6. remociÓn de nitrÓgeno y fÓsforo dr....
TRANSCRIPT
209
6. REMOCIÓN DE NITRÓGENO Y FÓSFORO Dr. Marco Antonio Garzón Zuñiga
Objetivo particular:
Al término del tema el participante conocerá los mecanismos biológicos de remoción de fósforo y nitrógeno, así como la operación de los sistemas de tratamiento correspondientes.
6.1 Eliminación biológica de fósforo (ebf) Actualmente, es bien conocido que se necesita una secuencia de fases anaerobia/aerobia para que el proceso se lleve a cabo, ya que los microorganismos involucrados emplean un mecanismo metabólico alterno que se activa bajo estas condiciones. 6.1.1 Aspectos metabólicos En general el contenido típico de fósforo en los microorganismos presentes en un sistema de tratamiento convencional de aguas resuiduales (AR) fluctúa entre 1.5 y 2% del peso seco. Sin embargo, el grupo de bacterias capaces de eliminar fósforo de las AR, conocido como "acumuladoras de fosfato" (BAF), se caracteriza por almacenar altas concentraciones de fósforo en forma de gránulos de polifosfatos (poli-P) y su contenido fluctúa entre 3 y 6% del peso seco de la biomasa (Sedlack, 1991). Se trata de microorganismos aerobios que obtienen su energía (ATP) a través de la vía metabólica del ciclo de los ácidos tricarboxílicos y cadena respiratoria, empleando oxígeno como aceptor de electrones (Figura 6.1). Sin embargo, cuando estos organismos son sometidos a una secuencia de condiciones anaerobias / aerobias, activan un mecanismo metabólico de sobrevivencia para competir con otros grupos de bacterias facultativas por la materia orgánica (MO) bajo condiciones anaerobias. Las bases para explicar dicho mecanismo fueron propuestas por Nicholls y Osborn (1979). Recientemente Varios modelos han sido desarrollados, pero según un estudio crítico hecho por Doria-Serrano et al.,(1992), son dos los que parecen estar mejor apoyados por datos experimentales: Comeau-Wentzel (1986) y Mino (1987) modificado por Wentzel (1991). El mecanismo de EBF consiste en consumir material carbonoso de fácil asimilación, principalmente ácidos grasos volátiles (AGV) de cadena corta (p.e. acetato) para transformarlo y almacenarlo durante dicha fase anaerobia como poli-ß-hidroxibutirato (PHB) (Figura 6.2). Durante la transformación y almacenamiento de MO, las BAF necesitan energía que obtienen a partir de la hidrólisis de poli-P. Durante este proceso se genera y liberara al medio ortofosfatos (representado como Pi en la Figura 6.2). Ambos modelos anteriormente mencionados, concuerdan en las reacciones involucradas en la síntesis de PHB y en la importancia del poli-P en el proceso. La diferencia entre un modelo y otro es el origen del NADH necesario para la reducción del acetoacetil CoA (Figura 6.2).
210
Figura 6.1 Metabolismo aerobio de respiración de las BAF en condiciones
normales de aerobiosis (tomado de Lenhinger, A. 1975)
Figura 6.2 Modelos metabólicos para el proceso de EBF. A) Comeau-Wentzel (1986)
y B) Mino (1987) (tomados de Matsuo et al., 1992)
211
Posteriormente, cuando estas mismas BAF se someten a condiciones ambientales propicias, es decir, en presencia de O2 , entonces, la MO que almacenaron en forma de PHB es retransformada a acetil CoA (Figura 6.3), mismo que es reincorporado al ciclo de los ácidos tricarboxílicos y cadena respiratoria para su degradación . A través de esta vía, se produce la energía necesaria para reactivar todo el metabolismo celular, incluyendo el crecimiento. Es entonces, cuando ocurre la verdadera separación del fósforo del AR, ya que las BAF consumen el fósforo presente en el AR en una proporción mayor a la concentración excretada durante la fase anaerobia, para emplearlo tanto en la generación de ATP, como para recargar las reservas energéticas en forma de poli-P; como una estrategia de sobrevivencia ante la posibilidad del establecimiento de otro periodo anaerobio. La eliminación del fósforo del sistema se hace a través de la extracción de los lodos de exceso.
Figura 6.3 Síntesis y degradación de PHB a partir de acetato y reincorporación a la vía de degradación de MO de las BAF (tomado de Sedlak, 1991)
212
El esquema de la figura 6.4 muestra de una forma simplificada el consumo y transformación de MO en PHB y la consecuente excreción de fosfatos en condiciones anaerobias y; la posterior degradación de PHB, la producción de energía en forma de ATP y poli-P y el consumo de ortofosfatos.
Matriz
Bacteria
Poli-P
Anaerobiosis Aerobiosis
MO
PHB Poli-P
energía
OD
OD PHB
energía
PO4-
PO4-CO2+ H2O
Figura 6.4 Esquema que representa el funcionamiento de la vía metabólica alterna que encienden las BAF bajo condiciones de estrés (tomado y modificado de Stephenson et al.,
1985). Si se representa gráficamente el mecanismo de EBF con base en la concentración de los nutrimentos involucrados, se observa que:
Figura 6.5 Comportamiento típico de los nutrimentos dentro de un SBR
durante la EBF. (tomada de Sedlak, 1991).
213
• Durante la fase anaerobia la concentración de MO (medida como DQO o DBO5) tiende a disminuir hasta valores muy cercanos a cero. Mientras que la concentración de fósforo (como P-PO4-) aumenta en más del 100% (Figura 6.5 fase anaerobia).
• Durante la fase aerobia, la MO que aún queda es degradada. En esta fase se metaboliza la MO previamente almacenada y al mismo tiempo la concentración de fósforo tiende a disminuir hasta ser eliminado del medio (Figura 6.5, fase aerobia).
6.1.2 Microbiología Se han realizado varios estudios sobre la microbiología del proceso para conocer cual o cuales son los organismos denominados "acumuladores de fosfato". Al respecto, Doria-Serrano et al. (1992), presentan una breve recopilación de la información existente y mencionan que una parte de los investigadores dedicados al estudio de este proceso; entre los que destacan Wentzel et al. (1986), quienes consideran a las bacterias del género Acinetobacter como responsables de la EBF. Sin embargo, se sabe que la cantidad de acetato (sustrato empleado por Acinetobacter) es pequeña en el influente de una planta de tratamiento puesto que la MO está constituida frecuentemente por moléculas más complejas. Al respecto, Doria-Serrano et al. (1992), mencionan que algunos autores consideran que la MO es primero transformada por microorganismos fermentativos en ácidos grasos de bajo peso molecular, entre los cuales se encuentra el acetato y posteriormente éstos son asimilados por las BAF. Actualmente, en muchos microorganismos, además de Acinetobacter, se ha encontrado la capacidad de almacenar y eliminar fósforo; entre los cuales se encuentran Pseudomonas vesicularis, Klebsiella pneumoniae, Micrococcus, Aeromonas hydrophila, Arthrobacter globiformis, Moraxella sp. y Enterobacter sp. . Algunas de estas bacterias son estrictamente aerobias y otras fermentativas; algunas utilizan acetato como fuente de carbono, pero la mayoría también puede metabolizar glucosa y otras moléculas orgánicas (Doria-Serrano et al., 1992). 6.1.3 Factores que afectan la EBF 6.1.3.1 Oxígeno disuelto y óxidos de nitrógeno El consumo y almacenamiento de MO solamente puede ocurrir en condiciones anaerobias ya que en presencia de óxidos de nitrógeno (condiciones anóxicas1), estos sustratos pueden ser usados como aceptores de electrones en ausencia de oxígeno disuelto (Ecklenfelder Jr. , 1985).
1 Un medio anóxico es aquel en el que no se detecta OD, pero existen óxidos de nitrógeno. Esta clasificación fue establecida por acuerdo del grupo de trabajo sobre eliminación de nutrimentos (Removal nutrients) de la International Association on Water Pollution Research and Control durante un seminario llevado a cabo en Pretoria, República de Sudáfrica, los días 5 y 6 de abril de 1982.
