Viabilidad de un Proceso para la Eliminación conjunta de H2S Y NH3 contenido en Efluentes Gaseosos. Parte 1

Martín Ramírez Muñoz TESIS DOCTORAL UNIVERSIDAD DE CÁDIZ FACULTAD DE CIENCIAS Departamento de Ingeniería Química, Tecnología de Alimentos y Tecnologías del Medio Ambiente

La presente Tesis ha sido co-dirigida por los Doctores D. Domingo Cantero Moreno, Catedrático de Ingeniería Química y D. José Manuel Gómez Montes de Oca, Profesor Titular de Ingeniería Química de la Universidad de Cádiz, y cumple los requisitos exigidos por la legislación vigente.
Fdo.: Dr. D. Domingo Cantero Moreno Fdo.: Dr. D. José Manuel Gómez Montes de Oca
Fdo.: Dr. D. José María Quiroga Alonso
Director del Dpto. de Ingeniería Química, Tecnología de Alimentos y Tecnologías del Medio Ambiente
Universidad de Cádiz

RESUMEN

La generación de olores está considerada como una forma especifica de contaminación atmosférica. Los tipos de contaminantes que provocan problemas de olores y que emiten las industrias son de índole muy diverso, tratándose fundamentalmente de compuestos volátiles ya sean orgánicos o inorgánicos.

Uno de los compuestos más comunes y que mayores problemas causa es el ácido sulfhídrico, por tratarse de un gas corrosivo, olor desagradable a huevos podridos y con un límite de detección excesivamente bajo. La principal fuente de emisión de H2S son las plantas de tratamiento de aguas residuales (zonas de anerobiosis, estaciones de bombeo, colectores, digestores de lodos, etc. El ácido sulfhídrico va acompañado de otros compuestos fundamentalmente órgano sulfurados y amoniaco.

En la presente tesis se ha estudiado la eliminación de ácido sulfhídrico y amoniaco mediante una tecnología biológica ya que para el rango de caudales y concentraciones de este tipo de efluentes, son las más rentables además de tratarse de unas tecnologías respetuosas con el medio ambiente. Concretamente se han utilizado dos biofiltros de escurrimiento empaquetados con espuma de poliuretano. La espuma de poliuretano es un soporte inerte y con unas propiedades muy buenas para el tipo de bioreactor seleccionado como son; alta porosidad, alta superficie especifica e inerte, además de tratarse de un soporte muy barato, factor importante a la hora de un escalamiento. Como microorganismos se han seleccionado dos cepas una azufre oxidante (Thiobacillus thioparus ATCC 23654) que utiliza como sustrato elácido sulfhídrico oxidándolo a azufre elemental y/o sulfato, y otra bacteria amonio oxidantes (Nitrosomonas europaea ATCC 19718) que oxida el amoniaco a nitrito.

Se ha estudiado la eliminación por separado de mezclas aire/H2S y aire/NH3 y a continuación la eliminación conjunta de ambos compuestos en aire.

La capacidad de eliminación máxima alcanzada fue de 43,9 gS m-3h-1 para una carga de alimentación de 55,0 gS m-3h-1 (79,8%) y la capacidad máxima crítica fue de 14,9 gS m-3h-1 (eliminación mayor del 99,8%), para un tiempo de residencia de 150 segundos. El porcentaje de eliminación fue mayor del 99% para tiempos de residencia del gas de 90 segundos y cargas de hasta 11 gS m-3h-1. En cuanto a la eliminación de amoniaco se pueden conseguir porcentajes de eliminación del 100% si se mantiene la concentración de nitrito del medio de recirculación por debajo de 100 mM para cargas de hasta 270 gN m-3h-1 con tiempos de residencia del gas de tan solo 11 segundos. La alta capacidad de eliminación de amoniaco alcanzada supera con gran amplitud la eliminación alcanzada por otros autores, por lo que se podría emplear el biofiltro con Nitrosomonas europaea para tratar efluentes con altas concentraciones de amoniaco como los que se generan en plantas de compostaje o fertilizantes.

