UNIVERSIDAD AUTNOMA DEL ESTADO DE MORELOS

TRATABILIDAD ANAEROBIA/AEROBIA DEL COLORANTE AZO ROJO DIRECTO
23 MEDIANTE REACTORES DISCONTINUOS SECUENCIADOS DE LECHO
ASCENDENTE Y BIOMASA SUSPENDIDA
Fernanda MORALES-GUZMÁN y Rosa María MELGOZA-ALEMÁN*
Centro de Investigación en Ingeniería y Ciencias Aplicadas/Facultad de Ciencias
Químicas e Ingeniería, Universidad Autónoma del Estado de Morelos.
Av. Universidad 1001 Col. Chamilpa, Cuernavaca, Morelos.
México CP 62209 e-mail: rmelgoza@uaem.mx
Palabras clave: proceso anaerobio/aerobio, SBR, RD23, lecho expandido
RESUMEN
Debido a que la industria textil produce grandes volúmenes de aguas residuales
que contienen contaminantes principalmente colorantes azo, los cuales son
difíciles de degradar por sistemas convencionales de tratamiento, se requiere
realizar tratamientos alternativos o bien la combinación de tratamientos
convencionales para lograr su completa mineralización. Se realizó la evaluación
del proceso anaerobio/aerobio para la degradación del colorante azo Rojo Directo
23 (RD23), mediante pruebas de tratabilidad a nivel laboratorio. Se utilizaron dos
reactores operados como reactores discontinuos secuenciados (SBR, por sus
siglas en inglés), uno de lecho expandido empacado con carbón activado R1 y otro
con biomasa suspendida R2. Para la inoculación de los SBR se utilizaron lodos
activados procedentes de dos plantas de tratamiento de aguas residuales, una
industrial y otra municipal. Se evalúo la eficiencia del proceso mediante la
transformación del RD23 a las aminas aromáticas correspondientes en la fase
anaerobia, y posteriormente la mineralización de estas en la fase aerobia. Los
reactores operaron 90 días. El R1 se aclimató a los 48 días y el R2 a los 82 días.
Se determinó la adsorción del colorante en el carbón activado mediante la
isoterma de adsorción y se verificó con las pruebas de extracción con metanol del
RD23 en la biomasa. Se realizó el análisis estadístico de los resultados para
determinar cual de los dos sistemas fue más eficiente para el tratamiento del
RD23.
INTRODUCCIÓN
La industria textil es una de las más grandes consumidoras de colorantes azo. Los
colorantes azo presentes en efluentes textiles, no son usualmente tóxicos por sí
solos, pero sí los productos formados de su biotransformación anaerobia como lo
son las aminas aromáticas, por lo que existe interés por alcanzar su mineralización
total (Cheng et al., 1997). Estos se han tratado mediante sistemas convencionales
de tratamiento biológicos de aguas residuales los cuales no pueden adaptarse a
los cambios drásticos de concentración y a la presencia de compuestos orgánicos
inhibidores tan comunes en este tipo de aguas, particularmente los sistemas
1
anaerobios (Delée et al., 1998), en los cuales se forman aminas que muestran
efectos de inhibición al sistema (Pinheiro et al., 2004).
Una alternativa viable para adaptarse a estos cambios es el uso de reactores
SBR, ya que tienen la característica de operar en ciclos adaptándose muy bien a
las variaciones de carga de los efluentes industriales, lo que permite degradar
compuestos tóxicos como los colorantes azo (Quezada et al., 2000). Por otra parte
para lograr la mineralización de las aminas producidas se han utilizado estos
reactores integrando ambientes anaerobios/aerobios en un solo tanque, con el fin
de favorecer el intercambio permanente de metabolitos para que en la fase
anaerobia se alcance la reducción del colorante a las aminas aromáticas y en la
fase aerobia la mineralización de éstas (Van der Zee et al., 2005). El colorante
RD23, se utiliza en el teñido de fibras de algodón, lino y rayón, es muy estable a la
luz y se absorbe fácilmente en las impurezas del agua. Su grado de fijación en el
teñido de la fibra es del 70 al 95% por lo que queda de un 5 a 30% como residual
en el efluente textil (O’Neill et al., 1999). En la figura 1 se muestra la estructura del
RD23.