214
Por otra parte, Kerrn-Jespersen y Henze (1993), mencionan que diversos autores reportan como posible la captura de fósforo tanto en condiciones aerobias como anóxicas ya que, como se ha mencionado antes, el nitrato puede ser empleado como aceptor de electrones. Al respecto, estos mismos autores encontraron que el consumo de fósforo es más rápido en condiciones aerobias que en condiciones anóxicas. Este hecho también ha sido observado por Comeau et al., (1987) quienes explican que la producción de energía que resulta de la degradación del PHB ó PHV es menor en condiciones anóxicas que en condiciones aerobias. Sin embargo, Kerrn-Jespersen y Henze (1993) observaron que bajo condiciones aerobias todas las BAF capturan fósforo del medio, mientras que en condiciones anóxicas sólo una parte de las BAF asimilan fósforo. Recientemente, Wanner et al. (1992) y Bortone et al. (1994), han diseñado y probado de manera exitosa dos diferentes procesos de eliminación de materia orgánica y nutrimentos empleando una fase anóxica en vez de una aerobia para llevar a cabo el consumo de ortofosfatos y desnitrificación. 6.1.3.2 Temperatura Randall et al (1992) hacen una recopilación de la información que diferentes investigadores reportan sobre la temperatura óptima del proceso y encontraron que los valores son muy diferentes. Sin embargo, la gran variedad de especies capaces de acumular fósforo, incluye microorganismos psicrófilos, mesófilos e incluso termófilos. Por lo tanto la temperatura óptima dependerá del grupo dominante dentro del sistema. Lo cual, a su vez, depende del tipo de cultivo inicial y de las condiciones de operación. En cuanto al proceso de EBF en sistemas de biopelícula, González-Martínez y Wilderer (1991) reportan que los cambios de temperatura entre 15 y 25ºC afectan las tasas de consumo y excreción de fósforo, pero no hay un efecto significativo sobre la eficiencia de eliminación general del proceso. 6.1.3.3 pH Tracy y Flammino (1985) encontraron que el consumo de ortofosfatos es óptimo en el intervalo de pH entre 6.6 y 7.4 . A valores menores el crecimiento de los microorganismos disminuye y a valores mayores a 8.0 se sabe que el fósforo precipita en presencia de carbonatos y/ó bicarbonatos, como fosfato de calcio. Afortunadamente, la mayoría de las AR municipales presentan valores de pH dentro de este intervalo. La acidez en AR de tipo industrial puede representar un problema para la EBF.
215
6.2 Eliminación biológica de nitrógeno por procesos diferentes al de nitrificación y desnitrificación convencional.
6.2.1 Revisión del ciclo del nitrógeno
La figura 6.1 presenta un esquema del ciclo biológico del nitrógeno que incluye los cinco procesos principales: la asimilación, la mineralización (amonificación), la nitrificación, la desnitrificación y la fijación
Figura 6.1 Ciclo biológico del nitrógeno (esquema adaptado de Ralph, 1974).
6.2.1.1 La asimilación
La asimilación es el proceso de utilización de las formas inorgánicas del nitrógeno para el crecimiento de microorganismos. La principal forma asimilable del nitrógeno es el NH4+ , pero ciertos microorganismos son capaces de asimilar los iones de oxido de nitrógeno (N-NO3-). (Ralph, 1974; Knowles, 1982).
Mineralización
Nitrógeno molecular (N2)
Materia orgánica en el agua y el suelo
Microorganismos Animales
Nitratos (NO3
-) Ion amonio
(NH4+)
Amonificación
Asimilación
Dsnitrificación asimilatoria
Nitrificación
Asimilación
Desnitrificación Fijación
216
6.2.1.2 La mineralización
La mineralización se refiere a la generación de formas inorgánicas del nitrógeno a partir de la degradación de compuestos orgánicos tales como urea, proteinas, aminoácidos, etc. Las formas inorgánicas así generadas pueden subsecuentemente ser asimiladas.
Cuando el producto final de la mineralización es el ion NH4+, el proceso es conocido como amonificación (Ralph, 1974; Knowles, 1982).
6.2.1.3 La fijación
La fijación implica la transformación del nitrógeno molecular (N2) del aire en NH4+ , para su asimilación e incorporación (fijación) a la biomasa. Este proceso esta limitado a un pequeño grupo de microorganismos:
1) Las bacterias fijadoras de nitrógeno, entre las cuales los géneros más importantes son Azotobacter y Clostridium
2) Las algas verde azules o cyanobacterias cuyos géneros principales son Annabaena et Nostoc
3) Las bacterias simbióticas del género Rhizobium que viven en simbiosis con las plantas, como por ejemplo las leguminosas.
6.2.1.4 La nitrificación
La nitrificación es el proceso biológico de utilización y transformación de NH4+ en NO3- por la acción de microorganismos aeróbios que utilizan el oxígeno disuelto en el agua para oxidar el ion amonio. La nitrificación se lleva a cabo en dos etapas. En primer lugar las bacterias nitrosas (del genero Nitrosomonas) utilizan y transforman el ion amonio (NH4+) en nitritos (fenómeno conocido como nitritación).
Posteriormente, las bacterias nitricas utilizan y transforman los nitritos en nitratos (fenómeno conocido como nitratación) (ecuación 1). Tradicionalmente se ha aprendido que la nitratación es catalizada por microorganismos del genero Nitrobacter. Sin embargo, muy recientemente, algunos autores (por ejemplo Wagner et al, 1996; Burrell et al., 1998) han reportado que en varios sistemas de tratamiento de aguas residuales la nitratación sería efectuada por el genero Nitrospira y no por Nitrobacter.
NH4+ Bacterias nitrosas Bacterias nitricas (ecuación. 1)
NO2- NO-3
La nitrificación es efectuada principalmente por bacterias autótrofas que utilizan como fuente de energía iones inorgánicos (organismos quimiolitotrofos), pero también existe un
217
grupo de bacterias nitrificantes heterótrofas que pertenecen a los géneros Pseudomonas, Bacillus, Nocardia et Streptomyces (Knowles, 1982). Sin importar si son bacterias autótrofas o heterótrofas, todas ellas tienen un metabolismo aérobio estricto. En general su requerimiento en oxígeno a sido calculado en 4,57 mg de O2 por mg de NH4+ oxidado y transformado en NOx (Henze, 1995).
6.2.1.5 La desnitrificación
La desnitrificación es el proceso de reducción no alsimilatoria de las formas oxidadas de nitrógeno (NO2- y NO3-) en nitrógeno molecular (ecuación 2).
NO3- → NO2- → (NO) → N2O → N2 (ecuación 2)
Este proceso es llevado a cabo por bacterias aeróbias facultativas que utilizan el oxígeno molecular como aceptor final de electrones. Estos microorganismos cuando se encuentran en ausencia de O2 y en presencia de nitratos o de nitritos (medio anóxico), son capaces de cambiar su metabolismo y de utilizar los óxidos de nitrógeno como aceptores de electrones (Ralph, 1974; Knowles, 1982).
La desnitrificación puede ser llevada a cabo por un grupo de bacterias muy diverso, pero en general se trata de microorganismos heterótrofos y menos frecuentemente de organismos autótrofos (como por ejemplo Thiobacillus denitrificans y Mocrococus denitrificans), entre los cuales la cinética de desnitrificación es más lenta (Knowles, 1982). Luego entonces por lo general es necesaria una fuente de carbono facilmente asimilable en condiciones anóxicas para llevar a cabo una desnitrificación heterótrofa.
De los cinco procesos descritos, la nitrificación y la desnitrificación son considerados como la vía principal de eliminación de nitrógeno en suelos y en los sistemas de tratamiento de aguas residuales. No obstante, el nitrógeno puede seguir otras vías de transformación frecuentemente consideradas como negligibles, pero que bajo condiciones medioambientales particulares pueden convertirse en una vía importante, sino en la vía más importante, de eliminación de nitrógeno de ciertos procesos de tratamiento (Garzón-Zúñiga, 2001).
6.2.2 Transformaciones del nitrógeno por procesos diferentes al de nitrificación y desnitrificación convencional
6.2.2.1 Revisión de los estudios efectuados en suelos y en plantas de tratamiento de aguas residuales
Las transformaciones fisico-químicas y biológicas del nitrógeno (N) han sido más estudiadas en suelos que en los procesos de tratamiento de aguas residuales. En los años 60, como consecuencia del crecimiento de la población mundial, se hicieron grandes esfuerzos para conservar la fertilidad (productividad) de los suelos de cultivo y forestales para evitar la erosión. A partir de los estudios realizados se observó que dicho problema
218
estaba relacionado con la perdida de nitrógeno del suelo. A partir de entonces, los estudios sobre las transformaciones de dicho elemento comenzaron a desarrollarse rápidamente. La nitrificación y la desnitrificación convencionales fueron identificadas como la principal causa de eliminación del nitrógeno.
Más tarde, en los años 70 , se probó que en los suelos, una fracción del nitrógeno es eliminada hacia la atmósfera vía una serie de reacciones biológicas diferentes de la desnitrificación convencional (Nelson y Bremner, 1970; Yoshida y Alexander, 1970 Nelson, 1982). Este fenómeno fue observado mejor en los suelos fertilizados (Bremner y Blackmer, 1978). Las investigaciones que fueron llevadas a cabo a partir de dichas observaciones demuestran que existe un grupo de microorganismos nitrificantes que transforman los NOx en N2O y posteriormente hasta N2 (Bremner y Blackmer, 1978 ; Smith y Zimmerman, 1981).
La misma observación fue hecha 20 años más tarde en los sistemas de tratamiento de aguas residuales. El estudio de las transformaciones del nitrógeno en estos sistemas de depuración es más reciente que los estudios realizados en suelos. La eliminación del nitrógeno y del fósforo de las aguas residuales es considerado como un tratamiento terciario de pulimento, el cual comenzó a desarrollarse a partir de los años 80.