El estudio de eliminación conjunta logró porcentajes de eliminación del 100% y del 99% para un efluente con concentraciones de hasta 238 ppmv de NH3 y 129 ppmv de H2S, con tiempo de residencia del gas de 60 segundos. Este rango es lo suficientemente amplio para tratar problemas de olores en un amplio rango de efluentes industriales.

ACRÓNIMOS

ACGIH: American Conference of Industrial Hygienists
AEDT: Ácido etilendiamino tetracético
AMO: Amonio monooxigenesa
ATP: Trifosfato de adenosina
BF: Biofiltro
BL: Biolavador
BTF: Biofiltro de escurrimiento
CAG: Carbón activo granulado
CFM: Controlador de flujo másico
CFU: Colony forming unit
DEA: Dietanolamina
DGA: Diglicolamina
DIPA: Diisopropanolamida
DMDS: Dimetil disulfuro
DMS: Dimetil sulfuro
EBRT: Tiempo de residencia de lecho vacío
EPA: Agencia de protección ambiental (USA)
HAO: Hidroxilamina oxidoreductasa
INSHT: Instituto Nacional de Seguridad e Higiene en el Trabajo
MDEA: Metildietanolamina
MEA: Monoetanolamina
MEK: Metil etil cetona
MIBK: Metil isobutil cetona
MM o MT: Metanotiol
NOx: Óxidos de nitrógeno
QSARs: Modelo cuantitativo estructura-actividad
SCO: Oxidación catalítica selectiva
TLV-STEL: Valor Límite Umbral – Límite de Exposición de Corta Duración
TLV-TWA: Valor Límite Umbral – Media Ponderada en el Tiempo
TRS: Compuesto de azufre reducidos
VLA-EC: Valor límite ambiental. Corta exposición
VLA-ED: Valor límite ambiental. Exposición diaria
VOCs: Compuestos orgánicos volátiles

NOMENCLATURA

A: área transversal del biofiltro (m2)
AI: actividad de la especie Nitrosomonas europaea (μmol O2 s-1 m-3)
AI,MAX: actividad máxima de la especie Nitrosomonas europaea (μmol O2 s-1 m-3)
α: ordenada en el origen de la linealización de la ecuación de Ergun (Pa h m-2)
β: pendiente de la linealización de la ecuación de Ergun (Pa h2 m-3)
Ci : concentración a la altura “i” (ppmv)
0 C : concentración de entrada del contaminante (g m-3)
0 C : concentración de entrada del contaminante (ppmv)
S C : concentración de salida del contaminante (g m-3)
S C : concentración de salida del contaminante (ppmv)
CSALES: concentración total de sales en el medio líquido (mM)
i C : concentración del contaminante a la altura “i” (g m-3)
L C : concentración del contaminante en el medio líquido de recirculación (g m-3)
n Cl : concentración media logarítmica (g m-3)
ln C : concentración media logarítmica (ppmv)
Dp: Diámetro de partícula de la ecuación de Ergun (m)
EBRT: tiempo de residencia (s)
EC: capacidad de degradación (g m-3h-1)
F: flujo molar (mol h-1)
h: altura (m)
H: constante de Henry (adimensional; atm/fracción molar)
I: volumen gastado en la valoración por yodometría (ml)
Ka: Constante ácida de disociación
Kb: Constante básica de disociación
KI,NH3: constante de inhibición de amoniaco (mM)
KI,NO2: constante de inhibción de nitrito (mM)
K1: constante cinética de orden uno (h-1)
Km: constante de saturación (ppmv)
Ko: constante cinética de orden cero (g m-3h-1)
L: carga de alimentación (g m-3h-1)
LH2S: carga de alimentación de ácido sulfhídrico (gS m-3h-1)
LNH3: carga de alimentación de amoniaco (gN m-3h-1)
λ: factor de conversión g m-3 a ppmv (ppmv g-1 m3)
M: molaridad de la disolución de yodato empleada en la yodometría (mol L-1)
μ: velocidad específica máxima de crecimiento (h-1)
μG: viscosidad de la corriente de aire a tratar (Kg m-1 s-1)
ΔPH2O: Incremento de presión en la columna desde la entrada a la salida (cm de H2O)
ΔP: Incremento de presión en la columna desde la entrada a la salida (Pa)
Pm: peso molecular (g mol-1)
Q: caudal de gas (m-3h-1)
R: porcentaje de eliminación (%)
r2: coeficiente de regresión lineal
Rb: porcentaje de eliminación biológica (%)
ρG: densidad de la corriente de aire a tratar (Kg m-3)
t: tiempo (s)
T: temperatura (ºC)
τ: tiempo de residencia real (s)
V: volumen empaquetado (m-3)
Φ: diámetro del biofiltro (mm)
νL: velocidad superficial del medio líquido de recirculación (m h-1)
νg: velocidad superficial del gas (m h-1)
V: volumen empaquetado (m3)
VL: volumen de líquido (m3)
Vm: volumen de muestra tomado para realizar la yodometría (ml)
Vmax: velocidad máxima de degradación (g m-3h-1)
X: concentración de biomasa (cel ml-1)
X0: concentración de biomasa inicial (cel ml-1)