O
II
NH-C-NH
NaO3S
OH
N=N
OH
NaO3S
N=N
O
II
NH-C-CH3
Figura 1. Estructura química del colorante RD23
Para mejorar la velocidad de reducción en la tratabilidad de muchos colorantes
orgánicos recalcitrantes, se puede adicionar una fuente externa de carbono
(cosustrato) como sustrato secundario. La transformación de los colorantes azo
por lo general forma aminas aromáticas que se acumulan en el medio de reacción
debido a que no son usadas como sustrato de crecimiento (Chinwetkitvanich et
al., 2000). La importancia del cosustrato radica en que aporta los protones (H+)
necesarios para que se biotransforme la molécula del colorante a aminas por
reducción cuando los microorganismos rompen los enlaces azo. El objetivo de la
investigación fue evaluar la tratabilidad del colorante RD23 en dos sistemas uno
de lecho expandido y otro de biomasa suspendida, con la adaptación a los
cambios de ambientes anaerobios/aerobios, para completar la mineralización
total.
2
MATERIALES Y MÉTODOS
Sistema experimental
Se utilizaron dos reactores cilíndricos de 34 cm de altura y 12 cm de diámetro, con
un volumen total de 2 L. El R1 operó como un reactor de lecho expandido con
carbón activado como medio de soporte y el R2 operó como un reactor de
biomasa suspendida, ambos reactores fueron controlados mediante tres bombas
peristálticas de velocidad variable (Master Flex, Cole-Parmer) para controlar la
carga, recirculación (durante la fase anaerobia) y descarga. Se controló la
temperatura del reactor a 29 ±1 °C mediante un sistema calentador-recirculador
de agua (Poly Science Model 210). Durante la fase aerobia el aire fue difundido
desde el fondo del reactor a través de un difusor poroso, permitiendo que las
burbujas de aire pasaran a través del material de empaque.
Estrategia de operación
Los reactores se inocularon con una mezcla de lodos activados provenientes de
dos plantas de tratamiento, una de aguas residuales municipales “La Gachupina” y
otra de aguas residuales industriales “ECCACIV”, ambas localizadas en Jiutepec,
Morelos, conteniendo 2,090 y 4,850 mg de SSV/L respectivamente. Se preparó
agua residual sintética con 25 mg RD23/L, 50 mg CH3COOH /L y una mezcla de
nutrientes necesarios para el crecimiento de los microorganismos con la siguiente
concentración: 65.25 mg K2HPO4/L, 100.2 mg Na2HPO4.2H2O/L, 25.5 mg
KH2PO4/L, 7.5 mg NH4Cl/L, 22.5 mg MgSO4.7H2O/L, 27.5 mg CaCl2.2H2O/L, 0.25
FeCl3.6H2O mg/L, 0.06 mg H3BO3/L, 0.04 mg MnSO4.H2O/L, 0.04 mg
ZnSO4.7H2O/L, 0.03 mg (NH4)6Mo7O24/L y 0.1 mg EDTA/L.
La aclimatación de la biomasa en ambos reactores se realizo bajo la estrategia de
eficiencias fijas, para permitir que la biomasa se adaptara al RD23 el tiempo
necesario para alcanzar un mínimo de remoción del colorante del 70% en la fase
anaerobia y del 90% de mineralización de las aminas durante la fase aerobia
(Melgoza et al., 2000).
Métodos analíticos
Los parámetros determinados por métodos estándares (APHA, 1992) fueron DQO
(demanda química de oxígeno), pH, ORP (potencial redox), temperatura,
alcalinidad, SST (sólidos suspendidos totales), SSV (sólidos suspendidos volátiles)
y SS (sólidos sedimentables). La determinación del RD23 se realizó en un
espectrofotómetro DR/2500 HACH a una longitud de onda de 501 nm. Las aminas
totales fueron determinadas por el método del p-dimetil aminobenzaldehido (Oren
et al., 1991) y medidas a una longitud de onda de 440 nm. El pH y ORP fueron
analizados en un potenciómetro ORION 720 A.
Determinación de la capacidad de adsorción del carbón activado
La máxima capacidad de adsorción del carbón activado se determinó mediante el
método estandarizado D 3860-89 (ASTM, 1990). El método consistió en poner en
contacto el carbón activado con una concentración de 100 mg RD23/L, durante
dos horas, después de este tiempo se midió la concentración final. Se calcularon
3
las constantes experimentales y se graficaron para obtener la concentración de la
cantidad absorbida (X) por unidad de absorbente (M) y poder determinar la
isoterma de adsorción de Freundlich, mediante la ecuación 1 (Metcalf, 1993).
qe =
(x/m)o
= Kf Ce 1/n
1
Donde:
x/m = cantidad de adsorbato por unidad de peso del adsorbente (carbón)
Ce = concentración de equilibrio del adsorbato después de la adsorción
Kf, n = constantes empíricas
Se estimó el tiempo en que el carbón activado se saturó con RD23, utilizando la
ecuación 2.