La eliminación del nitrógeno de las aguas residuales se hace utilizando una nitrificación autótrofa seguida de una desnitrificación heterótrofa anóxica. Procesos que son llevados a cabo convencionalmente en dos reactores separados (aerobio/anóxico) o bien en un solo reactor operado por etapas secuenciales aerobia/anóxica las cuales son controladas por la aireación del sistema. A partir de la implantación y operación de dichos sistemas convencionales, ciertos procesos de transformación y de eliminación, no convencionales, del nitrógeno fueron observados en el transcurso de los años 90.
La observación principal que condujo al descubrimiento de dichos procesos es el hecho de que: una fracción del nitrógeno se pierde bajo condiciones aerobias durante la etapa de nitrificación. Los procesos descubiertos incluyen la nitrificación y desnitrificación simultanea (NDS), la desnitrificación por microorganismos nitrificantes (autótrofos y heterótrofos) y el fenómeno de co-respiración de NOx y de oxígeno disuelto que se presenta entre las bacterias desnitrificantes.
A. Nitrificación y desnitrificación simultánea
De todos los procesos no convencionales de transformación del nitrógeno en forma gaseosa, aquel que es cada vez más conocido y estudiado corresponde a la nitrificación y desnitrificación simultánea (NDS). En este proceso las condiciones aerobias y de anoxia para activar el metabolismo de nitrificación y de desnitrificación (respectivamente), están dadas no por rectores diferentes, ni por una aireación secuencial dentro del mismo reactor, sino más bien, por la formación de microzonas anóxicas en el interior de los consorcios bacterianos presentes en un reactor en aireación. En dichas microzonas, el oxígeno no es capaz de penetrar pero los NOx generados por las bacterias nitrificantes si lo son (Masuda et al., 1991).
219
anaerobic aerobic
"effective layer"
organic matter
NH4+
O2
NO3-NO2-
N2
Biofilmsuportmaterial
Wastewater
BIOFILM
NO2-
NO3-
Desnitrifiers
H2O + N2
N2
O2+
=
La nitrificación y desnitrificación simultánea puede presentarse en sistemas con biomasa fija (Masuda et al., 1991 ; Santos et al., 1993 ; Garzón-Zúñiga y González-Martínez, 1996 ; Muller, 1998 ; Menoud et al. 1999), y también en sistemas con biomasa suspendida, al interior de los floculos biológicos (Hansen, 1997 ; Beline et al., 1998 ; Leslie Grady et al., 1999).
De acuerdo con Garzón-Zúñiga y González-Martínez (1996), los nitratos producidos por las bacterias nitrificantes en las capas más superficiales de la biopelícula pueden penetrar hacia las capas más profundas, en donde la concentración en oxígeno es muy pequeña (o no hay oxígeno disuelto) ya que este es consumido en las capas más superficiales. En estos microambientes sin oxígeno molecular, las bacterias desnitrificantes utilizan los nitritos y nitratos como aceptores de electrones y los transforman en nitrógeno molecular (N2) (Figura 5.2) el cual escapa del sistema con el efluente gaseoso.
Hansen (1997), reporta un comportamiento similar para los fóculos de lodos activados en una planta de tratamiento que es poco aireada y contiene concentraciones muy bajas de oxígeno disuelto. En este caso, coexisten en el interior de los flóculos una zona aerobia (exterior) para la nitrificación y una zona anaerobia (más bien anóxica) que se encuentra en el interior del flóculo en donde ocurre la desnitrificación. Este systema de tratamiento es llamado por el autor : “The SymBio process”.
Figura 6.2 Esquema teórico de la nitrificación y desnitrificación simultanea en una biopelícula aireada (tomado de Garzón-Zúñiga y González-Martínez ,1996) .
Por otra parte, Helmer y Kunst (1998), reportan que ninguna evidencia tangible de la presencia de NDS ha sido publicada hasta la fecha. Al respecto es necesario decir que en efecto, la presencia de de este proceso es reportada frecuentemente basándose únicamente en la observación de una perdida de NOx en condiciones aerobias, es decir en la imposibilidad de cerrar el balance de masa del nitrógeno. La existencia de un proceso de NDS es difícil de demostrar debido a: a) la dificultad para medir las emisiones gaseosas (N2O y N2), b) la complejidad para medir los procesos fisico-químicos al interior de los consorcios bacterianos, c) el gran trabajo que implica la identificación de los microorganismos participantes y d) en el caso de biopelícula, la dificultad para manipulara
220
(por ejemplo, desadherirla del material de soporte). A pesar de estas dificultades, algunos autores han probado la existencia de un proceso de NDS tal es el caso de Masuda et al (1991) quienes midieron la producción de N2 en un sistema de biodiscos, y de Garrido et al. (1997), quienes midieron la producción de N2O en un sistema de lecho fluidificado aerobio, luego de la adición de una fuente de carbono.
B. Desnitrificación autótrofa aerobia por microorganismos nitrificantes
Algunos autores (Yoshida y Alexander, 1970 ; Ritchie y Nicholas, 1972 ; Goreau et al., 1980 ; Lipschultz et al., 1981 ; Robertson, 1988) han observado que entre varios microorganismos nitrificantes (u oxidadores de amonio), que han sido aislados del suelo, existe la capacidad de desnitrificar sin necesidad de degradar materia orgánica (es decir que son microorganismos autótrofos) cuando se encuentran bajo condiciones limitantes de oxígeno (aproximadamente a 1.0 mg O2/L). Se trata de bactérias autótrofas nitrificantes facultativas. Entre las cuales se encuentran Nitrosomonas europeae y Nitrosomonas eutropha, habiendo sido probado que ambas transforman los nitritos (NO2-) en nitratos (NO3-) en presencia de una alta concentración de oxígeno disuelto (OD) (nitratación).
Pero sin embargo, bajo condiciones limitantes de oxígeno (1.0 mg/L), estos microorganismos utilizan el ion amonio (NH4+) como fuente de energía (donador de electrones) y los nitritos NO2- (generados luego de la nitrificación) como aceptores de electrones, los cuales son reducidos a formas gaseosas del nitrógeno, como el N2 (Bock et al., 1995) y el N2O (Ritchie y Nicholas, 1972; Poth y Focht, 1985; Robertson, 1988) (ver ecuación 3).
NH4+ + NO2- N2 + 2H2O (ecuación 3)
Recientemente, Helmer et al. (1999), reportaron que en un sistema de biodiscos que trata (nitrifica) los lixiviados de un depósito sanitario, se presenta además de una nitrificación completa de la alta carga nitrogenada (300 mg N-NH4+/L), una perdida de aproximadamente el 60% del nitrógeno (soluble), el cual es transformado por la acción de microorganismos nitrificantes en N2 sin consumo de DQO y bajo condiciones aerobias de aproximadamente 1.0 mg OD/L . Dichos autores han reportado también que cuando la concentración de oxígeno aumenta la formación de N2 se detiene y por el contrario la concentración de nitratos (NO3-) aumenta en el efluente.
C. Desnitrificación autótrofa aerobia por microorganismos nitrificantes heterótrofos
Algunos microorganismos oxidan el ion amonio (NH4+) en nitritos (NO2-) solamente en presencia de una fuente de carbono diferente al CO2 (heterótrofos) y posteriormente, bajo condiciones aerobias con alta concentración de oxígeno (5 a 7 mg OD/L) reducen los NO2- en N2O sin consumo de DQO. La bacteria de este tipo que ha sido más estudiada es Thiosphaera pantotropha (Castignetti y Hollocher, 1984; Robertson, 1988, Robertson et al.,1995; Arts et al., 1995). Este comportamiento también ha sido observado para Alcaligenes feacalis (Papen et al., 1989).
221
El aprovechamiento de la vía metabólica de estos microorganismos en los sistemas de tratamiento ha sido reportada por Kshirsagar et al. (1995), quienes adaptaron una población de Thiosphaera pantotropha a un sistema de lodos activados utilizado para el tratamiento de un efluente con alta carga nitrogenada. El sistema mostró una eliminación de aproximadamente 80% del N-NOx por desnitrificación aerobia realizada por este microorganismo nitrificante.
D. Desnitrificación aerobia por co-respiración de O2 y de NOx
El cuarto proceso no convencional de biotransformación y eliminación del nitrógeno (que aquí describimos) es llevado a cabo por un grupo de microorganismos desnitrificantes heterótrofos capaces de desnitrificar bajo condiciones aerobias gracias a su capacidad de utilizar indistintamente el O2 y los NOx como receptores de electrones (Llyod et al., 1987). Esta capacidad ha sido reportada para Pseudomonas nautica (aislada del suelo) por Bonin y Gilewicz (1991) y para Comamonas sp cepa SGLY2 (en aguas residuales) por Patureau et al. (1997). A diferencia de otros microorganismos desnitrificantes aerobios, estos microorganismos no son capaces de nitrificar.