1. INTRODUCCIÓN

La contaminación atmosférica es uno de los problemas ambientales más importantes. Las causas que originan esta contaminación son diversas y pueden tener su origen por la acción del hombre (antropogénico) o bien por causas naturales (telúrico). Con frecuencia, la contaminación natural ocurre en cantidades mayores que la producida por las actividades humanas, sin embargo, ésta última es de mayor impacto y representa una amenaza más significativa.

La emisión de contaminantes gaseosos a la atmósfera provoca una serie de impactos ambientales apreciables a diversas escalas tales como la lluvia ácida, contaminación fotoquímica, efecto invernadero, etc. Además de estos efectos pueden generarse compuestos nocivos para las vías respiratorias y producir olores que afecten a la calidad de vida de las personas por causar molestias e incluso poner en peligro directamente la salud. La generación de olores está considerada como una forma especifica de contaminación atmosférica, entendiéndose por tal la presencia en el aire de sustancias y formas de energía que alteran la calidad del mismo, de modo que implique riesgos, daños o molestias graves para las personas y bienes de cualquier naturaleza.

Los olores representan uno de los problemas más complejos relacionados con la contaminación del aire dado que la percepción del olor depende del individuo. La nariz del hombre es capar de detectar cantidades minúsculas de algunas sustancias, incluso en el intervalo de ppm y ppb (Ottengraf 1986). El control de los olores es un problema complejo puesto que la percepción es subjetiva, lo que es repugnante para uno es aceptable para otros, es más fácil detectar un olor extraño y es más probable que sea motivo de quejas que uno conocido y debido a la fatiga una persona puede acostumbrarse prácticamente a cualquier olor, si se le da suficiente tiempo, y sólo se dará cuenta del mismo cuando ocurra un cambio de la intensidad. Además esta percepción del olor no es lineal, nos encontraremos compuestos que a bajas concentraciones son rápidamente detectados por el olfato y, a partir de determinadas concentraciones mayores dejan incluso de ser percibidos como consecuencia de una saturación de las fosas nasales. Este hecho ocurre por ejemplo con el ácido sulfhídrico y otros compuestos sulfurados reducidos (metilmercaptano (MM), dimetil sulfuro (DMS) y dimetil disulfuro (DMDS)) conocidos también como TRS (Total Reduce Sulfur). El ácido sulfhídrico es un de los compuesto principales responsables del mal olor, posee un olor característico a huevos podridos y un límite de detección excesivamente bajo entre entre 0,0085 y 1 ppmv (Lomans et al., 2002).

Los compuestos más comunes responsables del mal olor se dividen en cuatro categorías (Manero 1997):

• Compuestos con nitrógeno: amoniaco (NH3) y aminas.
• Compuestos sulfurados: sulfuro de hidrogeno (H2S), metil mercaptano o metanotiol (CH3SH, MM o MT), dimetil sulfuro ((CH3)2S, DMS), dimetil disulfuro ((CH3)2S2, DMDS)
• Ácidos volátiles grasos.
• Aldehídos, cetonas y esteres.