(x/m ) Mc
2
t =
Q ( Ci – Cf/2)
Donde:
Mc= cantidad de carbón en el reactor, Q= Flujo de agua en el reactor,
Ci= RD23 inicial, Cf= RD23 final
Análisis estadístico de los resultados
Se realizó el análisis estadístico de los resultados en la remoción del RD23 y de la
DQO, mediante la prueba de Kruskal Wallis (Walpole et al., 1999), para probar la
igualdad de las medias en el análisis de varianza, y probar la hipótesis nula.
Ho = la remoción de RD23 y DQO es la misma para los dos reactores
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Reactor de lecho expandido
La operación del reactor tuvo una duración de 90 días (23 ciclos). El tiempo de
reacción en la fase anaerobia y aerobia disminuyó de 188 h (118 h fase anaerobia
y 70 h fase aerobia) a 24 h (18 h fase anaerobio y 6 h fase aerobio) a medida que
se aclimató el reactor. El pH promedio fue de 7 unidades en la fase anaerobia y
de 9 unidades en la fase aerobia. Los valores del potencial de óxido reducción en
la fase anaerobia estuvieron arriba de -250 mV, lo que aseguró que en el reactor
prevalecieran las condiciones de reducción. En la fase aerobia el ORP fue de +88
mV asegurando condiciones oxidativas. La aclimatación se alcanzó después del
ciclo 6 (48 días). La concentración de 25 mg RD23/L fue aumentando
progresivamente, la remoción fue del 80%, para los ciclos del 1 al 15. En los ciclos
16-18 se incrementó la concentración del colorante 50 mg RD23/L y continúo la
remoción del 80%. Del ciclo 19-23 se aumentó la concentración a 100 mg/L, la
remoción fue del 80 al 90%. En la figura 2 se muestra la evolución de la remoción
del RD23. La concentración de materia orgánica fue determinada como DQO, a
medida que la biomasa se aclimató al colorante la remoción de DQO aumentó
progresivamente de 70 al 89% (Fig. 3).
4
120
100
100
80
80
60
60
40
40
20
20
0
% rem RD23
RD23, mg/L
120
0
0
5
10
15
20
25
No. de ciclos
2000
1800
1600
1400
1200
100
90
80
70
60
1000
800
600
400
200
0
50
40
30
20
10
0
0
5
10
15
20
% rem DQO
DQO, mg/L
Figura 2. Evolución de las eficiencias de remoción del RD23 en el R1
--♦-- RD23 inicial, --■-- RD23 final, --▲--% remoción de RD23
25
No. de ciclos
Figura 3. Evolución de las eficiencias de remoción de la DQO en el R1
--♦-- DQO influente, ---■-- DQO efluente, --▲--% remoción DQO
En el ciclo 15 se realizó una cinética representativa de la remoción del RD23,
(Fig. 4). El potencial redox fue de -256 mV en la etapa de reducción y de +86 mV
en la etapa de oxidación. El pH del reactor fue de 6.8 a 7.8 unidades en la etapa
anaerobia y de 8.9 a 9.14 unidades en la fase aerobia. La remoción del colorante
RD23 fue de 92% en 32 horas. La biotransformación a aminas fue de 3 mg/L las
cuales fueron mineralizadas al 100%.
Fase anaerobia
Fase aerobia
300
25
200
20
100
15
0
10
-100
5
-200
0
ORP, mV
RD23, mg/L
30
-300
0
5
10
15
20
25
30
35
Tiempo, h
Figura 4. Cinética de degradación del RD23 en el R1
--♦-- RD23, mg/L, --■—aminas, mg/L, --▲— ORP, mV
5
30
120
25
100
20
80
15
60
10
40
5
20
0
% rem RD23
RD23, mg/L
Reactor de biomasa suspendida
El R2 operó 90 días (14 ciclos). Los tiempos de reacción fueron largos de 200 h
(140 h fase anerobia – 60 h fase aerobia) a 96 h (48 h la fase anaerobia – 48 h
fase aerobia). El pH promedio fue de 7 unidades en la fase anaerobia y de 9
unidades en la fase aerobia. Los valores de ORP estuvieron arriba de -250 mV en
la fase anaerobia y de +89 mV en la fase aerobia, que aseguraron condiciones de
reducción y oxidación respectivamente en el reactor. La aclimatación se alcanzó
después del ciclo 13 (82 días). La remoción del colorante RD23 fue aumentando
progresivamente, conforme se aclimató la biomasa hasta el 70%. El reactor operó
únicamente con concentraciones de 25 mg RD23/L debido a que no alcanzó la
remoción del 70% de esta concentración, de acuerdo al criterio de aceptación
descrito en la estrategia de operación (Fig. 5). La remoción de DQO fue del 20 %
(Fig. 6).
