Universidad Tecnológica de Querétaro Firmado digitalmente por Universidad Tecnológica de Querétaro Nombre de reconocimiento (DN): cn=Universidad Tecnológica de Querétaro, o=Universidad Tecnológica de Querétaro, ou, email=webmaster@uteq.edu.mx, c=MX Fecha: 2013.01.07 09:40:06 -06'00' UNIVERSIDAD TECNOLÓGICA DE QUERÉTARO Nombre del proyecto: REMOCIÓN DE CROMO HEXAVALENTE POR TRATAMIENTO DE LODOS ACTIVADOS EN PROCESO DISCONTINUO Empresa: UNIVERSIDAD TECNOLÓGICA DE QUERÉTARO Memoria Que como parte de los requisitos para obtener el titulo de INGENIERO AMBIENTAL Presenta: Andrés Maximino González Azamar José de Jesús Antonio Martínez Castañón Asesor de la UTEQ M en C. Rosalinda Camacho Asesor de la Estadía M en C. Rosalinda Camacho Santiago de Querétaro, Qro. Octubre de 2012 1 RESUMEN El presente proyecto tiene como finalidad el análisis y la viabilidad en la remoción de contaminantes generados en las pruebas de DQO y los contaminantes derivados de cromo antes y después de la estabilización realizada con Hidróxido de Sodio que se generan en los laboratorios de la Universidad Tecnológica de Querétaro. Se utilizó un consorcio de microorganismos seleccionados mediante el proceso de aclimatación a los compuestos tóxicos presentes en los residuos de la prueba de DQO estabilizados a un un pH de 6.5 a 7.0 con la finalidad de evaluar la remoción de cromo VI a cromo III. Así mismo, analizar el comportamiento de la masa microbiana en presencia de dicho contaminante. El análisis se realizó, con una concentración de 10 mg/L de cromo VI, manteniéndose variable. Los resultados Presentan un porcentaje de remoción de entre 40 a 65% manteniendo el índice volumétrico de lodo biológico en forma constante. Palabras clave: Cromo VI, microorganismo, remoción 2 ABSTRACT This project aims and feasibility analysis on pollutant removal of chromium VI that is generated in the laboratories of the Technological University of Querétaro derived from laboratory analysis. They use a consortium of microorganisms in a pH of 6.5 to 7.0 in order to evaluate the removal of chromium VI to chromium III. Also, analyze the behavior of the microbial mass in the presence of that pollutant. For the analysis, we start with a concentration of 10 mg / L of chromium VI itself remaining variable. Removal percentage was obtained between 40 and 65% maintained the rate of biological sludge volumetric steadily. Key word: Chrome VI, microorganism, removal. 3 DEDICATORIAS A Dios por permitirme alcanzar una meta más en mi vida Con especial dedicación a mi familia, por el apoyo incondicional en todo momento A esa personita que siempre estuvo en los momentos más difíciles pero también en las alegrías y éxitos. 4 AGRADECIMIENTOS Primero que nada, Doy gracias a Dios por permitirme alcanzar una meta más en mi vida profesional. Gracias a cada uno de mis profesores que con su conocimiento y enseñanza llevo un legado de aprendizaje. A mis amigos que siempre estuvieron apoyándome en los momentos más difíciles de mi carrera. Mi familia, que sin duda alguna son el pilar de mi felicidad y mis metas alcanzadas. Y a todos los que estuvieron conmigo, en los momentos de alegría, tristeza, felicidad, éxitos y fracasos. A la M. en C Amb. Rosalinda Camacho Olguín por su apoyo invaluable durante la realización de este proyecto. Con cariño 5 INDICE RESUMEN .......................................................................................................... 2 ABSTRACT ......................................................................................................... 3 DEDICATORIAS ................................................................................................. 4 AGRADECIMIENTOS ......................................................................................... 5 INDICE ................................................................................................................ 6 I. INTRODUCCIÓN ............................................................................................. 8 II. Antecedentes................................................................................................. 9 III. justificación ................................................................................................ 