es más claro pues a las seis horas disminuye la producción de AGV. En la descarga, después de la sedimentación, para todos los ph excepto 6.5, se presenta una ligera disminución producto de la altura a la cual se inicia la descarga, con respecto a la cama de lodos, pues parte del agua queda en el fondo y no hay mezclado. Con respecto a la producción total promedio de AGV medidos como mgdqo/l, se presenta la mayor a ph 6.0 ( mgdqo/l) seguido de 5.5 ( mgdqo/l). Para el resto la producción fue similar (tabla 2). Lo anterior es lógico, puesto que a estos valores de ph aparecen, además de los ácidos acético y propiónico, el butírico e isovalérico que, aunque en poca cantidad contribuyen a la producción total de ácidos grasos volátiles. AGV (mgdqo/l) ph=5.5 ph=6.0 ph=6.5 ph=7.0 ph=7.5 0:00 0:30 1:00 1:30 2:00 2:30 3:00 3:30 4:00 4:30 5:00 5:30 6:00 7:30 Tiempo (Horas) 5

6 Figura 3. Comportamiento de los AGV en cada ph TABLA 2: Producción total promedio de AGV durante el tiempo de reacción. ph Producción Total promedio (mgdqo/l) Remoción de DQO total y soluble. El comportamiento de la remoción de DQO total (DQO T ) medido en por ciento, presentado en la figura 4, es lógico si lo comparamos con la producción de AGV pues estos ácidos contribuyen a la DQO soluble (DQOs) del efluente (tabla 3), lo que hace que este porcentaje disminuya a medida que se incrementa la producción de AGV. A ph 6.5 donde se presenta el mayor porcentaje de remoción de DQO T y DQOs, 62 y por ciento respectivamente (figura 4), es precisamente donde la producción total de AGV al final del ciclo fue la menor con respecto a los demás ph (figura 5). Esto explica precisamente que en la tabla 3 el menor aporte por parte de los ácidos a la DQOs del efluente se presente a este valor (55.01 por ciento). A pesar de ello, la DQOs representa el 92 por ciento de la DQO T (tabla 3), lo cual sugiere que hubo una mayor hidrólisis y solubilización del material suspendido, lo que se comprueba con el por ciento de remoción de los SST que fue del (tabla 4) por otro lado a este valor de ph junto con 7.0 se tiene el mayor por ciento de biomasa viable según tabla 4 por lo que se esperaría una mayor producción de AGV. Lo anterior indica que, aunque había un mayor número de individuos activos, había poca diversidad microbiana encargada de la degradación del material orgánico especifico para la producción de cada tipo de AGV. Por ende, a pesar de una buena hidrólisis de los SST, no todo fue metabolizado hasta AGV saliendo este en el efluente como DQOs. En cuanto al ph 7.0 donde también la DQOs representa el 92 por ciento de la DQO T del efluente (tabla 3), la producción de AGV sin embargo, fue mayor que a ph 6.5 representando el por ciento de la DQOs del efluente. Es precisamente a este valor de ph que se presenta el mayor por ciento de biomasa activa (7.2 por ciento), a lo cual se debe precisamente, el menor porcentaje de remoción de la DQOs y el aumento de la DQO T al final del ciclo por el aporte de los ácidos grasos a la DQOs del efluente. A ph 7.5, donde se presenta el mayor valor de DQO T del efluente (figura 6), junto con los ph 7.0 y 5.5, siendo el 64 por ciento de ésta DQOs (tabla 3), esto es lógico por la producción de AGV que representa el por ciento de la DQOs del efluente (tabla 3). Entonces, dado este aporte de ácidos grasos a la DQOs del efluente, los cuales contribuyen a su vez a la DQO T, es claro que aquí se presente el mayor valor de DQO T al final del ciclo (figura 6), y el menor por ciento de remoción de la DQOs. Algo similar sucedió a ph 5.5 donde el por ciento de remoción de DQO T es mucho menor que el de la soluble (figura 4) aportando ésta úlima el 59 por ciento a la DQO T del efluente, siendo el por ciento de la DQOs del efluente, AGV. Lo anterior conlleva a afirmar que la producción de ácidos grasos volátiles fue fundamentalmente a partir de la DQOs del influente habiendo poca hidrólisis y solubilización de SST debido al por ciento de remoción de la DQO T que fue del 5.73 por ciento. Remoción (%) DQOT DQOs ph TABLA 3: Aporte de AGV a la DQO soluble del efluente y de ésta a la DQO total. ph 5.5 DQOs/DQO 64 T [%] Aporte de AGV a DQOse [%]