0
0
5
10
15
No. de ciclos
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
800
700
DQO, mg/L
600
500
400
300
200
100
0
0
5
No. de ciclos
10
% rem DQO
Figura 5. Evolución de la remoción del RD23 en el R2
--♦-- RD23 inicial, --■-- RD23 final, --▲--% remoción de RD23
15
Figura 6. Evolución de las eficiencias de remoción de la DQO en el R2
--♦- DQO influente, --■-- DQO efluente, --▲--% remoción DQO
En el ciclo 9 (54 días) se realizó una cinética representativa de la remoción del
RD23 (Fig. 7). El potencial redox fue de -295 mV en la etapa de reducción y de
+96 mV en la etapa de oxidación. El pH del reactor fue de 6.8 a 7.1 unidades en la
6
30
200
25
100
20
Fase anaerobia
0
Fase aerobia
15
-100
10
-200
5
-300
0
-400
0
5
10
15
20
25
30
ORP, mV
RD23, mg/L
etapa anaerobia y de 8.8 a 9.1 unidades en la fase aerobia. La remoción del
colorante RD23 fue de 5% en 32 horas. La biotransformación a aminas fue de 1
mg/L las cuales fueron mineralizadas al 65%.
35
Tiempo, h
Figura 7. Cinética de degradación del RD23 en el R2
--♦-- RD23, mg/L, --■—aminas, mg/L, --▲— ORP, mV
Adsorción del RD23 en el carbón activado
El uso del carbón activado granular como material de soporte permite desarrollar
la actividad biológica de microorganismos en los biofiltros, para la degradación de
colorantes (Walter et al., 1997). Es importante realizar las pruebas para determinar
la máxima capacidad de adsorción del carbón activado para asegurar que se llevó
a cabo la remoción del colorante RD23 por microorganismos y no por adsorción en
el carbón activado. En la figura 8 se presenta la isoterma de adsorción obtenida y
los valores de las constantes para determinar la capacidad teórica de adsorción.
350
300
qe, mg/g
250
200
150
y=2.84319E-05X3.5457
100
50
0
82
84
86
88
90
92
94
96
98
Ce, mg/L
Fig. 8. Isoterma de adsorción
La capacidad teórica de adsorción fue la siguiente:
X/M = 2.84139E-05(100)3.5457
X/M= 351 mg/g
7
Los resultados mostraron que se requirieron de 351 mg/g de RD23 para saturar el
carbón activado. Por lo que el carbón empacado en el reactor de lecho expandido
se saturó a los 17 días (ciclo 5), no influyendo en la remoción del RD23, por lo que
se determinó que el mecanismo de remoción del RD23 en el reactor, fue la
biodegradación.
Análisis estadístico de los resultados
Con base en el análisis estadístico de los resultados y de acuerdo a la hipótesis
nula, Ho = la remoción de RD23 y DQO es la misma para los dos reactores se
determinó que h cae en la región crítica, por lo tanto se rechaza la Ho a un
intervalo de confianza del 95%, por lo que se tiene evidencia significativa para
decir que la remoción de RD23 y de DQO en el reactor de lecho expandido es
mejor que en el de biomasa suspendida.
CONCLUSIONES
Se determinó la tratabilidad del colorante RD23 en dos reactores discontinuos
secuenciados integrando ambientes anaerobios/aerobios. El reactor de lecho
expandido (R1) fue más eficiente que el de biomasa suspendida (R2) para la
remoción del RD23. El periodo de aclimatación fue de 48 días (ciclo 6) y la
eficiencia de remoción global del RD23 fue del 90%, la eficiencia de
mineralización de las aminas fue del 80%.
El carbón activado requirió de 351 mg/g de RD23 para saturarse y se alcanzó a
los 17 días de operación del reactor de lecho expandido, lo que indicó que la
remoción del RD23 fue por microorganismos y no por adsorción en el carbón
activado.
AGRADECIMIENTOS
Los autores expresan su agradecimiento a la Facultad de Ciencias Químicas e
Ingeniería de la Universidad Autónoma del Estado de Morelos y al Consejo
Nacional de Ciencia y Tecnología, por el apoyo otorgado.
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