Actualmente, son numerosas las actividades industriales potencialmente generadoras de olores: tratamiento de aguas residuales urbanas (EDAR), tratamiento de subproductos de origen animal, procesado de pescado y conservas, fundidores de grasas animales, fabricación de harinas de carne o pescado, industria alimentaria, mataderos, tratamiento de residuos sólidos urbanos (basuras, compostaje, vertederos), industria química y farmacéutica, industria del caucho, industrias del tabaco, refinerías de petróleo, producción de celulosa, etc. Dada la gran cantidad de fuentes emisoras de compuestos que generan olores, en los últimos años se ha realizado un esfuerzo por desarrollar tecnologías específicas para la eliminación de este tipo de compuestos.

Como fuente de generación de olores por emisiones de H2S destacan las plantas depuradoras de aguas residuales debido a su gran número y cercanía a las poblaciones. La generación del H2S se debe fundamentalmente al metabolismo en ambiente anaerobio de los sulfatos presentes en el agua residual por bacterias sulfatoreductoras. Para reducir la emisión de olores de las plantas de tratamiento de aguas residuales los tanques que contienen los lodos o las aguas residuales se cubren y se ventilan mediante un sistema de extracción para eliminarlos compuestos responsables del mal olor. Las emisiones de H2S normalmente van acompañadas de otros TRS y amoniaco.

Sensibles a esta problemática de contaminación gaseosa, en el grupo de investigación “Reactores Biológicos y Enzimáticos” de la Universidad de Cádiz se comenzó con una línea de investigación sobre la biodesulfuración y biofiltración de efluentes gaseosos cuyo objetivo principal es la de proponer alternativas tecnológicas viables para la minimización de estos residuos dentro del campo de la Ingeniería Bioquímica. Así, el trabajo que se presenta en esta Tesis Doctoral se enmarca dentro de un proyecto financiado por el Plan Nacional de I+D+i titulado “Viabilidad de la eliminación conjunta de H2S y NH3 presentes en efluentes gaseosos” (PPQ2002- 00217).

El objetivo general de este trabajo es el diseño y puesta en marcha de un sistema de eliminación conjunta de H2S y NH3 contenido en aire, con Thiobacillus thioparus y Nitrosomonas europaea inmovilizadas en un biofiltro de escurrimiento empaquetado con espuma de poliuretano.

Para llevar a conseguir este objetivo general, se fijaron los siguientes objetivos específicos:

• Desarrollo y adaptación de biopelículas de Thiobacillus thioparus sobre espuma de poliuretano para la degradación de H2S en aire.
• Desarrollo y adaptación de biopelículas de Nitrosomonas europaea sobre espuma de poliuretano para la degradación de NH3 en aire.
• Desarrollo y adaptación de biopelículas de Thiobacillus thioparus y Nitrosomonas europaea co-inmovilizadas sobre espuma de poliuretano para la degradación conjunta de una mezcla de H2S/NH3 en aire.
• Estudio de la influencia de las principales variables de operación sobre la eficacia del proceso en la degradación de H2S por Thiobacillus thioparus inmovilizado en espuma de poliuretano utilizando un biofiltro de escurrimiento. Determinación de las capacidades y eficacias de eliminación.
• Estudio de la influencia de las principales variables de operación sobre la eficacia del proceso en la degradación de NH3 por Nitrosomonas europaea inmovilizado en espuma de poliuretano utilizando un biofiltro de escurrimiento. Determinación de las capacidades y eficacias de eliminación.
• Diseño y puesta en marcha de un sistema de biofiltración que permita la degradación de mezclas en aire de H2S/NH3 en una única etapa, utilizando un biofiltro de con Thiobacillus thioparus y Nitrosomonas europaea co-inmovilizadas en espuma de poliuretano. Determinación de las condiciones óptimas de operación del sistema que favorezcan la máxima degradación de la mezcla H2S/NH3 en aire.
• Modelado cinético general del proceso y análisis de viabilidad.

