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INTRODUCCIÓN
Como alternativa a los tratamientos de gases de tipo convencional surgieron los tratamientos biológicos. Tales procesos se basan en la utilización de microorganismos para la oxidación de los componentes contaminantes a compuestos menos dañinos. Además, presentan menor costo de instalación y puesta en marcha, así como una gran eficacia durante su funcionamiento, lo que los convierte en una tecnología cada vez más demandada para el control de las emisiones gaseosas (Antunez-Rizzolo et al., 2014).
En función de la forma de operar, se pueden encontrar tres tipos de tratamientos biológicos: biolavadores, biofiltros de escurrimiento y biofiltros propiamente dichos. Se diferencian entre ellos según la presencia o no de un soporte, la fase móvil y el estado de la biomasa activa (Revah-Moiseev y Ortíz, 2010). El caso del biofiltro escurrido consiste en una columna empacada (Ramírez-Muñoz, 2007), sobre el cual se desarrolla una biopelícula, con una fase líquida continua en recirculación. La actividad de la biopelícula adherida sobre el soporte se mantiene al circular una solución rica en nutrientes.
En trabajos anteriores, se ha comentado que un medio con estas características son los lodos activos de plantas de tratamiento de residuales (PTR) líquidos, ya que forman parte de las fuentes más comunes de microorganismos. La microbiota presente en estos lodos presenta una previa adaptación en su metabolismo que les permite asimilar concentraciones elevadas de sustratos (Díaz-Rodríguez, 2016; Estrada et al., 2013) como el sulfuro de hidrógeno (H2S(g)). Constituyen, por tanto, un medio de cultivo favorable para el desarrollo de los microorganismos, que cierran los ciclos biogeoquímicos de elementos como el azufre, el carbono, el nitrógeno y el fósforo (Rincón-Castillo et al., 2012).
Existen diferentes géneros de bacterias capaces de oxidar el azufre. La mayor parte de estos géneros pertenecen a las bacterias incoloras del azufre, las cuales juegan un papel esencial en la parte oxidativa del ciclo del azufre. Dicho ciclo cuenta con una parte oxidativa y una reductiva, las cuales se encuentran de igual manera en los ecosistemas. En la parte reductiva, el sulfato (SO4 -2) o azufre elemental (Sº) funcionan como un receptor de electrones en la ruta metabólica utilizada por un amplio rango de bacterias anaeróbicas, principalmente para la producción de sulfuro. En la parte oxidativa del ciclo, los compuestos reducidos de azufre funcionan como donadores de electrones para bacterias anaeróbicas fototróficas, o el crecimiento proporciona energía para los grupos extremadamente diversos que ellas poseen (Ramírez-Muñoz, 2007). Los productos de oxidación común del sulfuro son el Sº o SO4 -2 y fijan CO2(g) simultáneamente como función estequiométrica del proceso (Varnero et al., 2012).
A pesar de la importancia del ahorro del agua, la reducción del impacto ambiental que genera la descarga, tiene más valor, si las aguas residuales van a ser vertidas a un cuerpo receptor natural para proteger la fauna y flora presentes en dicho cuerpo receptor. De ahí que se tenga como objetivo evaluar la calidad del efluente residual de un sistema de tratamiento biológico de gas natural para la valoración de la efectividad de esta alternativa en torno al manejo de su residual líquido durante la operación de desulfuración. De este modo se deriva la adopción de nuevos métodos que faciliten el manejo de los efluentes y su disposición final.
MATERIALES Y MÉTODOS
El sistema de biofiltración utilizado en la evaluación consiste en un sistema de dos etapas que emplea dos columnas de vidrio de 50 cm de altura y 10 cm de diámetro interno, conectadas en serie. Las mismas cuentan con un distribuidor de líquidos en la parte superior y un tubo de vidrio para el drenaje. El flujo de gas natural a desulfurar y la alimentación de lodo activo se midieron a partir de rotámetros (Díaz-Rodríguez, 2019), donde el gas que sale de la primera columna se incorpora a la otra columna por el fondo de la misma. El relleno de las columnas está formado por fibras de kenaf con tamaño de partículas entre 3 y 6 mm. El soporte del relleno está construido a partir de una malla plástica que permite el paso de ambas fases (líquida y gaseosa). La representación del sistema se muestra en la (Fig. 1).
Fuente: Modificado de Ramírez-Muñoz, (2007)
Fig. 1: Esquema del sistema de biofiltración en dos etapas en serie a pequeña escala.