10 IV. Objetivo ...................................................................................................... 10 V. Alcance ........................................................................................................ 11 VI. MARCO TEÓRICO ...................................................................................... 13 6.1 Contaminación del agua......................................................................... 13 6.1.1 Aguas residuales.................................................................................... 14 6.1.2 Caracterización de agua residuales ....................................................... 14 6.1.3 Contaminantes del agua ........................................................................ 16 6.1.4Tratamientos biológicos .......................................................................... 17 6.1.5 Biodegradabilidad .................................................................................. 17 6.2 procesos biológicos de tratamiento del agua ...................................... 18 6.2.1 Fangos activados ................................................................................... 18 6.3 Reactores discontinuos secuenciales .................................................. 19 6.3.1 Periodos de saciedad-hambruna ........................................................... 20 6.3.2 Tiempos cortos de desimentación.......................................................... 20 6.3.3 Estrés hidrodinamico.............................................................................. 20 6.4Cinetica de crecimiento ........................................................................... 21 6.4.1 Crecimiento celular ................................................................................ 21 6 6.4.2 Crecimiento con limitación del sustrato .................................................. 22 6.4.3 Crecimiento celular y utilización del sustrato ......................................... 23 6.5 Metales pesados ..................................................................................... 25 Imagen 6.3. Especies de cromo VI dependiendo del pH ................................ 26 VII. Plan de actividades .................................................................................. 30 VIII. Recursos materiales y humanos ............................................................ 31 IX. Desarrollo del proyecto ............................................................................. 34 X. Resultados obtenidos ................................................................................ 37 XI. Análisis de riesgo ...................................................................................... 46 XII. Conclusiones ............................................................................................ 47 XIII. Recomendaciones ................................................................................... 48 XIV. Referencia bibliográfica .......................................................................... 49 7 I. INTRODUCCIÓN La contaminación causada por la presencia de metales y metaloides es, en la actualidad, uno de los problemas ambientales más importantes, ya que la toxicidad total anual de los metales movilizados excede la toxicidad total de los residuos radiactivos y orgánicos generados por el hombre. Especies metálicas como el cromo, el mercurio, el cobre, el níquel y el cadmio, además del arsénico (estrictamente un metaloide), forman parte de la lista de contaminantes prioritarios de la Agencia de Protección Ambiental de los EE.UU. (EPA). Además de la presencia natural de las especies químicas en el medioambiente, las actividades antropogénicas introducen varios centenares de miles de millones de toneladas por año de metales pesados en el medio terrestre. Al mismo tiempo que aumenta la preocupación ambiental, la acumulación de metales en efluentes representa pérdidas económicas significativas en materias primas. Los métodos biológicos aplicados a la depuración de efluentes contaminados han tenido una vasta aplicación para la remoción de materia orgánica. Asimismo, la