Patureau et al. (1997) reportan que cuando se utiliza un cultivo mixto de microorganismos nitrificantes (obtenidos a partir de un sistema de tratamiento de estiércol de puerco) en combinación con un microorganismo desnitrificante aerobio (Comamonas sp) en un reactor aerobio operado en continuo, se obtiene formación de N2O y de N2 por un proceso de desnitrificación aerobia siempre y cuando se adicione de forma discontinua una fuente de carbono como fuente de energía (donador de electrones).
Todos estos procesos descritos anteriormente, fueron observados primero en los suelos y posteriormente en los sistemas de tratamiento de aguas residuales. Las investigaciones realizadas en suelos, muestran que la perdida de nitrógeno también está asociada a una serie de reacciones químicas agrupadas con el nombre de quimio-desnitrificación (Hutchinson y Davidson, 1993).
E. La quimio-desnitrificación
La quimio-desnitrificación consiste en una serie de reacciones de oxido-reducción que llevan a la formación de HNO2, NO y N2O. La reacción más importante es la destrucción de nitritos, catalizada por valores de pH bajos, dando como productos finales NO, N2O y N2 (Tiedje, 1994). Hasta ahora este proceso de quimio-desnitrificación no había sido reportado para los sistemas de tratamiento de aguas residuales, pero recientemente Garzón-Zúñiga (2001) ha encontrado que las condiciones ambientales que hacen posible la quimio-desnitrificación en suelos (acidez, humedad, buena aireación y alto contenido de materia orgánica) se encuentran también presentes en los sistemas de biofiltración sobre medio orgánico utilisados en la actualidad para tratar diferentes efluentes de aguas residuales.
222
Los autores que han estudiado los procesos fisico-químicos y biológicos de eliminación de nitrógeno (descritos anteriormente), están de acuerdo en afirmar la participación relativa de dichos procesos en la eliminación del nitrógeno en el suelo es mínima comparada con la eliminación por nitrificación y desnitrificación convencional. Sin embargo, estas vías metabólicas pueden convertirse en la vía principal de eliminación de nitrógeno cuando las condiciones particulares que las favorecen se encuentran presentes en un sistema de tratamiento de aguas residuales Garzón-Zúñiga (2001).
6.3 Eliminación biológica de fósforo y nitrógeno en un reactor discontinuo con biopelícula2 Introducción Cuando el fósforo y el nitrógeno no son eliminados de las aguas residuales, se acelera el proceso de eutrofización en los cuerpos de agua receptores (Vollenveider, 1985 ; Rodrier, 1990). Desde hace tiempo, se emplean métodos biológicos a nivel industrial para eliminar estos contaminantes. En general se trata de sitemas continuos con biomasa suspendida que requieren recircular lodos y/ó el agua residual en tratamiento, dentro de un tren de reactores en los que se proporcionan las condiciones necesarias para que se efectuen los diferentes procesos biológicos. Recientemente, se ha retomado el estudio y utilización de los reactores discontinuos (SBR), en ellos, el tratamiento se hace por ciclos. Cada ciclo incluye las siguientes etapas:
• llenado • periodo de reacción • sedimentación de lodos • vaciado del agua tratada
Estos sistemas presentan como ventaja, que toda la secuencia de reacciónes ocurre dentro del mismo reactor. Sin embargo, al coexistir diferentes microorganismos, se presenta una relación de competencia entre las bacterias acumuladoras de fosfato (BAF) y las bacterias nitrificantes (BN), por el oxígeno. Al respecto Hang-Sik et al. (1993) y Bjørn-Rusten & Helge-Eliassen (1993) -al experimentar en un SBR con biomasa suspendida- reportan que cuando se presenta una excelente eliminación de fósforo sólo se obtiene nitrificación parcial y viceversa. No obstante, González-Martínez y Wilderer (1991) reportan haber obtenido eliminación eficiente de fosfatos y nitrificación completa empleando un reactor discontinuo con biopelícula (B-SBR). 2 El tema 5.2 está basado en el artículo siguiente: Garzón-Zúñiga, M.A. et González-Martínez, S. (1996) . Biological phosphate and nitrogen removal in a biofilm sequencing batch reactor . Wat. Sci. Tech. 43 (1) :293 - 301)
223
La inovación de emplear biopelícula en este tipo de sistemas ofrece las siguientes ventajas:
a) retención de altas concentraciones de biomasa dentro del reactor b) se elimina la etapa de sedimentación de lodos c) coexistencia de actividad metabólica aerobia y anóxica en el mismo ecosistema o
biopelícula (Iwai y Kitao, 1994)
Con base en estas observaciones, el objetivo principal de esta investigación es aprovechar las caracteristicas de los reactores discontinuos que emplean biopelícula, para acoplar a la eliminación biológica de fósforo el proceso de eliminación biológica de nitrógeno dentro del mismo sistema, empleando una secuencia de fases Anaerobia / Aerobia / Anóxica / Aerobia II. 6.3.1 Metodología 6.3.1.1 Teoría La propuesta de utilizar un periodo de reacción dividido en cuatro etapas, se basa en las experiencias reportadas para procesos industriales que eliminan nitrógeno y fósforo en sistemas de lodos activados (Procesos: Biodenipho, Bardenpho, A²O, etc.), así como en el trabajo de González-Martínez y Wilderer (1991). De acuerdo con estas experiencias, se esperó el siguiente comportamiento teórico de los contaminantes dentro del "SBR": Fase anaerobia
a) captura y almacenamiento de MO b) liberación de PO4-
Fase aerobia
a) degradación de MO previamente almacenada b) captura de PO4- en una proporción mayor a la excretada
c) oxidación del N-NH4+ a N-NO3- (Nitrificación) Fase anóxica
a) reducción desasimilatoria de los NO3- a N2 eliminando así al nitrógeno del sistema como gas
b) se espera que las BAF liberen una pequeña cantidad de PO4- como respuesta al comportamiento "condicionado" que presentan ante la falta de OD
Fase aerobia II
a) Recaptura del P-PO4- liberado en fase anóxica
224
Si este comportamiento teórico ocurriese tal cual, entonces se esperaría que el perfil de los contaminantes del agua en tratamiento fuera como el que se muestra en la figura 6.1.
Figura 6.1 Patrón de comportamiento teórico durante la eliminación de carbono, fósforo y nitrógeno en un "B-SBR"
6.3.1.2 Unidad experimental En la presente investigación se utilizó un reactor a escala piloto, de 1000 l de capacidad, de cama empacada completamente sumergida (Figura 6.2). Como material de soporte, se emplearon anillos pall de 3.5 pulgadas de diametro. La aireación se proporcionó con una compresora conectada a tres difusores colocodados en el fondo del reactor. En la linea de recirculación se colocaron puertas para monitoreo de pH, O.D., y toma dmuestras. Todas las muestras fueron de tipo compuesto. Es decir se tomaron a lo largo de un periodo de 15 min (tiempo suficiente para que más de la mitad del volumen del reactor sea recirculado). El sistema se trabajó con el AR de tipo doméstico que llega a la a la planta de tratamiento de la Universidad Nacional de México (cuya composición se muestra en la Tabla 6.1), la biopelícula se hizo crecer empleando un periodo de reacción dividido en dos fases, una anaerobia y otra aerobia (con una relación 1/0.5), con la finalidad de inducir el establecimiento selectivo de las BAF y BN propias del agua residual, dentro del reactor.
Tiem po
Concentracio
ANAEROBIA AEROBIA ANÓXICA AEROBIA II
DQO
N-NH4 N-NO3 P-PO4
225
Figura 6.2 Representación esquemática del SBR empleado. Volumen útil (material de soporte con biomasa adherida) 865 l . Áera superficial para adhesion de biopelícula 54.04 m² .Tasa de recirculación 54.5 l/min.
Tabla 6.1 Caracterización del agua residual empleada.