2.1. Caracterización química y microbiológica de la fuente microbiana y efluente del proceso.
La fuente microbiana que se utilizó en los experimentos fueron los lodos activos procedentes de una planta de tratamiento de aguas residuales domésticas. Para su análisis químico y microbiológico inicial, antes de que transcurriesen 24 horas, se colectó una muestra del mismo de forma manual en frascos estériles de 1 L de capacidad. Los análisis químicos que se determinaron fueron: pH (ISO 10523, 2012), nitrógeno total (ISO 10048, 1991), fósforo total, sulfato, sólidos sedimentables (APHA-AWWA-WEF, 2005), Demanda Química de Oxígeno (DQO) (ISO 6060, 1989) y Demanda Bioquímica de Oxígeno (DBO5) (ISO 5815, 2003). La evaluación del crecimiento microbiano en el sistema, bajo las condiciones impuestas, se realizó mediante el conteo de bacterias heterótrofas mesófilas (ISO 8199, 2005), hongos y levaduras (ISO 7954, 2012); y coliformes totales y fecales (ISO 9308-2, 2014). Los análisis se realizaron al efluente del proceso durante un período de 11 semanas, con frecuencia semanal. A la data experimental obtenida se le realizó análisis estadístico de correlación entre las variables empleando Statgraphics Centurion XV.II.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
El desarrollo microbiano durante el proceso de desulfuración en columnas dispuestas en serie evidencia un crecimiento exponencial a partir de la tercera semana, correspondiente al término de la etapa de adaptación. El crecimiento microbiano alcanzó valores entre 108 UFC.mL-1 y 1011 UFC.mL-1 en el efluente y la superficie de la fibra, respectivamente; hasta la décima semana de monitoreo. Tal situación se refiere en estudios preliminares como superiores al crecimiento evaluado por 4 semanas (Díaz-Rodríguez, 2019). La microbiota de los lodos de la planta de tratamiento de residuales líquidos presenta una previa adaptación en su metabolismo que les permite asimilar concentraciones elevadas de H2S(g) del gas natural, pues reciben las descargas de las industrias en donde se genera este contaminante (Arana de Pablo, 2010).
Los resultados anteriores confirman lo expuesto en otros estudios (Díaz-Rodríguez, 2016), de que los microorganismos se encontraban en un medio favorable para su crecimiento. Además, se refiere que solo sobreviven los microorganismos adaptados a las condiciones impuestas. Una prueba de ello se manifiesta en el número más probable (NMP en 100 mL) de Coliformes Totales y Fecales presentes en el efluente líquido del proceso, donde se observa una disminución de los Coliformes Fecales (Fig. 2), ya que no existe aporte de contaminación fecal al medio y las condiciones impuestas no son favorables para su reproducción. Cabe destacar que el significado sanitario de los coliformes en el agua, fundamentalmente la Escherichia coli., viene dada no por su patogeneidad sino por la evidencia de la ya mencionada contaminación fecal y alta probabilidad de presencia de otros patógenos (Díaz-Betancourt, 1987).
Fig. 2: Crecimiento de coliformes fecales y totales en efluente residual expresado en NMP en 100 mL en función del tiempo de tratamiento
Al cabo de seis semanas, el contenido de Coliformes Fecales se encontró dentro de los Límites Máximos Permisibles (LMP) (1000 NMP en 100 mL) para su vertimiento en cuerpos receptores clase B de zonas no saturadas según la norma cubana de Vertimiento de aguas residuales a las aguas terrestres y al alcantarillado (NC 27, 2012). Los mismos pueden ser zonas hidrogeológicas de aguas utilizadas para el riego agrícola de cultivos que se consuman crudos, donde se desarrollen actividades recreativas de contacto con el agua, entre otros.
Por otro lado, la caracterización química mostró el comportamiento del proceso teniendo en cuenta la concentración de sulfatos y el pH en el medio líquido, a la salida del biofiltro desulfurador, lo que se exhibe en la (Fig. 3). En este sentido se obtuvieron las mayores concentraciones de sulfato a pH entre 6 y 8. Algunos autores informan que no percibieron una disminución de la eficacia de eliminación a pH en el rango 6,8-8,5, solo se daba el efecto inhibitorio del sulfato a pH igual a 2 (Ramírez-Muñoz 2007; Jones et al., 2005).
Fuente: elaboración propia.
Fig. 3 Formación de sulfato como producto de la degradación residual contra tiempo de tratamiento y acidificación de medio.
A fin de conocer la influencia de la carga microbiana, presente en el medio, sobre algunas de las variables evaluadas indicadoras de contaminación se realizó el análisis de correlación de múltiples variables. Tal conducta reflejó que existe una fuerte correlación entre las variables, aunque algunas de una forma no lineal (Fig. 4). Así mismo, la matriz de correlación exhibió la fuerza de la relación lineal entre las variables, donde el rango de los coeficientes de relación se encontró entre -1 y 1. La fuerza se determinó por la cercanía a uno de esos valores.