7 A GV (mgd QO/l) ph Figura 4. Remoción de la DQO T y DQOs con respecto al influente. TABLA 4: Aporte de AGV a la DQO soluble del efluente y de ésta a la DQO total. ph 5.5 Biomasa 5.28 viable [%] Remoción 0.00 SST [%] Figura 5. AGV al final del ciclo del reactor DQO (mg/l) DQOT DQOs ph Figura 6. DQO T y DQOs al final del ciclo del SBR (7:30 horas). CONCLUSIONES 1) La estabilización de la carga orgánica (CO) en el fermentador se alcanza 16 días después de haber arrancado el reactor al inocular éste con biomasa facultativa proveniente de un fermentador anaerobio que operaba bajo las mismas condiciones (ph, temperatura y nutrientes) que el equipo utilizado en el presente estudio. 2) Los ácidos que prevalecen en todos los valores de ph son el acético y propiónico, presentándose la mayor producción de acético a ph 7.0 (88.74 mgdqo/l) y a ph 7.5 la mayor producción de propiónico (82.39 mgdqo/l); siendo un indicativo de la fermentación de carbohidratos y proteínas así como también de oxidación anaerobia de lípidos. 3) No existe diferencia significativa en cuanto a la cantidad total producida de AGV para el rango de ph de y , siendo el tiempo de reacción el parámetro que define la cantidad total de ácidos producidos para cada valor de ph. 4) Por el comportamiento observado y las pruebas estadísticas realizadas en cuanto a la producción de AGV, no existe una influencia determinante del ph sino del tiempo de reacción. El aumento en la producción de AGV se da a medida que transcurre el tiempo de reacción siendo a ph 6.0 donde dicha tendencia se presenta más acentuada de acuerdo a la prueba de Duncan. 7

8 5) La mayor remoción de DQO total y DQO soluble se presenta a ph 6.5 con valores de 62 y por ciento respectivamente con respecto al influente, con el mayor aporte a la DQOs del efluente por parte de los AGV a ph 7.5 y 5.5 (88.32 y por ciento, respectivamente). 6) La influencia del ph es evidente en el porcentaje de remoción de DQO total, DQO soluble, sólidos suspendidos totales y en la especiación de AGV. REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS Breure A. M., Beeftink H. H., Verkuijlen J. & Van Andel J. G. Acidogenic fermentation of protein/carbohydrate mixtures by bacterial populations adapted to one of the substrates in anaerobic chemostat cultures. Appl. Microbiol. Biotechnology. 23, pp , Breure A. M. and Van Andel J. G. Hydrolysis and acidogenic fermentation of a protein gelatin in an anaerobic continuous culture. Appl. Microbiol. Biotechnology. 20 (1), pp , Daigger G. T. and Skalsky D. S. Fermentation of primary sludge for Volatile acid production. Proc. of the Joint CSCE-ASCE Nat. Conf. on Environmental Engineering, July 12-14, Montreal, QC, pp , Danesh S., Oleszkiewicz J. A. Volatile Fatty Acids Production using Prefermentation of Raw Wastewater. Proc. Nat. Conf. Innovative Technology site, Rem. Hazard waste Mange., ASCE, pp , Elefsiniotis P. & Oldham W. K. Influence of ph on the Acid-Phase Anaerobic Digestion of Primary Sludge. Journal of Chem. Tech. & Biotech., 60, vol. 1, pp , Gupta A. K., Oldham W. K. and Coleman P. F. The effects of temperature, ph and retention time on volatile acid production from primary sludge. Proc. of the International Conf. on New Directions and Research in the Waste Treatment and Residual Management, Vancouver, B. C., pp , June, Rabinowitz B. and Oldham W. K. The Use of Primary Sludge Fermentation in the Enhanced Biological Phosphorus Removal Processes. Proceedings of the International Conference on New Directions and Research in Waste Treatment and Residuals Management, Vancouver, B.C., June, Randall A. A., Benefield L. D. and Hill W. E. Induction of Phosphorus Removal in an Enhanced Biological Phosphorus Removal Bacterial Population. Water Research, vol. 31, No. 11, pp ,