remoción de nutrientes de las aguas residuales es un tema sobre el cual se ha venido tomando conciencia de su importancia en los últimos años. La descarga de nitrógeno, fosforo y metales pesados en cursos de agua provoca serios problemas de eutroficación pudiendo llegar a contaminar fuentes subterráneas o superficiales de agua potable lo que es altamente perjudicial para la salud humana. Para la disposición correcta de metales pesados como el cromo hexavalente existen varias técnicas entre las cuales destaca; tratamiento físico-químico e inicialmente como investigación en tratamiento biológico, una de ellas está la reducción de su valencia de Cr6 a Cr3 siendo última un estado más estable y menos dañino para el ser humano. La remoción del cromo VI se realiza mediante depuración con microorganismos en lodos activados. 8 II. Antecedentes Dado que la normativa sobre vertidos líquidos y almacenamiento de residuos peligrosos es cada vez más estricta, la acumulación de dichos residuos peligrosos ya no es una opción. Es por eso que se pretende el desarrollo de técnicas de remoción a base del tratamientos biológicos por lodos activados dependiendo de una gran comunidad y una selección bacteriana de microorganismos que metabolizan dichos metales hasta dejarlos en un estado más estable. De esta forma se contribuye a una opción más para la eliminación de cromo VI. 9 III. justificación Debido a la problemática que se tiene hoy en día a cerca de la generación de residuos peligrosos líquidos o sólidos, conlleva a buscar nuevas formas de tratar estos residuos por su peligrosidad en contacto con los seres vivos. Por ello se han hecho pruebas tratando dichos residuos mediante tratamiento físico químico, incineración, degradación biológica entre otros. En este proyecto, se buscara remover compuestos como el cromo hexavalente, cromo trivalente y otros metales pesados mediante tratamiento biológico, el cual reduce los metales en un estado más estable y de menor grado de toxicidad. IV. Objetivo Proponer la degradación de residuos peligrosos proveniente del laboratorio de la UTEQ, mediante el tratamiento biológico. Objetivos específicos Arranque y estabilización de reactor biológico. Utilizar residuos peligrosos para la degradabilidad mediante tratamiento biológico. Análisis de parámetros físicos y químicos. Observación de la tasa de crecimiento de microorganismos en función del sustrato. 10 V. Alcance En un periodo de 4 meses se buscará aclimatar, degradar microorganismos de lodos activados para remover y/o reducir contaminantes inorgánicos procedente de los laboratorios del edifico de Tecnología Ambiental, en la Universidad Tecnológica de Querétaro. 11 MARCO TEÓRICO 12 VI. MARCO TEÓRICO 6.1 Contaminación del agua La contaminación del agua puede ser definida como la introducción de sustancias o energía en el medio ambiente por el hombre, que puede causar peligro a la salud humana, daño a los recursos y sistemas ecológicos, daño a estructura o interferencia con legítimos usos del medio ambiente (Harrison, 1996). Para saber si el agua está contaminada primero hay que saber cuáles son sus propiedades físicas y químicas y de esta forma saber si existe materia extraña y de qué manera afecta. A la materia extraña también se le puede clasificar como viva o inerte, orgánica o mineral, radiactiva o no radiactiva, toxica o inofensiva, natural o añadida por el hombre. La mayoría de los compuestos orgánicos que se encuentran en el agua son desintegrados por bacterias, protozoarios y otros microorganismos mayores. Estos microorganismos, mediante reacciones donde utilizan oxigeno, transforman sustancias ricas en energía a sustancias con menor energía. Los organismos que se encuentran en el agua compiten por obtener el oxigeno de sustancias que son introducidas en ella. La Demanda Bioquímica de Oxigeno, DBO, es la velocidad en que la materia orgánica puede consumir oxigeno por descomposición bacteriana. Esto dependerá de factores como temperatura del medio ambiente, tipo de microorganismos y de los elementos nutritivos presentes. 