2. ANTECEDENTES
2.1. TECNOLOGÍAS PARA EL TRATAMIENTO DE GASES

Las distintas tecnologías usadas para el tratamiento de emisiones gaseosas se pueden clasificar en físico-químicas y biológicas. Cada actividad industrial tiene una problemática distinta que hace que el sistema de desodorización aplicable sea distinto. Para la elección de éste, hay que tener en cuenta una serie de consideraciones: cuál es el problema del olor, su naturaleza, volumen a tratar, características del aire contaminado y características y gestión de los subproductos generados. Un análisis detallado de estos factores determinará en cada caso el grado de eficacia que se requiere y el sistema de tratamiento más adecuado.

En la Figura 1 se muestran los rangos de concentración y de flujo de aire en los cuales se aplican las distintas tecnologías existentes (Kosteltz et al., 1996; Delhomenie and Heitz 2005).

Así, se puede observar que los métodos biológicos son eficientes para grandes volúmenes de aire con bajas concentraciones de contaminante.

2.1.1. Tecnologías Físico-químicas

Tradicionalmente, se han utilizado las tecnologías de base físico-químicas, destacando entre ellas: la incineración, la absorción, la adsorción, la condensación y los procesos con membranas. A continuación se va describir cada una de las tecnologías físico-químicas.

2.1.1.1. Incineración

Se trata de un proceso en el cual el contaminante es capturado por un sistema de extracción, precalentado, mezclado y oxidado a altas temperaturas dando como resultado otros compuestos, fundamentalmente dióxido de carbono y agua en el caso de hidrocarburos, aunque se puede formar ácido clorhídrico, ácido fluorhídrico o dióxido de azufre por la presencia de cloro, flúor o azufre respectivamente. La formación de óxidos de nitrógeno es también posible durante la incineración. Las eficiencias de la oxidación son mayores del 99% (Kohl and Nielsen 1997). Existen principalmente dos tipos de oxidación: oxidación térmica y oxidación catalítica.

La combustión catalítica es una alternativa a la incineración térmica que permite bajar la temperatura al emplear catalizadores, aunque igualmente se emplea para tratar efluentes altamente concentrados. Las principales desventajas son el complicado diseño del reactor y los costes del catalizador (metales nobles y corta vida útil). De hecho, la combustión catalítica sufre de inhibición del catalizador cuando el gas contiene compuestos de azufre (Busca and Pistarino 2003).

2.1.1.2. Adsorción

La adsorción es la transferencia selectiva de uno o más solutos de una fase fluida a partículas sólidas. Los compuestos son eliminados de la corriente gaseosa al transferirse a la superficie sólida del adsorbente; estos sólidos presentan una alta relación superficie volumen (Regina 2006). Existen dos tipos de procesos de adsorción: adsorción química y adsorción física. En la adsorción física el compuesto es retenido en la superficie del contaminante por fuerzas electrostáticas débiles, de manera que el material puede ser regenerado de forma fácil, cosa que no ocurre en la adsorción química donde los enlaces son de tipo fuerte, es por tanto que industrialmente el empleo de la absorción física es mayoritario. La principal desventaja de esta técnica es la saturación del adsorbente después de un tiempo de operación determinado, siendo necesaria su regeneración o deposición final (Devinny et al., 1999). Los adsorbentes más utilizados son el carbón activo, sílica gel, zeolita, resinas sintéticas, etc. El carbón activo es el más utilizado para la eliminación de H2S y VOCs por adsorción física; se trata de un adsorbente no polar, por lo que los hidrocarburos son preferentemente adsorbidos antes que los compuestos polares como el H2S. Para la regeneración del carbón activo se suele emplear una corriente de vapor, que provoca el desplazamiento de los compuestos adsorbidos del soporte. Esta corriente es condensada a la salida para su posterior tratamiento, pero cuando se tratan compuestos de alto peso molecular se hace difícil la desadsorción debiéndose reemplazar el soporte.

2.1.1.3. Absorción

La absorción es un proceso físico, que consiste en la transferencia de masa impulsada por un gradiente de concentración de un componente soluble de una mezcla en fase gaseosa a un absorbente líquido, cuya volatilidad es baja en las condiciones de proceso (Perry et al., 2001).

