Evaluación respirometrica de la biodegrabilidad aeróbica de un efluente de curtiembre

RESUMEN

En el presente trabajo se realiza la caracterización de las diferentes fracciones del DQO para un efluente de curtiembre. Se identifican las fracciones de DQO biodegradable y DQO inerte y dentro de la biodegradable se subdivide en DQO rápidamente biodegradable y lentamente biodegradable. Se determina el crecimiento de biomasa YH, la velocidad máxima específica de crecimiento de biomasa y otros parámetros cinéticos, siguiendo el procedimiento desarrollado por Kappeler y Gujer (1992) y Orhon y Arthan (1994). El efluente proviene de un proceso de curtido de cueros vacuno clásico con un tratamiento primario consistente en el mezclado de la corriente de pelambre con los sulfuros ya oxidados, con la corriente de curtido y posterior sedimentación sin utilización de floculantes o coagulantes. Se analiza la influencia en la estimación de los costos de tratamiento, de la utilización de un tratamiento físico-químico previo al tratamiento biológico.

PALABRAS-CLAVES: Efluentes de Curtiembre, Sistema Aeróbico, Fraccionamiento de la DQO, Constantes Cinéticas, Coagulación – Floculación.

INTRODUCCION

Las características físicas de los efluentes tienen una fuerte incidencia sobre todo el proceso de tratamiento.

En la rutina de caracterización de efluentes se determinan parámetros agregados como carga en DQO, medidas de carga y biodegradabilidad como la DBO5, y dos caracterizaciones principales de materiales particulados: 1-sólidos sedimentables, (sólo indica la fracción más gruesa separable por acción de la gravedad) y 2- sólidos suspendidos, (fracciona el material particulado en dos grupos, según el tamaño medio de poro del filtro utilizado para su determinación). Los materiales particulados de la fracción de tamaños menores al filtro utilizado son conceptuados como “sólidos solubles”, aunque se trate, por ejemplo, de proteínas agregadas como coloides o macrocoloides. En general, los materiales poliméricos de alto peso molecular y con estructuras coloidales, que requieren etapas de degradación parcial antes de ingresar al metabolismo celular, son contabilizados como material soluble en la rutina de caracterización del efluente, punto de partida de la selección y dimensionamiento de un sistema de tratamiento.

Uno de los aspectos más importantes en la comprensión y el modelado de los sistemas de lodos activados en los últimos años ha sido el reconocimiento de la existencia en los sustratos de fracciones con diferentes velocidades de degradación. Esto ha llevado a identificar en los efluentes las fracciones de DQO fácilmente y lentamente biodegradables y a adoptar el fraccionamiento del DQO total del efluente como una parte integral de la caracterización de las aguas residuales. (Orhon et al., 1989; Orhon and Cokgör, 1997). Las fracciones lentamente biodegradables son absorbidas en los lodos y solubilizadas por un proceso de hidrólisis a sustrato fácilmente biodegradable, siendo en este caso la hidrólisis una etapa más lenta que el crecimiento heterótrofo y por lo tanto será el paso controlante del proceso de lodos activados. (Orhon et al, 1999).

Para predecir y/o analizar el comportamiento biológico de las plantas de tratamiento de efluentes, históricamente se ha utilizado la cinética de Monod como cinética de degradación biológica. Para esto es necesario conocer los parámetros cinéticos así como características del efluente. Dold et al (1980) propusieron un modelo de bisustrato teniendo en cuenta que el amplio espectro de compuestos orgánicos presentes en el efluente se podían evaluar en dos grupos representados por diferentes velocidades de degradación. Más tarde Henze et al (1987) identificaron y describieron el mecanismo de degradación de las componentes de DQO fácilmente y lentamente biodegradables. Este fraccionamiento de la DQO es el que se utiliza en el “Modelo de Lodos Activados N°1” desarrollado por la IAWPRC para el modelado de plantas de lodos activados. En este caso si bien el DQO total es un parámetro necesario, no es suficiente para el modelado del sistema de lodos activados, debido a que cubre un gran espectro de compuestos orgánicos con características de biodegradabilidad diferentes así como también componentes inertes presentes en el efluente o generados durante el tratamiento biológico como productos residuales microbiológicos. Debido a que el DQO mide también componentes no biodegradables, es necesario determinar cuál es la fracción biodegradable. Además, hay que tener en cuenta que dentro de esta fracción existe un amplio espectro de componentes orgánicos que puede ser evaluado en dos grandes grupos representados por velocidades de biodegradabilidad significativamente diferentes.