13 6.1.1 Aguas residuales Las aguas residuales corresponden a las aguas provenientes de las actividades humanas, tanto domésticas como industriales. Las características de esta agua dependen del origen de donde estas provienen (de uso doméstico, industriales, lluvia) así como también de las transformaciones que han podido sufrir antes de llegar a la planta en estaciones de regulación y esencialmente en el propio alcantarillado. Las aguas residuales de uso doméstico, básicamente contienen contaminantes orgánicos y de nutrientes. Por definición las aguas residuales urbanas corresponden a las aguas utilizadas para la eliminación del excremento, orina y las que proceden del uso doméstico tales como lavado de ropa, limpieza de casa, baño, etc. Los que constituyen la fracción más importante de las aguas residuales urbanas. Estas aguas contienen materias en suspensión que corresponde a arenas y diversas materias insolubles, materias inorgánicas, grasas, detergentes y sales diversas (Metcalf y Eddy. 2003. Waste water Engineering, treatment and reuse, Fourth Edition, Ed. McGraw-Hill. pp.64-66). 6.1.2 Caracterización de agua residuales En cuanto a las aguas residuales urbanas se refiere, la magnitud y características físico-químicas van a estar dadas por el tamaño y el nivel socioeconómico de la población. También será afectado por la presencia industrial dentro de los límites de cobertura del sistema de alcantarillado y por la calidad del mismo, ya que va a incidir el nivel de infiltración de aguas lluvias (Cisternas, 2000). En la tabla 6.1 se muestran las principales propiedades físicas, químicas y biológicas de las aguas residuales. 14 Tabla 6.1. Características físicas, químicas y biológicas del agua residual y sus procedencias (Metcalf y Eddy. 2003. Waste water Engineering, treatment and reuse, Fourth Edition, Ed. McGraw-Hill pp. 66-67). 15 6.1.3 Contaminantes del agua El agua residual está compuesta por distintos tipos de contaminantes. Las normas que regulan los tratamientos secundarios están basados en las tasas de eliminación de materia orgánica, sólidos en suspensión y patógenos en el agua residual. Las normas creadas más recientemente son más exigentes aún, porque consideran la eliminación de nutrientes y contaminantes prioritarios y si el efluente tratado se pretende reutilizar también se debe considerar la eliminación de compuestos orgánicos refractarios, metales pesados y sólidos inorgánicos disueltos (Metcalf and Eddy, 2003. Waste water Engineering, treatment and reuse, Fourth Edition, Ed. McGraw-Hill). Algunos contaminantes de importancia en el tratamiento del agua residual son entre otros: • Materia orgánica biodegradable: compuesta principalmente por proteínas, carbohidratos, grasas animales. Provoca el agotamiento de los recursos naturales de oxígeno y el desarrollo de condiciones sépticas cuando se vierte agua residual sin tratar. • Sólidos en suspensión: dan lugar al desarrollo de depósitos de fango y de condiciones anaerobias cuando se vierte agua residual sin tratar a un curso receptor. • Nutrientes: Tanto el nitrógeno como el fósforo, junto a al carbono, son nutrientes esenciales para el crecimiento. Cuando se vierten a un curso receptor, estos nutrientes favorecen el crecimiento de una vida acuática no deseada, eutrofización. 16 6.1.4Tratamientos biológicos La depuración del agua residual a través de procesos biológicos tiene por objetivo la coagulación y eliminación de los sólidos coloidales no sedimentables y la estabilización de la materia orgánica. Si se trata de agua residual doméstica o urbana el principal objetivo es la reducción de la materia orgánica presente y la eliminación de nutrientes como el nitrógeno y el fósforo. La eliminación de compuestos a nivel de traza que puedan resultar tóxicos también constituye un objetivo de tratamiento importante. La eliminación de la DBO, la coagulación de los sólidos coloidales no sedimentables y la estabilización de la materia orgánica se consiguen biológicamente gracias al accionar de microorganismos, principalmente bacterias. Bajo este punto de vista se introduce un nuevo concepto, “la biodegradabilidad”. 