����������
����������
10 cm
12 cm
07 cm
106 cm
electrodos
para OD y pH
Puerta dedosificación
Puerta de
muestreo
Bomba de
recirculación
100 cm
Bomba de desagüe
Puerta de dosificación
Bomba del influente
Área ocupadael material para la biop
Rejilla
Difusores sumergidos
����������
Rejilla
Contaminante Concentración
DQOt 205±28 mg/l DQOs 113±20 mg/l
N-NH4+ 19.5±3.0 mg/l
N-NO3- 2.6±0.5 mg/l
N-NO2- 0.35±0.35 mg/l
P-PO4- 7.8±1.2 mg/l
O.D. 3.8±0.9 mg/l pH 7.55±0.16
226
6.3.1.3 Trabajo experimental Durante 669 días de operación constante el trabajo de investigación consistió en monitoriar el comportamiento de los contaminantes a lo largo del ciclo de tratamiento y relacionarlo con la forma de operación y la actividad microbiológica de la biopelícula. Posteriormente, con base en el análisis de estos resultados se experimentaron diversas estrategias de operación con la finalidad de obtener una eliminación óptima de fosfatos y nitrificación completa. Los parámetros que se variaron fueron: Carga orgánica, relación DQO/P-PO4-, duración del ciclo de tratamiento y tiempo de retención hidráulico (TRH) aerobio. Se experimentaron 7 diferentes cargas orgánicas 26.7 ± 5.0 ; 15.0 ± 3.2 ; 5.0 ± 1.0 ; 5.3 ± 1.2 , 3.1 ± 0.4 ; 3.2 ± 0.2, y 2.4 ± 0.1 g DQOt/m²·d. De las cuales las primeras 4 se probaron con un ciclo de tratamiento de 8 h una relación anaerobia/aerobia de 1.0/0.5.; el cuarto valor se probó con un ciclo de 24 h y una relación 1/1. Una vez que el sistema alcanzó un comportamiento estable con altas eficiencias de eliminación, se procedió a acoplar el proceso de desnitrificación empleando la estrategia con 4 fases de reacción. Con base en los resultados obtenidos hasta ese momento, se determinó la duración de cada fase y las condiciones de operación necesarias para obtener una alta eficiencia de EBFyN, de forma que los últimos dos valores de CO se probaron con un ciclo de 36 h y una relación Anaerobia / Aerobia / Anóxica / Aerobia de 1.0/2.0/0.3/0.3 . 6.3.1.4 Resultados A. Efecto de la CO y de la relación DQOt/P-PO4-. Después de más de 150 días de experimentación, se observó que a valores de CO entre 35 y 10 g DQOt/m²·d, no se estableció el comportamiento típico de EBF y solo cuando se empleó un valor cercano a 5 g DQOt/m²·d dicho comportamiento se presentó. Es decir se eliminó la mayor parte de la MO (entre 50 y 70%) durante la fase anaerobia y se presentó cierta excreción de fosfatos, aunque durante la fase aerobia no existía recaptura (Figura 5.4 I y II, A y B). Un factor determinante para que se estableciera el comportamiento de EBF fue la relación DQO/P-PO4- ya que como se puede observar en la figura 6.4C, al establecer en 16 el valor de esta relación, el porcentaje de excreción de ortofosfatos, comenzó a aumentar pero la cantidad recapturada en fase aerobia era menor a la excretada; lo que significa que no existía eliminación real de fósforo, y aún más, que la concentración final era mayor que la inicial como consecuencia de la mineralización de del P-orgánico contenido en el agua residual (Figura 6.4B III y IV). Hasta el momento se ha visto la importancia de de estos parametros de operación para activar el proceso de EBF, pero ¿como influyen a nivel microbiológico para que esto ocurra?
227
Figura 6.4 Efecto de la C.O. y de la relación DQOt/P-PO4- sobre el comportamiento de
EBF
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0 25 50 75 100 125 150 175 200 225
Tiem po (días de operación)
DQOs (% de eliminaci
fin fase A naerobia
fin fase A erobia
A
C .O . 26.7 C .O . 15.0 C .O . 5.0
0
5
10
15
20
25
0 25 50 75 100 125 150 175 200 225
Tiem po (días de operación)
P-PO4 (mg/l
Influente
Fin f. A naerobia
Efluente
B
0
10
20
30
40
50
60
70
0 25 50 75 100 125 150 175 200 225
Tiem po (días de operación)
Coeficiente DQO/P-PO
D Q O s/P-PO 4
D Q O t/P-PO 4
C
228
B. Propuesta del comportamiento Microbiológico Para elucidar lo anterior, es necesario detenerse a observar con detalle el comportamiento In extenso de cada corrida, bajo diferentes valores de CO. En la figura 6.4 se ha analizado el comportamiento del sistema con respecto a la concentración de contaminantes únicamente en el influente, al final de la fase anaerobia y al final de la fase aerobia (o efluente). Sin embargo, es importante mencionar que cada conjunto de tres valores, representa el comportamiento resumido del sistema durante una corrida completa como las que se muestran en la figura 6.5. Después de analizar estos resultados, se considera que cuando la CO es elevada, la concentración de nutrimentos que queda al final de la fase anaerobia, es suficiente para que los microorganismos aerobios (entre los cuales se encuentran las BAF) crezcan sin limitación y cada vez que se establecen las condiciones anaerobias, éstos únicamente entran en una especie de letargo, disminuyendo su metabolismo y en espera de que se reanuden las condiciones aerobias, para continuar su crecimiento. Pero a medida que se disminuyó la CO, la cantidad de MO que quedaba al inicio de la fase aerobia fue disminuyendo (Figura 6.5 A y B) y cuando el valor de CO llegó a 5 g DQOt/m²·d, la cantidad de MO disponible en fase aerobia se hizo insuficiente para mantener el desarrollo y sobrevivencia de las bacterias aerobias. En este momento, las Bacterias Aerobias, activaron la vía metabólica alterna de sobrevivencia para capturar MO en condiciones anaerobias e iniciaron una competencia con las Bacterias Facultativas (BF) por el sustrato; comenzándose a detectar excreción de ortofosfatos (Figura 6.5 C). Bajo esta condición limitante de MO, la excreción llegó a ser del 80% tan solo 20 días después (gráfica D). Con base en estos resultados, se siguió trabajando bajo las mismas condiciones con la expectativa de enriquecer el medio con Bacterias Acumuladoras de Fosfatos (BAF) para obtener eliminación real de fosfatos. Sin embargo, después de tres meses tan solo se eliminaba una concentración igual a la excretada (Figura 6.5F) y únicamente se presentó cierta eliminación real de fosfatos cuando la concentración inicial de M.O. fue menor al promedio. C. Eliminación real de fósforo Con base en esta última observacion, se decidió disminuir aún más la CO del sistema aumentando la duración del ciclo de tratamiento a 12 h. Sin embargo, la CO prácticamente no disminuyó ya que durante ese periodo la concentración de contaminantes se incrementó como consecuencia de la época de estiaje (Figura 6 A y B I y II). Por lo cual aumentó nuevamente la duración del ciclo de tratamiento a 24 h, obteniendo así una CO de 3.1 g DQOt/m²·d . Con este cambio, el sistema presentó un funcionamiento estable con una eliminación promedio de fosfatos del 70.6 ± 12.4% y un 88.8 ± 6.0% de la DQOt (Figura 6.6 III A y B). En la figura 6.7, se aprecia el perfil representativo de la M.O. y P-PO4- a lo largo del tiempo de reacción de cada corrida. Con base en estos resultados, parece ser que, contrario
229
a lo que la mayoría de los autores reportan, el estado de estres que necesitan ciertas BH aerobias para activar la EBF, no esta dado únicamente por el establecimiento de una secuencia de fases anaerobia / aerobia u óxica. Sino más bien, por la falta de M.O. disponible durante ésta última etapa.
230
0
100
200
300
400
500
600
0 1 2 3 4 5 6 7 8
Tiem po (h)
DQO (mg/l)
0
5
10
15
20
P-PO4 (mg/l
Fase Anaerobia Fase Aerobia
DQOt
P-PO4
Corrida día 75
0
50
100
150
200
250
300
0 1 2 3 4 5 6 7 8
Tiem po (h)
DQO (mg/l)
0
5
10
15
20
P-PO4 (mg/l
DQOt
P-PO4
B
Corrida día 115
0
20
40
60
80
100
120
140
0 1 2 3 4 5 6 7 8
Tiem po (h)
DQOt (mg/l
0
2
4
6
8
10
12
P-PO4 (mg/l
DQOt
P-PO4
Corrida día 161
C
231
0
20
40
60
80
100
120
140
0 1 2 3 4 5 6 7 8
Tiem po (h)
DQOt (mg/l
0
5
10
15
20
25
P-PO4 (mg/lDQOt
P-PO4
Corrida día 189
D
0
20
40
60
80
100
120
140
160
0 1 2 3 4 5 6 7 8
Tiem po (h)
DQO (mg/l)
0
5
10
15
20
25
P-PO4 (mg/l
DQOt
P-PO4
E
Corrida día 209
0
20
40
60
80
100
120
140
160
0 1 2 3 4 5 6 7 8
Tiem po (h)
DQOt (mg/l)
0
5
10
15
20
25
P-PO4 (mg/lDQOt
P-PO4
Corrida día 281
F
Figura 6.5 Secuencia de gráficos que ilustran el proceso de establecimiento y estabilización de las BAF dentro del "B-SBR". El # de corrida corresponde al día de operación que se muestran en la figura 6.4.