Es común entonces evaluar al DQO total como la suma de dos grandes grupos: DQO biodegradable y DQO inerte, el cual se subdivide en DQO rápidamente biodegradable y lentamente biodegradable. La fracción inerte de la DQO está compuesta por una fracción soluble y otra particulada. En la Figura 1 se muestra el fraccionamiento de la DQO para un efluente doméstico fácilmente biodegradable y de baja carga. Aún en este caso se puede observar que el 60 % del DQO total corresponde a los materiales suspendidos de menor biodegradabilidad. (Henze, M. 1992).

Los compuestos solubles inertes están presentes en el efluente y además se generan durante el proceso de lodos activados (Orhon et al. 1989, Germirli et al. 1991, and Sollfrank et al. 1992). Para el modelado correcto se debería incluir la producción de estos compuestos durante el decaimiento o hidrólisis pero el Modelo de Lodos Activados N°1 simplifica la aproximación utilizando una concentración ficticia de compuestos solubles inertes en el influente que incluye tanto aquellos que están presentes en el influente como los producidos durante el proceso biológico. La fracción inerte suspendida presenta un comportamiento similar a la soluble. Los compuestos orgánicos inertes suspendidos producidos durante el metabolismo de los lodos activados se toman como una fracción del decaimiento de la biomasa, generalmente un 20 % (McCarty and Brodersen 1962), (Orhon and Artan, 1994).

Las fracciones lentamente biodegradables son absorbidas en los lodos y solubilizadas por un proceso de hidrólisis a sustrato fácilmente biodegradable, siendo en este caso la hidrólisis una etapa más lenta que el crecimiento heterótrofo y por lo tanto será el paso controlante del proceso de lodos activados.

En consecuencia, para que la caracterización del efluente sea útil para el proceso de modelado, debe incluir, además de los parámetros característicos, el fraccionamiento de la DQO.

Esta forma de caracterización se ha aplicado a aguas domésticas (Orhon et al, 1997) pero es poca la información con relación a efluentes industriales. En el presente trabajo se realiza esta caracterización para un efluente de curtiembre. Se identifican las diversas fracciones de DQO en el agua residual y se determina el crecimiento de biomasa YH siguiendo el procedimiento desarrollado por Kappeler y Gujer (1992) y Orhon y Arthan (1994) en donde YH es el crecimiento expresado en DQOcelular/DQOconsumido.

El efluente proviene de un proceso de curtido de cueros vacuno clásico con un tratamiento primario consistente en el mezclado y sedimentación de la corriente de pelambre donde ya se ha oxidado el sulfuro con la corriente de curtido, sin utilización de floculantes o coagulantes. Luego de esta sedimentación se desea realizar un tratamiento biológico al efluente de salida. Este es el efluente ensayado. Su DQO total varía entre 3700 – 4800 mg/L.

Orhon et al. (1998) estudia el efecto de la sedimentación química en los parámetros cinéticos, comprobando que éstos varían considerablemente luego de la sedimentación, afectando considerablemente los gastos de oxígeno y tamaño del sistema de lodos activados, aunque la producción global de lodos se mantiene en forma similar. La separación directa por simple gravedad como pretratamiento del proceso biológico particiona y sustrae solamente las partículas de diámetros mayores a las 75 – 100 micras. Orhon et al. (1998) señalan que puede ser muy conveniente la sustitución de una separación convencional de sólidos como pretratamiento por una separación inducida, para obtener una separación temprana de contaminantes segregados del efluente principal, que será sometido, ahora con menor carga, a tratamiento biológico, y portando sólo los materiales solubles y particulados de menor tamaño. La separación de los materiales particulados puede realizarse en distintos rangos, de acuerdo a la tecnología implementada. La opción de mayor interés práctico, consiste en mantener la separación por gravedad como método, pero modificando las características del material particulado suspendido por procesos fisicoquímicos de coagulación y floculación, permitiendo el agrupamiento de las micropartículas en agregados de mayor tamaño, incrementando las velocidades de sedimentación y por esta vía la fracción separable por sedimentación por gravedad. En general, los procedimientos de coagulación y floculación mediante los aditivos adecuados permiten la captura y segregación de las partículas mayores de 0.01 micras.