6.1.5 Biodegradabilidad Se sabe que gran parte de las sustancias que transporta el agua residual, ya sea disuelta, suspendida o coloidal, es materia orgánica, la cual en una parte importante es biodegradable. La biodegradabilidad de estas sustancias es la propiedad que permite que las aguas residuales puedan ser depuradas por medio de microorganismos, los que utilizan estas sustancias como alimento y fuente de energía para su metabolismo y reproducción. La biodegradabilidad es una característica de los compuestos orgánicos y tiene relación con el nivel de susceptibilidad de que éstos sean degradados por microorganismos y por lo tanto condiciona en gran medida la viabilidad de tratar biológicamente un influente que contenga un determinado compuesto. Un agua residual que contenga materia orgánica natural, la degradación será relativamente fácil, 17 aunque hay elementos que escapan a la regla como las grasas y aceites. (Cisterna, 2000) 6.2 procesos biológicos de tratamiento del agua Los procesos biológicos en el tratamiento de agua se basan en la utilización, por parte de microorganismos, de la energía contenida en la materia orgánica contaminante medida con DBO y/o DQO (Jiménez, 2002). En este proceso, también conocido como biodegradación, una parte de los contaminantes es oxidada para producción de la energía requerida por los microorganismos, mientras que la otra parte es utilizada para formar células. Los procesos biológicos pueden ser de cuatro tipos: aerobios, anaerobio, anóxicos y facultativos. Los procesos aerobios requieren oxígeno disuelto; en los anaerobios hay ausencia de este; en los anóxicos se lleva a cabo en ausencia de oxígeno, estas son más comunes en medios donde se encuentra amoniaco, Pueden existir consorcios combinados en los procesos facultativos existen poblaciones microbianas mixtas que son indiferentes a la presencia o ausencia del oxígeno (Biotecnología ambiental, Francisco Castillo Rodríguez,María Dolores Roldán Ruiz. Pp.). 6.2.1 Fangos activados Se trata de un reactor donde se ponen en contacto el agua residual, la biomasa y el O2 disuelto, con unas condiciones de agitación que permitan mantener la biomasa en suspensión en forma de flóculos asegurando un buen contacto con el O2 disuelto. El proceso de fangos activados, es el mejor cuando se desea un efluente de alta calidad, el terreno es limitado y los volúmenes a tratar son 18 grandes. Las horas de retención hidráulica con bajos (4 – 8 h) lo que lo hace más sensible a los choques de carga, vertidos puntuales de sustancias toxicas, etc. Requiriéndose personal experimentado. 6.3. Reactores Discontinuos Secuenciales (SBR) Los reactores discontinuos son sistemas cíclicos en los cuales el volumen es variable a lo largo del proceso. La biomasa granular aerobia se forma en un Reactor Discontinuo Secuencial SBR (Sequencing Batch Reactors), en estos sistemas se busca encontrar y desarrollar las bacterias optimas para la degradación de la materia orgánica que tiene ciertas características en un proceso que consta de las siguientes fases: periodos de hambruna, tiempos cortos de sedimentación, tiempos muertos y estrés hidrodinámico. En el llenado se alimenta al reactor con el agua a tratar. En la fase de reacción, se degrada el sustrato por los microorganismos. Durante la sedimentación se deja al tanque en reposo, con el fin de que los lodos activados sedimenten. Así, cuando se lleva a cabo el vaciado, el agua clarificada es extraída del tanque. De esta manera termina un ciclo SBR, la fase de tiempo muerto es la que existe entre al vaciado y el llenado. Existen diferentes parámetros que permiten analizar un biorreactor, dentro de los cuales se encuentran los Sólidos Suspendidos Totales (SST), los Sólidos Suspendidos Volátiles (SSV) y Demanda Química de Oxígeno (DQO). Estos parámetros nos dan una idea con relación a la cantidad de biomasa presente en el reactor y de la actividad metabólica de los mismos, al relacionar directamente la concentración de oxígeno en el tanque con la oxidación del sustrato. Para 19 medir la sedimentabilidad de las partículas, se emplean el Índice Volumétrico de Lodos (IVL). 