La solución absorbente que se usa con mayor frecuencia es el agua, aunque también se utilizan soluciones alcalinas o ácidas, incluso aminas y algunos hidrocarburos dependiendo del compuesto a eliminar (Kohl and Nielsen 1997). Los agentes oxidantes más comúnmente empleados son el hipoclorito de sodio (NaClO) y el peróxido de hidrógeno (H2O2) (Regina 2006).

La capacidad de eliminación del absorbedor dependerá de las concentraciones en equilibrio entre la fase gaseosa y la líquida. Para concentraciones diluidas de muchos gases y en un buen intervalo de concentraciones, la relación de equilibrio está dada por la ley de Henry, que relaciona la presión parcial desarrollada por un soluto disuelto A en un disolvente líquido B. La transferencia de masa dependerá por tanto del coeficiente de partición (coeficiente de la ley de Henry), así como de la temperatura y el pH (Smet et al., 1998).

La configuración más común consiste en las torres empacadas, donde la fase líquida entra en forma de lluvia dispersa por cabeza de columna y la gaseosa en contracorriente (Manero 1997); aunque son muchos los tipos de equipos empleados como columnas empacadas, torres de plato, aspersión etc (Regina 2006).

2.1.1.4. Condensación

La condensación se define como el proceso por el cual un vapor se transforma en un líquido (Perry et al., 2001). Esto ocurre cuando el vapor es enfriado por debajo de su temperatura de saturación produciéndose la nucleación de gotas de líquido. Tal nucleación puede ocurrir homogéneamente dentro del vapor (formación de niebla) o heterogéneamente sobre las paredes del equipo (Buonicore 2000), siendo posible ser convertido cualquier gas en un líquido si se disminuye lo suficiente la temperatura y/o incrementa la presión. Hay 3 tipos de condensadores en función de la temperatura de operación (Regina 2006): convencionales (-18ºC hasta 4ºC), refrigerados (-100ºC) y criogénicos (-195,5ºC).

Esta técnica se emplea cuando la concentración del contaminante es muy alta y la sustancia posee un punto de ebullición bajo, siendo por tanto sólo viable económicamente para vapores concentrados y cuando el compuesto recuperado tiene valor o puede ser reciclado. Los contaminantes con un alto punto de ebullición pueden ser concentrados por simultáneos ciclos de enfriamiento y compresión del gas (Devinny et al., 1999).

2.1.1.5. Procesos con membranas

Los procesos con membrana se basan en las diferentes velocidades de permeabilidad a través de una delgada membrana de los compuestos. La fuerza impulsora es la diferencia de presión a ambos lados de la membrana. Debido a esto un 100% de eficacia no es posible y algún producto se perderá inevitablemente. Hay dos tipos de sistemas con membranas: Con alta presión de fase gas a ambos lados y con baja presión de adsorbente líquido a un lado.

2.1.2. Tecnologías Biológicas

Frente a las técnicas físico-químicas se encuentran los tratamientos biológicos cuya primera aplicación data de 1923 (Bach 1923), utilizándose esta tecnología para la eliminación de H2S en una planta de tratamiento de aguas residuales, pero no es hasta 1980 cuando su aplicación se extiende para la eliminación de otros compuestos presentes en los gases contaminados (Van Groenestijn and Hesselink 1993).

A todo proceso biológico utilizado para el control o tratamiento de compuestos volátiles orgánicos e inorgánicos presentes en corrientes gaseosas, se le conoce con el nombre de biofiltración (Devinny et al., 1999). En función de la forma de operar, se pueden encontrar tres tipos de tratamientos biológicos: biolavadores (bioscrubber), biofiltros de escurrimiento (biotrickling filter) 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 (Tabla 1).