El crecimiento de bacterias en el medio se encuentra influenciado de manera similar por todos los predictores, aunque el signo negativo del nitrógeno y el pH indican que los valores de estos disminuyen al incrementarse el crecimiento de los microorganismos en el efluente. Sin embargo, la disminución del pH en la 8va semana a valores alrededor de 3, evidencia una ligera disminución del crecimiento de los microorganismos. Al respecto, algunos autores refieren que observaron eficiencias de remoción de 87% con pH entre 2-3 unidades, pero también informan que bajos pH tienden a inhibir la actividad biológica y a disminuir progresivamente la eficiencia de remoción (Jaber et al., 2016).
Para el contenido de nitrógeno se observan los resultados durante el monitoreo del proceso, como muestra la (Fig. 5). Además, en la matriz de correlación se destaca esta misma variable, ya que el valor de su coeficiente de correlación está más cercano a -1 respecto a la concentración de sulfato. Así mismo, mantienen una estrecha relación ya que exhiben una correlación lineal estadísticamente significativa en un nivel de confianza del 95%, por tener un valor P menor que 0,05. Sobre la base de lo expuesto anteriormente, se puede decir que las mayores consumidoras de nitrógeno son las bacterias y consecuentemente, para este caso, las encargadas de la remoción del mismo en el medio.
Fig. 5 Contenido de nitrógeno total y fósforo total en el influente y efluente del proceso de biofiltración en serie
El contenido de fósforo en el medio no se encuentra influenciado de igual forma. Este compuesto es tomado como micronutriente por los microorganismos (Rincón-Castillo et al., 2012), de ahí su acumulación en el medio por la adición del lodo fresco al sistema. Como consecuencia, se producen fluctuaciones de los valores de concentración durante el proceso. Este hecho afecta la calidad del agua para su vertimiento, puesto que el LMP es de 10 mg.L-1 de fósforo para ríos, embalses y zonas hidrogeológicas de menor valor (NC 27, 2012). En la literatura se informan diferentes métodos para disminuir la concentración de fósforo, aunque resaltan el tratamiento biológico que consiste en el paso de los fangos en retorno por un reactor anaerobio que permita el desprendimiento del fósforo, y, a continuación, por una fase aerobia que permita su precipitación o absorción por la masa bacteriana (Saldarriaga et al., 2011). Tal configuración pudiera tenerse en cuenta en evaluaciones posteriores del proceso.
Otros indicadores de contaminación como DQO, DBO5 y sólidos sedimentables también fueron analizadas durante el tiempo de tratamiento (Fig. 6).
Fig. 6 Otros indicadores de contaminación en el influente y efluente del proceso de biofiltración en serie
Las oscilaciones de la DQO pueden ser producto del aumento del contenido de sulfuros en el medio o la incorporación de otros compuestos que están contenidos en el material filtrante, no susceptibles a la oxidación y compuestos que incrementan el contenido de materia orgánica, representada por la DQO, en ese mismo período de tiempo. Aunque al final del tratamiento la concentración de este compuesto en el medio fue inferior a 1. Sin embargo, tanto este indicador de contaminación como la DBO5 y sólidos sedimentables se encontraron por debajo del Límite Máximo Permisible Promedio para su vertimiento al cuerpo receptor (<700, <300 y <10 respectivamente), según la (NC 27, 2012).
Cabe destacar que, aunque el objeto fundamental del sistema consiste en la biodesulfuración del gas natural, lo cual se evidencia con la ya mencionada formación de sulfato como producto de la degradación y una eficiencia de remoción de H2S (g) alrededor de 20% (Díaz-Rodríguez, 2019), también fue posible remover otros indicadores de contaminación en el líquido residual utilizado como fuente microbiana, a fin de mejorar la calidad para su vertimiento. El hecho de que en el proceso se produzca simultáneamente la degradación de contaminantes, tanto en la fase líquida como en la gaseosa, constituye una facilidad sostenible que elimina tratamientos posteriores al residual del proceso.
CONCLUSIONES
La evaluación de importantes indicadores de la contaminación para el vertimiento del efluente de un proceso de biofiltración de gas natural, acorde a las premisas establecidas en el presente estudio, indica que en el tratamiento de biodesulfuración se da lugar a que:
El crecimiento de microorganismos degradadores de compuestos azufrados se corresponda con la formación de sulfato producto de la degradación y los Coliformes Fecales en el efluente disminuyan hasta 13 NMP en 100 mL, valor permisible para su vertimiento.
Los contenidos de DQO, DBO5, sólidos sedimentables y nitrógeno se reducen hasta valores inferiores a los 700 mg.L-1, 300 mg.L-1, 10 ml.L-1 y 20 mg.L-1 respectivamente, establecidos por la norma.