232
0
2
4
6
8
10
12
225 250 275 300 325 350 375 400 425 450 475
Tiem po (días de operación)
C.O. (g DQO/m2.d Ciclo 8 h Ciclo 12 h Ciclo 24 h
B
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
225 250 275 300 325 350 375 400 425 450 475
Tiem po (días de operación)
P-PO4 (mg/l
Influente Fin f. Anaerobia Efluente
Ciclo 8h
aireación 2.5 h
Ciclo 12 h
aireación 5 h 40
i
Ciclo 24 h
aireación 5 h 40
i
Figura 6.6. Comportamiento de eliminación de fósforo dentro del "B-SBR"
bajo tres diferentes condiciones de operación (CO y TRH aerobio)
A
233
0
50
100
150
200
250
0 4 8 12 16 20 24
Tiem po (h)
DQOt; DQOs (mg/l
0
5
10
15
20
25
30
35
40
P-PO4 (mg/l
Fase Anaerobia Fase Aerobia
DQOtP-PO4
DQOs
Corrida día 419
Figura 6.7. Comportamiento de eliminación biológica de M.O. y P dentro del "B-SBR",
bajo las condiciones de operación de la figura 6.6A.
D. Nitrificación Los cambios realizados para inducir la EBF, influyeron positivamente sobre la EBN ya que al aumentar el TRH aerobio de 2.5 h a 5 h 40 min, se permitó el establecimiento de las BN; ya que el sistema comenzó a nitrificar ligeramente (Figura 6.8 AB IyII) pués, aún cuando no se elimina visiblemente el N-NH4+ del efluente, se detecta cierta concentración de
NO3-. Al respecto Bjørn & Helge (1993) mencionan que se necesita un TRC aerobio de 12-13 d para obtener nitrificación completa. Mientras que Hang-Sik et al. (1993) reportan que se necesita un TRC aerobio de 15 para obtener nitrificación completa en un SBR que emplea biomasa suspendida. Sin embargo, bajo la forma de operación con un ciclo de 12 h, se estimó que el TRC del sistema era de 11.6 d. y el TRC aerobio de tan sólo 5.23 d. Pero al aumentar la duración del ciclo a 24 h y el TRH aerobio al doble (11h 40min), se presentó nitrificación completa eliminandose en promedio el 98 ± 2% del N-NH4+ (Figura 6.8 A y B III). En la figura 5.9 se aprecia el perfil típico del comportamiento del N bajo estas últimas condiciones de operación. Inicialmente, se observa un aumento del N-NH4+ en fase anaerobia por procesos de amonificación y durante la fase aerobia desaparece por completo ya que es oxidado a nitratos por procesos de nitrificación. En cuanto a los N-ox, se observa que durante la fase anaerobia los NO3- inicialmente contenidos en el AR son
234
consumidos y posteriormente durante la fase aerobia su concentración se incrementa como consecuencia de la nitrificación. Como ya se ha mencionado, cada conjunto de tres valores de la figura 6.8 corresponde al comportamiento de una corrida completa, lo cual nos da una idea de la estabilidad del proceso.
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
50
225 250 275 300 325 350 375 400 425 450 475 500
Tiem po (días de operación)
N-NH4 (mg/l
Ciclo 8 h aireación 2 h 30
Ciclo 12 haireación 5 h 40 m in
Ciclo 24 haireación 11 h 40 m in
A
0
2
4
6
8
10
12
225 250 275 300 325 350 375 400 425 450 475 500
Tiempo (días de operación)
N-NO3 (mg/l
Influente Fin f. Anaerobia Efluente
Ciclo 24 h
aireación 11 h 40 minCiclo 12 h
aireación 5 h 40 min
Ciclo 8 h
aireación 2 h 30
i
B
Figura 5.8. Comportamiento del nitrógeno como amónio (A) y como nitrato (B),
al emplear tres diferentes TRH aerobio.
235
0
5
10
15
20
25
0 4 8 12 16 20 24
Tiem po (h)
N-NH4 (mg/l
0
5
10
15
20
25
N-NO3 ; N-NO2 ( mg/
Fase Anaerobia Fase Aerobia
Corrida día 468
N-NH4
N-NO3
N-NO2
Figura 6.9. Perfil típico de la concentración de nitrógeno,
durante una corrida al periodo III de la figura 6.8.
E. Nitrificación y Desnitrificación Simultaneas En la figura 6.9 se observa que durante las primeras 3.5 h de la fase aerobia se eliminó cerca del 30% del N-NH4+, pero sin que se detecte la presencia de NO2- ni de NO3- existiendo al final del ciclo un diferencia negativa del 35% en el balance de masa del N. Este fenómeno ha sido observado con anterioridad por González-Martínez y Wilderer (1991). Al respecto, Iwai y Kitao (1994) mencionan que en la capas profundas de una biopelícula aerobia, en donde ya no penetra el oxígeno se presenta desnitrificación. F. Bacterias Acumuladoras de fosfato, como Bacterias Desnitrificantes Al trabajar el sistema bajo diferentes condiciones de operación reportadas en Garzón-Zúñiga y González-Martínez (en preparación), se identificó una relación inversa entre el porcentaje de eliminación de de P-PO4- y la concentración final de NO3-, pero con
eliminación completa de N-NH4+, (nitrificación completa, Figura 6.10). Pero contrario a lo que se reporta bibliograficamente para biomasa suspendida, no se presentó una relación invesra entre la EBF y la nitrificación; aunque si existe una relación de competencia entre BAF y BN por el OD.
236
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
415 425 435 445 455 465 475 485 495 505 515 525 535 545
Tiem po (días de operación)
% de Eliminación de P-
I (a) II III (b) IV A
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
415 425 435 445 455 465 475 485 495 505 515 525 535 545
Tiem po (días de operación)
% Eliminación de N-N
0
2
4
6
8
10
12
N-NO2 ; N-NO3 (mg/
Elim inacion N -NH 4 Form acion N -NO 3 Concentracion N-N O 2
B
Figura 5.10. Eficiencia de eliminación de P-PO4-; de N-NH4+ y concentración final de
oxidos de nitrógeno dentro del B-SBR, bajo diferentes condiciones de operación Con base en esta observación se propone la existencia de una relación de comensalismo en la que los productos de las BN son empleados como sustrato por las BAF. Es decir, las BN, por su posición dentro de la biopelícula tienen mayor acceso al OD, el cual utilizan para oxidar el N-NH4+ y producir N-ox . Los cuales a su vez, son empleados por las BAF para metabolizar el PHB almacenado. De esta forma las BAF pasan a funcionar también como Bacterias Desnitrificantes Heterotrofas (BDH) y, por lo tanto, mientras mayor es la eficiencia de eliminación de fosfataos, mayor es la cantidad de NO3- empleada y menor su concentración final (Figura 6.11).
237
Al respecto, Gerber et al. (1987) y Kerrn-Jespersen & Henze (1993) reportan que la recaptura de fosfatos puede ser llevada a cabo por las BAF bajo condiciones anóxicas en vez de aerobias aunque el proceso es más lento .
Figura 6.11 Presenta un esquema que explica la eliminación de óxidos de nitrógeno durante la fase aerobia. Fenómeno conocido como Nitrificación y Desnitrificación
Simultáneas (NDS). G. Acoplamiento de la eliminación biológica de P y N La duración del ciclo de tratamiento y de cada una de las cuatro etapas de reacción propuestas, se determinó con base en la información obtenida hasta el momento; quedando de la siguiente forma: un TRH de 36 h, a) fase anaerobio 10 h. b) fase aerobia de 20 h para asegurar que todo el PHB almacenado fuera metabolizado. c) fase anóxica corta (3 h) debido a que el proceso de desnitrificación comienza desde la fase aerobia. fase aerobia II también corta (3 h) ya que para entonces la MO se ha agotado en el medio y se esperó que la excresión de fosfatos fuera poco significante. El Comportamiento de los contaminantes (MO, P y N) durante el ciclo de tratamiento propuesto se describe a continuación y se ilustra en la figura 6.12. Fase Anaerobia
a) Captura del 68% de la DQOt b) Excreción de P-PO4- cercana al 250% de la concentración inicial
c) Ligero aumento de la concentración de N-NH4+ por procesos de amonificación y reducción de óxidos de nitrógeno
d) Eliminación de NO3- por procesos de reducción
anaerobia aerobia
"capa efectiva"
M.O.
NH4+
O2
NO3-NO2-
N2
Materialde
soporte
Aguaresidual
Película Biológica
NO2-
NO3-
Desnitrificantes
H2O + N2
N2
O2+
=
238
Fase Aerobia a) Eliminación de un 21% adicional de la DQOt, para llegar a un total de eliminación
del 89% b) Captura de P-PO4- igual al 322% de la concentración inicial, lo cual representa una
eliminación real del 72% c) Nitrificación del 94% del N-NH4+.
d) Eliminación biológica real del 70% del N inicialmente presente como NH4+, por desnitrificación simultánea.
Fase Anóxica
a) Excreción poco significativa de P-PO4- (0.8 mg/l) b) Ligero aumento de la DQOt c) Ligero aumento del N-NH4+ d) Desnitrificación de los óxidos de nitrógeno. EBN del 85%
Fase Aerobia II
a) Oxidación completa del N-NH4+ a NO2- y NO3-
b) Recaptura del P-PO4- (0.05 mg/l) excretado en fase anóxica c) Disminución ligera de la DQOt d) EBF final del 75%; EBN final del 87% y eliminación final del 89% de la DQOt.