Los sistemas biológicos de tratamiento de aire son considerados como tecnologías limpias o verdes y presentan una serie de ventajas comunes, entre las que destacan (Van Groenestijn and Hesselink 1993; Kennes and Thalasso 1998; Devinny et al., 1999; Delhomenie and Heitz 2005):

• Su capacidad para degradar los contaminantes a otros productos inocuos o menos contaminantes a una temperatura y presión ambientales.
• Costes de inversión moderados.
• Costes de operación son relativamente bajos, teniendo en cuenta el elevado volumen de gases que se pueden tratan con bajas concentraciones de los compuestos contaminantes.
• Se obtienen altos rendimientos de degradación en el tratamiento de un elevado número de compuestos contaminantes atmosféricos, pudiéndose tratar de forma efectiva mezclas de compuestos orgánicos e inorgánicos.
• Procesos aceptados por la opinión pública como "naturales" y tienen un bajo requerimiento energético en el equipamiento.

En cuanto a las desventajas, cada configuración tiene las propias, pero las comunes son:

• Necesidad de una etapa de acondicionamiento de la corriente de entrada.
• Ciertos compuestos de etapas previas de depuración o del proceso productivo pueden ser tóxicos y/o letales para los microorganismos.
• Elevada sensibilidad de éstos a los cambios de temperatura, humedad y pH.

2.1.2.1. Biolavadores (Bioscrubbers)

Se trata de un sistema con dos etapas, en una primera el contaminante se absorbe en agua con una torre de aspersión o una columna de absorción, y en una segunda se trata la corriente líquida en un reactor de lodos activos (Figura 2). Estos sistemas son adecuados cuando el contaminante es altamente soluble en agua, dada la necesidad de la transferencia del contaminante de la fase gas a la líquida (Ottengraf 1986; Van Groenestijn and Hesselink 1993; Kennes and Thalasso 1998).

Por tanto, esta tecnología se restringe a compuestos con constantes de Henry menores a 0,01 y a concentraciones menores a 5 g m-3 (Kok 1992). Una ventaja de los biolavadores, con respecto a otros sistemas, es que la fase móvil acuosa permite un buen control de temperatura, pH y adición de nutrientes en el proceso (Van Groenestijn and Hesselink 1993), así como una fácil eliminación de los productos de reacción y la consecuente eliminación de posibles efectos inhibitorios (Kennes and Thalasso 1998).

2.1.2.2. Biofiltros

Consiste en un filtro biológico relleno de un soporte orgánico (turba, compost, tierra, etc.) cuya función es fijar la biomasa y servir como fuente de nutrientes (Devinny et al., 1999) (Figura 3); a veces también se añaden materiales sintéticos para disminuir la pérdida de carga y como soporte de material orgánico (Van Groenestijn and Hesselink 1993).

La corriente gaseosa previa humidificación se alimenta a través del lecho y los contaminantes son absorbidos en la película líquida que se forma, siendo degradados por la biomasa. La principal característica de los biofiltros es la ausencia de una fase móvil, por lo que son adecuados para tratar contaminantes de baja solubilidad en agua (Kennes and Thalasso 1998). Se utiliza en compuestos con constantes de Henry menores de 10 y concentraciones menores de 1 g m-3 (Kok 1992).

2.1.2.3. Biofiltros de escurrimiento (Biotrickling filter)

Consiste en un filtro biológico empaquetado con un soporte sintético en el cual se forma una biopelícula (Figura 4). A través del lecho se alimenta la corriente gaseosa con el contaminante a eliminar y, por su parte superior, se añade una corriente líquida, que es recirculada para aportar los nutrientes esenciales a la biopelícula, mantener las condiciones de humedad, pH, además de eliminar los productos de degradación (Kennes and Thalasso 1998).

A medida que el gas atraviesa el lecho poroso, los contaminantes son degradados por la biomasa activa que los utiliza como fuente de nutrientes y/o energía. En este caso, la absorción y degradación de los contaminantes ocurre en el mismo equipo frente a lo que ocurre en los biolavadores. Los materiales usados comúnmente como soportes son polímeros, cerámicas, zeolita, carbón activo o mezcla de varios materiales (Cohen 2001). Se utiliza en compuestos con constantes de Henry menores de 1 y concentraciones menores de 0,5 g m-3 (Kok 1992).