6.3.1 Periodos de saciedad-hambruna Se utilizan tiempos cortos de alimentación para crear periodos de saciedad seguidos de periodos de hambruna (Beun et al. 1999), caracterizados por la presencia o ausencia de materia orgánica en el medio líquido respectivamente. Con esta estrategia de alimentación se logra la selección de los microorganismos adecuados para la formación de los gránulos. Cuando la concentración de sustrato en el medio líquido es alta, los organismos que forman gránulos pueden almacenar materia orgánica en forma de [[poly-βhidroxibutirato]] que pueden consumir en el periodo de hambruna, con lo que estos organismos estarán en ventaja en esas condiciones sobre los organismos filamentosos. 6.3.2 Tiempos cortos de sedimentación esta presión selectiva hidráulica sobre los microorganismos permite retener la biomasa granular dentro del reactor, mientras la biomasa floculenta es lavada. (Qin et al. 2004) 6.3.3 Estrés hidrodinámico Llas pruebas muestran que la aplicación de altas fuerzas de corte favorece la formación de gránulos aerobios y mejora las características físicas de los 20 mismos. Los gránulos sólo se forman con valores de esfuerzo cortante superiores a un valor umbral de 1,2 cm/s en términos de velocidad superficial ascensional del aire en un reactor SBR. Se forman gránulos más regulares, más redondeados y más compactos cuanto más alta sea la fuerza de corte hidrodinámica. (Tay et al., 2001). 6.4 Cinética de Crecimiento Distinguir las partes que componen el tratamiento biológico o secundario, es necesario establecer las bases de su funcionamiento. El primer punto que se debe tratar para entender correctamente los principios que componen el tratamiento es la cinética de crecimiento biológico, es decir, el comportamiento y función de los microorganismos en el sistema. Para asegurar el crecimiento de los microorganismos en un proceso biológico de tratamiento de agua residual se les debe permitir un tiempo de contacto suficiente con el alimento (materia orgánica), de manera que estos puedan asimilarlo y de paso removerlo del agua. Este tiempo requerido depende de la tasa de crecimiento propia de los microorganismos y ésta a su vez está relacionada con la velocidad con la que los microorganismos metabolizan o utilizan el residuo. Suponiendo que las condiciones ambientales son propicias y se encuentran debidamente controladas, se puede asegurar una estabilización eficaz en la materia orgánica mediante el control de la tasa de crecimiento de los microorganismos. 21 6.4.1 Crecimiento celular Tanto en los sistemas de alimentación continua como en los de alimentación discontinua, la tasa de crecimiento de biomasa se puede definir con las siguientes expresiones: (4.1) Donde: = Tasa de crecimiento bacteriano, masa/volumen*tiempo = Tasa de crecimiento específico, tiempo -1 = Concentración de microorganismos, masa/volumen 6.4.2 Crecimiento con limitación del sustrato Si el sustrato está presente en cantidades limitadas, será el primero en agotarse y se detendrá el crecimiento. Exponencialmente se ha podido determinar que el efecto de disponer de cantidades limitadas de sustrato, a menudo, se puede definir adecuadamente mediante la siguiente expresión desarrollada por Monod: (4.2) Donde: = tasa de crecimiento específico, tiempo-1 = máxima tasa de crecimiento específico, tiempo-1 = concentración del sustrato que limita el crecimiento, masa/unidad de volumen 22 = constante de velocidad mitad, concentración de sustrato a la mitad de la tasa máxima de crecimiento, masa/unidad de volumen El efecto de la concentración del sustrato ( ) sobre la tasa de crecimiento específico ( ) propuesto por Monod se ilustra en la imagen 6.2 Efecto de la concentración del sustrato en la tasa de crecimiento de la biomasa Imagen 6.2 .Efecto de la concentración del sustrato en la tasa de crecimiento de la biomasa Sustituyendo la ecuación 4.2 en la 4.1 .la expresión de la tasa de crecimiento que resulta es: 23 (4.3) 6.4.3 Crecimiento celular y utilización del sustrato En los sistemas de cultivo de alimentación, tanto continuo como discontinuo, una parte del sustrato se transforma en células nuevas y otra parte se oxida dando origen a productos finales orgánicos e inorgánicos. Dado que se ha observado que la cantidad de células nuevas producidas es la misma para un sustrato dado, se ha desarrollado la siguiente relación entre el grado de utilización del sustrato y la tasa de