Estos resultados comprobaron que la estrategia de operación propuesta fue adecuada para lograr acoplar la EBF y N en un B-SBR.
0
5
10
15
20
25
30
0 6 12 18 24 30 36
Tiem po (h).
N-NH4 (mg/l
0
2.5
5
7.5
10
12.5
15
N-NO2 ; N-NO3 (mg/
I II III IV
N-
N-
N-NO3
239
0
50
100
150
200
250
300
350
400
0 6 12 18 24 30 36
Tiem po (h).
DQOt (mg/l)
0
5
10
15
20
25
P-PO4 (mg/l
P-PO4
DQOt
I IIIII IV
Figura 6.12 Perfil de los contaminantes al trabajar con un TRH de 36h
y una CO de 3.2 g DQO/m²·d. H. Efecto de la disminución en la concentración inicial de MO, sobre la EBF y N. Se observó que empleando la misma estrategia de operación pero con una CO de 2.4 g DQOt/m²·d, no se presentó eliminación real de fosfatos (Figura 6.13) Con esta CO, la concentración inicial de M.O. disminuyó 40%; y por tanto la cantidad de PHB almacenada por cada BAF. Al iniciar la fase aerobia la cantidad de P-PO4- y de aceptores de electrones (N-ox) requeridos para obtener energía, también disminuyó. Reflejándose en una recaptura de fosfatos apenas igual a la cantidad excretada. Este fenómeno ha sido observado por Garzón-Zúñiga y Gonzáles-Marttínez (en preparación). Al requerir las BAF menos aceptores finales de electrones (N-ox) éstos se acumularon al final de la fase aerobia (Figura 6.13A II). Sin embargo, el proceso de desnitrificación si ocurrió ya que al iniciarse la fase anóxica, el 80% de los nitratos fue reducido por Bacterias Desnitrificantes diferentes a las BAF (Figura 6.13A IV). Por otra parte, no reaparece N-NH4+ durante la etapa anóxica, lo cual indica que la reducción de los N-ox se dirigió hacia la formación de N2, el cual se eliminó del sistema como gas. Bajo estas condiciones, la EBN no varió, fue del 83%.
240
Al parecer, existe un punto de equilibrio entre la CO y el TRC ya que si la CO es muy alta, el TRC se acorta e impide el establecimiento de microorganismos con tiempos de duplicación largos, como es el caso de las BN y BAF. Por otro lado, si la CO es muy baja entonces el crecimiento de las poblaciones es tan lento que casi no se generan lodos de exceso y la eficiencia de EBF disminuye. Bajo las condiciones de esta investigación, el punto de equilibrio se encuentró a un valor de CO cercano a 3.0 mg DQO/m²·d y un TRH mínimo de 24 h.
0
5
10
15
20
25
30
0 6 12 18 24 30 36
Tiem po (h).
N-NH4 (mg/l
0
5
10
15
20
25
30
N-NO3; N-NO2 (mg/l
N -NH4+
N-NO 3
N-
I II III IV
0
50
100
150
200
250
300
350
400
0 6 12 18 24 30 36
Tiem po (h).
DQOt (mg/l)
0
5
10
15
20
25
P-PO4 (mg/l
P-PO 4
D Q O t
Figura 5.13. Perfil de los contaminantes dentro del SBR al emplear una CO de 2.4 g
DQO/m²·d.
241
Conclusiones 1) Con una CO cercana a 5.0 g de DQO/m²·d y un valor de 16 para la relación DQOt/P-
PO4- se activó la vía metabólica alterna de EBF. 2) Con una CO cercana a 3.0 g DQO/m²·d, u n TRH de 24h y una relación fase
anaerobia/aerobia de 1/1, se obtuvieron los siguientes porcentajes de eliminación: MO (88.8 ± 6%) P-PO4- (70.6 ± 12.4%), así como una Nitrificación completa (98.4 ± 2.2%) y un eliminación real de nitrógeno por procesos de nitrificación y desnitrificación simultanea.
3) El estado de estres que necesitan las bacterias aerobias heterótrofas para activar la
EBF, esta dado por el establecimiento de una secuencia de fases anaerobia / aerobia u óxica, y de manera muy importante, por la falta de M.O. disponible durante ésta última etapa.
4) Existe una relación directa entre la capacidad de nitrificar del sistema y la duración de
la fase aerobia. La nitrificación completa, se obtuvo al utilizar una fase aerobia de 11 h 40 min .
5) Se propone la existencia de una relación de comensalismo entre las BN y las BAF, en
la que el oxígeno es empleado por las BN para oxidar el N-NH4+ y las BAF actuan como bacterias desnitrificantes (BD), que emplean los N-ox, como aceptores de electrones para degradar PHB.
6) Al emplear el periodo de reacción (dividido en cuatro fases) propuesta al inicio de la
presente investigación, así como un TRH de 36 h y una C.O. de 3.2 g DQOt/m²·d, se obtuvieron los siguientes porcentajes de eliminación: 89% ±1% de la MO; 75% ± 15% del P-PO4-; una Nitrificación del 98% ± 2% y una Desnitrificación del 87% ± 10%.
7) El empleo de "B-SBR" ha demostrado ser eficiente para eliminar MO, P y N cuando se
utiliza una estrategia de operación adecuada. Presentando como ventaja principal la posibilidad de que las BAF participen también en la EBN como BD, con lo cual se resuelve el problema de competencia entre BN y BAF reportado en la bibliografía.
Resumen Se estudió la posibilidad de acoplar la eliminación biológica de fósforo y nitrógeno en un reactor discontinuo con biopelícula, mediante el empleo de una estrategía de operación con 4 fases de reacción: Anaerobia/Aerobia/Anóxica/ Aerobia II. Se utilizó un reactor a escala piloto y se emplearon aguas residuales de tipo domestico. El sitema funcionó exitosamente obteniendose una eficiencia de eliminación del 89% ± 1% de la DQOt, un 75% ± 15% de P-PO4- , y 87% ± 10% de N-NH4+. Las altas eficiencias de eliminación de P
242
y N se obtienen gracias al estableciemiento de una relación de comensalismo entre Bacterias Nitrificantes (BN) y Bacterias Acumuladoras de Fosfato (BAF). En la cual, las BAF actuan como bacterias desnitrificantes empleando los óxidos de nitrógeno producidos por las BN, para metabolizar PHB.
243
Agradecimientos Esta investigación fue subvencionada por el Consejo de Comunidades Europeas por el Instituto de Ingeniería y el Programa Universitario de Medio Ambiente de la UNAM. Agradecemos las facilidades otorgadas por las autoridades y el personal de la planta para tratamiento de aguas residuales de la UNAM, lugar donde se realizó el trabajo de investigación.
244
Autoevaluación
Instrucciones: Lea cuidadosamente cada una de las preguntas y responda en forma breve y precisa.
1. Describa el mecanismo biológico de eliminación de fósforo a nivel microbiológico y a nivel del sistema de tratamiento.
2. Mencione cuales son los parámetros clave que permiten el establecimiento de este
mecanismo.
3. Explique el mecanismo de eliminación biológica de nitrógeno: su microbiología y la
operación del sistema de tratamiento
4. Describa el mecanismo de Nitrificación y Desnitrificación Simultanea a) microorganismos que intervienen b) como ocurre
c) en que sistemas se presenta y bajo que condiciones con respecto al oxígeno dentro del reactor, es decir en un reactor con aireación, anaerobio, secuencial, etc.
5. Explique el proceso de desnitrificación autótrofa aerobia por microorganismos
nitrificantes.
245
Bibliografía Arts P.A.M., Robertson L.A. et Kuenen J.G. (1995). Nitrification and denitrification by Thiosphaera pantotropha in aerobic chemostat cultures. FEMS Microbiol. Ecol. 18 : 305 - 316. Bock, E. Schmidt, I. Stüven, R. et Zart, D. (1995). Nitrogen loss caused by denitrifiyng Nitrosomonas cells using amonia or hydrogen as electron donors and nitrite as electron aceptor. Arch. Microbiol. 163 : 16 - 20. Bjørn-Rusten and Helge-Eliassen. (1993). Sequencing batch reactors for nutrient removal at small wastewater treatment plants. 2nd international specialized conferenceon design and operation of " Small wastewater treatment plants". Ed. by Hallvard Ødegaard. Trondheim, Norway. pp. 245-252. Bonin P. et Gilewicz M. (1991). A direct demonstration of « co-respiration » of oxygen and nitrogen oxides by Pseudomonas nautica : some spectral and Kinetic properties of the respiratory components. FEMS Microbiol. Lett. 80 : 183 - 188. Bremner, J. M. et Blackmer, A.M. (1978). Nitrous oxide : emissions from soils during nitrification of fertilizer nitrogen. Science 199 : 295-296 Burrell P.C., KellerJ. et Blakcall L.L. (1998). Microbiology of a nitrite oxidizing bacteria. Appl. Env. Microb. 64 (5) 1878 - 18883. Castignetti D. and Hollocher T.C. (1984). Heterotrophic nitrification among denitrifiers. Appl. Env. Microbiol. 47 : 620 - 623. Council of European Communities. Directive concerning urban waste water treatment (91/27/I/EEC) Official Journal L135 40. May 1991. Garrido J.M., Campos J.L., Méndez R. et Lema J.M. (1997). Nitrous oxide production by Nitrifying biofilms in a biofilm airlift suspension reactor. Wat. Sci. Tech. 36 (1) : 157 :163. Garzón-Zúñiga, M.A. et González-Martínez, S. (1996) . Biological phosphate and nitrogen removal in a biofilm sequencing batch reactor . Wat. Sci. Tech. 43 (1) :293 - 301. Garzón-Zúñiga, M.A. (2001). Mécanismes d’enlèvement de l’azote du lisier de porc par biofiltration aérée sur tourbe. Tesis de Doctorado, Departément du génie civil, Université Laval, Québec, Canada. Garzón-Zúñiga M.A. & González-Martínez S. (en preparación). Efficiency loos of Phosphate Removal in a "Biofilm-SBR".