Dadas las características de las normas nacionales de vertido, el algunos casos esta separación inducida puede permitir cumplir con los parámetros de vertido a colector. En el presente trabajo se complementan los ensayos de biodegradabilidad con ensayos de coagulaciónfloculación considerando la influencia de este pretratamiento en el costo global del sistema.

MATERIALES Y MÉTODOS

Ensayos biológicos
En una primera etapa se alimentó con este efluente un reactor semibatch de 10 litros, para obtener lodos con 10 a 15 días de tiempo de residencia celular (TRC). Durante este período de generación y aclimatación de lodos se midió DQO total y soluble y velocidad de consumo de oxígeno (VCO) a lo largo del tiempo.

Con los lodos aclimatados se realizaron ensayos en forma discontinua con diferentes relaciones de DQO total a microorganismos (F/M) y se midió DQO total y soluble y VCO a lo largo del tiempo. La VCO se registró en forma automática con un medidor de oxigeno digital YSI Modelo 58 y el registro en continuo se realizó con un equipo construido en el Departamento de Control de la Facultad de Ingeniería.

Siguiendo el procedimiento desarrollado por Kappeler y Gujer (1992) se estimó el valor de YH con al ecuación (1) donde .O2 es el oxígeno consumido para la correspondiente variación del DQO soluble.

YH = 1 – . O2/. DQOsoluble (1)

Se realizaron ensayos con diferentes relaciones de F/M y se realizó un ensayo complementario con inhibición de la nitrificación con tiourea.

Ensayos de coagulación-floculación

Los ensayos de coagulación-floculación se efectuaron siguiendo la metodología convencional de Jar Test, en un equipo de 6 vasos de 2 litros, operando a 100 rpm para mezclado rápido y 20 rpm para formación de flóculos.

Las pruebas se efectuaron sobre muestras de efluente homogeneizado de curtiembre (preoxidado para desulfuración), con cargas iniciales en el rango entre 3600 – 4800 mg DQO/L.

Se llevaron a cabo ensayos comparativos de floculantes catiónicos y aniónicos de carga media, con Al+3 como coagulante, midiendo DQO residual en el clarificado. Se realizaron medidas complementarias de DBO5.

RESULTADOS

Ensayos biológicos
DQO total inicial = 3800 mg/l
DQO soluble inicial = 2130 mg/l
Se obtuvieron las curvas de DQO y de VCO del período de aclimatación (Figura 1). Para las relaciones establecidas de F/M con lodos aclimatados se realizaron las medidas de VCO y DQO total y soluble. En la Figura 2 se muestra un ensayo tipo de velocidad de consumo de oxigeno y en la Figura 3 se muestra la correspondiente variación del DQO total, soluble y particulado

De los valores promedios de los ensayos de aclimatación y de las determinaciones de la VCO en discontinuo se obtuvieron las siguientes estimaciones:
DQO total inicial = 3800 mg/L.
DQO soluble inicial = 2130 mg/L
DQO fácilmente biodegradable = 600 mg/L (16%),
DQO rápidamente y lentamente hidrolizable = 1900 mg/L (50%),
DQO soluble inerte = 960 mg/L (25%),
DQO particulado inerte = 340 mg/L (9%).
Realizando la integral del consumo de oxígeno sin nitrificación y considerando el correspondiente . DQO soluble se obtuvo que YH = 0.41 g SSV/g DQOrem.
La velocidad máxima específica de crecimiento obtenida para una relación F/M de aproximadamente 4 con lodo del orden de 10-15 días de Tiempo de Residencia Celular fue de 2.5 d-1 y la constante de decaimiento kd = 0.12 d-1.

Se realizaron observaciones al microscopio a lo largo de los ensayos. Las bacterias fueron siempre escasas, los ciliados y vorticelas muy pocos y de muy baja movilidad.

Ensayos coagulación-floculación
Los mejores resultados se obtuvieron con polielectrolito aniónico. La relación DBO5/DQO para el efluente inicial fue de 0.35, y para los efluentes clarificados con polielectrolitos fue de 0.48.

Filtrado por el mismo papel de filtro que en el ensayo de biodegradabilidad el DQO resultante es soluble.

CONCLUSIONES

El efluente de curtiembre luego de una sedimentación primaria por gravedad, presenta sólo un 16 % de DQO fácilmente biodegradable. Del orden del 50 % es DQO hidrolizable a diferentes velocidades y 34% es DQO inerte (soluble y particulado).

De acuerdo a los resultados el TRH será del orden de 2 a 3 días para que se comience a degradar el sustrato hidrolizable. El crecimiento celular será de orden de 0.41 g SSV /g DQO removido, la ìmax = 2.5 d-1 y kd = 0.12 d-1. El oxígeno necesario será del orden de 1.2 g O2 /g DQO removido èc del orden de los 15 días. Orhon et al (1998) obtuvo para un efluente de curtiembre similar, pero con menor DQO luego de una sedimentación simple por gravedad, datos de orden similar a los obtenidos en este trabajo en cuanto a los porcentajes de las fracciones de DQO. Luego de una sedimentación química remueve un porcentaje también similar de DQO (52%). En el presente trabajo la remoción es de 55%. Demuestra además que la sedimentación química remueve completamente el DQO lentamente hidrolizable y el DQO particulado inerte y que la velocidad máxima de crecimiento aumenta a casi del doble en este efluente con relación al original.

Una sedimentación simple como pretratamiento para un efluente de curtiembre, si bien disminuye el porcentaje de DQO particulado frente al efluente bruto, produce un efluente que aún contiene un alto porcentaje de DQO particulado con un alto porcentaje inerte. El DQO fácilmente biodegradable es un porcentaje relativamente bajo de la fracción biodegradable, teniendo la mayor fracción biodegradable una velocidad de degradación relativamente baja debido a la existencia de un alto porcentaje de compuestos lentamente hidrolizables.

La sedimentación química como pretratamiento produce un efluente con características cinéticas completamente diferentes, que mejora significativamente la tratabilidad biológica del mismo. Los resultados muestran una gran disminución de los sólidos suspendidos. La fracción biodegradable está formada completamente por DQO fácilmente biodegradable lo que se refleja en una velocidad de degradación mucho mayor.

Las relaciones DBO5/DQO inicial y final obtenidas, muestran que el efluente clarificado retiene materiales más fácilmente biodegradables que el efluente inicial no sometido a tratamiento de sedimentación auxiliada.

Con los resultados de los ensayos biológicos discontinuos y con los valores de la DQO residual de la sedimentación química, es posible estimar el TRH, el oxígeno requerido y el crecimiento de biomasa para el efluente con y sin sedimentación química.

Suponiendo que se tiene una concentración de biomasa de 2500 mg/L en el tanque aireado y que se procesa igual caudal, se tiene que el TRH disminuye de 3.3 a 1.5 días cuando realizamos un pretratamiento químico.

El volumen de tanque y el oxígeno requerido serán también la mitad para el efluente con sedimentación química. El volumen de lodos es similar en ambos casos, ya que se compensa la menor cantidad de lodos generados en el sistema pretratado con los lodos que se generan en el pretratamiento.

Esto lleva a la necesidad de considerar los costos de operación de las dos alternativas, ya que el gasto en coagulantes-floculantes, puede compensarse con la disiminución del gasto de energía, dado que luego de la precipitación química se requerirá la mitad de potencia instalada. También deberán considerarse los costos de la inversión inicial. El volumen total del sistema puede ser menor con precipitación química, dado que los tiempos de estadía de la precipitación química son muy cortos con relación a los tiempos biológicos. También hay que considerar que en algunos casos, sólo con precipitación química puede ser posible llegar a los valores de vertido a colector.

REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS

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Sandra Hermida Veret
Asistente del Departamento de Análisis, Instituto de Ingeniería Química. Facultad de Ingeniería. Cursos de Posgrado y Seminarios de especialización en Técnicas Analíticas Instrumentales, en Control Ambiental y en Calidad Total.
Melga Galisteo
Ingeniera Química (1991), Asistente del Dpto. de Ingeniería de Reactores desde 1993, Instituto de Ingeniería Química. Facultad de Ingeniería. Actualmente realiza su Maestría en Ingeniería Química en transferencia de oxígeno. Tiene presentaciones en Congresos Internacionales y publicaciones en revistas arbitradas.
María Viñas Sendic(1)
Ingeniero Químico (1969). Posgrado: Instituto Mendeleev, RUSIA (1980). Investigador en la Coordinación de Ingeniería Ambiental, Instituto de Ingeniería, UNAM, México, (1980-1985). Actualmente Profesor Titular, Dpto. de Ingeniería de Reactores del Instituto de Ingeniería Química, Facultad de Ingeniería. Montevideo, URUGUAY.
Dirección(1): Facultad de Ingeniería, Instituto de Ingeniería Química. Julio Herrera y Reissig 565, CP 11300
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