246
Gerber A., Villiers R.H., Mostert E.S. and Riet C.J. (1987). The phenomenon of simultaneous phosphate uptake and release, and its importance in biological nutrient removal. Biological Phosphate Removal from Wastewaters, Rome. Pergamon Press, Oxford. González-Martínez, S and Wilderer, A. , (1991). Phosphate removal in a biofilm reactor. Wat. Sci. Tech. vol. 23. pp1405-1415. Goreau, T.J., Kaplan, W.A., Wofsy, S.C. McElroy, M.B., Valois, F.W. et Watson, S.W. (1980). Production of NOx and N2O by nitrifying bacteria at reduced concentrations of oxygen. Appl. Environ. Microbiol., 40 (3) : 526 - 532. Hang-Sik S. et al., (1993). Optimal operating conditions for nutrient removal in the automaticcontrolled sequencing batch reactor. 2nd international conference on design and opereation of "Small wastewater treatment plants" Ed. by Hallvard Ødegaard. Trondheim, Norway. pp.253-259. Hansen B. P. (1997) . Double delight . Wat. Qual. Intern. May-June : 24 - 25 Helmer C. et Kunst S. (1998). Simultaneous nitrification/denitrification in an aerobic biofilm system. Wat. Sci. Techol., 37 (4/5) : 183 - 187. Helmer C., Kunst S., Juretschko S., Schmid M.C., Schleifer K.-H., et Wagner M. (1999). Nitrogen loss in a nitrifying biofilm system. Wat. Sci. Tech. 39 (7) : 13 - 21. Henze, M. (1995). Basic Biological Process Chap. 3 pp 55 - 111. (Ed) Henze M., Harremoes P., Jansen J. C. et Arvin E. Wastewater Treatment (biological and Chemical processes). Springer - Verlag, Berlin. 383 p. Hutchinson G. L. et Davidson, E. A. (1993). Processes for Production and Consumtion of Gaseous Nitrogen Oxides in Soil. Ed. in Agricultural Ecosystem Effects on trace Gases and Global Climate Change. Edited by Am. Soc. Agronomy ; Crop Sic. Soc. Am et Soil Scie Soc. Am. 677 S. Madison USA. pp 79 - 93 Iwai S. & Kitao T. (1994). Wastewater treatment with microbial films. Technomic Publishing Co. Inc. Lancaster, Pennsylvania 184 pp. Kerrn-Jespersen J.P. & Henze M. (1993). Biological phosphorus uptake under anoxic and aerobic conditions. Wat. Res. vol. 27 No 4 pp 617-624. Knowles R. (1982). Denitrification. Microbiol Rev. 46 (1) : 43-70. Kshirsagar M., Gupta A.B. et Gupta S.K. (1995). Aerobic denitrification studies on activated sludge mixed with Thiosphaera pantotropha . Environ. Tech. 16 : 35 - 43.
247
Lipschultz, F., Zafiriou O.C., Wofsy F.C., McElroy, M.B., Valois F.W. et Watson S.W. (1981). Production of NO and N2O by soil nitrifying bacteria. Nature (London) 294 : 641 - 643. Lloyd D., Boddy L. et Davies K.J.P. (1987). Persistence of bacterial denitrification under aerobic conditions : the rule rather than the exception. FEMS Microbiol. Ecol. 45 : 185 - 190. Masuda, S. ; Watanabe, Y. et Ishiguro, M. (1991) . Biofilm properties and simultaneous nitrification and denitrification in aerobic rotating biological contactors . Wat. Sci. Tech. 23 : 1355 - 1363 . Menoud p., Wong C.H., Robinson H.A., Farquhar A., Barford J.P. et Barton G.W. (1999). Simultaneous nitrification and denitrification using SIPORAXTM packing. Wat. Sci. Technol. 40 (4/5) : 153 - 160. Muller N. (1998). Implementing biofilm carriers into activated sludge process - 15 years of experience. Wat. Sci. Technol. 37 (9) : 167 - 174. Nelson, D. W. (1982). Gaseous losses of nitrogen other than through denitrification. P. 327 - 363. Dans F.J. Stevenson (ed.) Nitrogen in Agricultural Soils . Agron. Monogr. 22 ASA, Madison, USA. Nelson, D. W. et Bremner, J.M. (1970). Gaseous products of nitrite decomposition in soils. Soil Biol. Bioche. 2 : 203 - 215. Papen H., von-Berg R., Hinkel I., Thoene B. et Rennenberg H. (1989). Heterotophic nitrification by Alcaligenes faecalis : NO2-, NO3-, N2O and NO production in Exponentially Growing Cultures. Appl. Env. Microbiol. 55 (8) : 2068 - 2072. Patureau D., Bernet N. et Moletta R. (1997). Combined nitrification and denitrification in a single aerated reactor using the aerobic denitrifier Comamonas sp. stain SGLY2. Wat. Res. 31 (6) : 1363 - 1370. Poth. M et Focht D.D. (1985). 15N Kinetic Analysis of N2O production by Nitrosomonas europeae : an examination of nitrifier denitrification. Appl. Env. Microbiol. Am. Soc. Microbiol. 49 (5) : 1134 - 1141. Ralph, M. (1974). Introduction to enviromental microbiology. Prentice Hall International Inc. Englewood Cliffs, New Jersey. 355 pp. Randall C.W., Barnard J.L & Stensel D.H. (1992) Desing and retrofit of wastewater treatment plants for biological nutient removal. Volume 5 ed. Technomic Publishing Co. Inc. Lancaster U.S.A. 420 p.
248
Ritchie G.A.F. et Nicholas D.J.D. (1972). Identification of the sources of nitrous Oxide Produced by oxidative and reductive processes in Nitrosomona europeae. Biochem. J. 126 : 1181 - 1191. Robertson, G. P. et Tiedje, J.M. (1987). Nitrous oxide sources in aerobic soils : Nitrification, denitrification , and other biological processes. Soil Biol. Biochem. 19 : 187 - 193. Rodier J. (1990). Análisis de las Aguas. Ed. Omega, Barcelona, 1060 pp. Robertson L.A. (1988). Aerobic denitrification and heterotrophic nitrification in Thiosphaera pantotropha and other bacteria. PhD thesis, University of Technology, Delft, The Netherlands. Robertson L.A., Dalsgaard,T., Revsbach, N.-P. et Kuenen J.G. (1995). Confirmation of aerobic denitrification in batch cultures using gas chromatography and N mass spectrometry. FEMS Microbiol. Ecol. 18 : 113 - 120. Santos V.A., Tramper J. et Wijffels R.H. (1993). Simultaneous nitrification and denitrification using immobilized microorganisms. Biomat. Art. Cells & Immob. Biotechnology. 21 (3) : 317 - 322. Smith S.M. et Zimmerman K. (1981). Nitrous oxide production by Nondenitrifying soil nitrate reducers. Soil. Sci. Soc. Am. J. 45: 865 - 871. Tiedje, J.M. (1994) Denitrifiers : In Methods of soils Analysis, Part 2 . Microbiological and Biochemical Properties - SSSA (Soil Science Society of America) Book series No 5 : 245 - 267. Vollenweider R. A., (1985) Phosphorus, the key elemnt in eutrophication control. Proceedins of the internatinal conference "Managenent strategies for phosphorus in the enviroment". Ed. by Lester J.N. & Kirk P.W. Selper ltd. London. pp 1-10. Wagner M., Rayh G., Koops H.P., Flood J. et Amann R. (1996). In situ analysis of nitrifying bacteria in sewage treatment plants. Wat. Sci. Technol. 34 (1-2) 237 - 244.Yoshida, T. et Alexander, M. (1970). Nitrous oxide formation by Nitrosomonas europeae and heterotrophic microorganisms. Soil. Sci. Soc. Am. Proc 34 : 880 - 882