crecimiento. (4.4) Donde: = tasa de crecimiento bacteriano, masa/unidad de volumen Y= masa de células formadas por unidad de masa de sustrato consumido, masa/masa = tasa de utilización de sustrato, masa/volumen *tiempo Si se sustituye el valor de en la ecuación (4.4) en el cual el grado de utilización del sustrato se puede definir como: (4.5) 24 En la ecuación (6.5) el término /Y se sustituye por el término q, definido éste como la tasa máxima de utilización del sustrato por unidad de masa de microorganismos: 6.5 Metales pesados 6.5.1 Cromo XE "" El cromo (Cr) es un metal de transición localizado en el grupo VI – B de la tabla periódica, cuyas especies más estables y abundantes son: la trivalente, Cr III estado de oxidación más estable y la hexavalente Cr VI, agente de oxidación fuerte (Soto, 2006). El Cr es de amplia importancia, ya que es utilizado en distintas actividades industriales y aunque puede existir en diferentes estados de oxidación, en el ambiente solo se encuentran en forma estable los estados +3 y +6 (Núñez, 2007). El Cr VI se encuentra comúnmente en forma de oxianiones hidrosolubles, cromatos (CrO₄) y dicromatos (Cr₂O₄), mientras que el Cr III en forma de óxidos, hidróxidos o sulfatos que son menos móviles y existe unido a materia orgánica en el suelo y en ambientes acuáticos. El Cr VI es un fuerte agente oxidante y en presencia de materia orgánica, es reducido a Cr III; esta transformación es más rápida en ambientes ácidos. Sin embargo, niveles elevados de Cr VI pueden sobrepasar la capacidad reductora del ambiente y puede así persistir como un contaminante. Diversos compuestos de cromo son contaminantes ambientales presentes en agua, suelos y efluentes de industrias, debido a que dicho metal es ampliamente utilizado en distintas actividades manufactureras, tales como cromado electrolítico, fabricación de explosivos, curtido de pieles, aleación de 25 metales, fabricación de colorantes y pigmentos, entre otros (Gutiérrez y Cervantes, 2008). Los compuestos de Cr VI son oxidantes fuertes y altamente solubles, con capacidad de atravesar fácilmente las membranas biológicas, mientras que los compuestos de Cr III tienden a formar precipitados relativamente inertes a pH cercanos a la neutralidad (Nuñez, 2007). Las especies de cromo hexavalentes existen principalmente como ácido crómico (H₂CrO₄) y sus sales ión hidrógeno cromato HCrO4–, ión cromato CrO²4–, dependiendo del pH. Las especies predominantes, como función del pH, son ácido crómico (H2CrO₄) a pH menores que 1, ión hidrógeno cromato (HCrO²₄–) a pH entre 1 y 6 y, ión cromato CrO42– a pH sobre 6. El ión dicromato (Cr2O72–) es un dímero del ión hidrógeno cromato HCrO4–, el cual se forma cuando la concentración de cromo excede aproximadamente a 1 g.L-1 Dependiendo de la concentración de cromo y el pH de la solución (Imagen 6.3), el Cr VI puede existir principalmente como ión dicromato (Cr2O7-2), ión hidrógeno cromato (HCrO-4) y ácido crómico (H2CrO4) de acuerdo a la siguiente ecuación (Hossain et al., 2005). Imagen 6.3. Especies de cromo VI dependiendo del pH 26 6.5.2 Toxicidad del Cromo. XE "" Los efectos biológicos del cromo dependen de su estado de oxidación. El Cr VI es considerado la forma más tóxica del metal, debido a que atraviesa fácilmente las membranas biológicas y puede ser transportado activamente al interior de las células por medio del transportador de sulfato; por su analogía química con el sulfato, el cromato es un inhibidor competitivo del transporte de aquel ión esencial. El Cr VI es altamente tóxico para todas las formas de vida, siendo mutagénico y carcinogénico en el hombre y mutagénico en bacterias. Se ha propuesto que la toxicidad del Cr VI se debe a que, al igual que otros metales, produce estrés oxidativo. En este proceso dentro de las células se generan intermediarios reducidos de cromo que, en presencia de H2O2, funcionan como catalizadores de una reacción tipo Fenton, llevando a la formación de Especies Reactivas de Oxígeno (ERO). Conduce el consecuente daño oxidativo, produciendo peroxidación de lípidos, oxidación de proteínas y daños a los ácidos nucléicos (Gutiérrez y Cervantes, 2008). Por otra parte, el Cr III es relativamente inocuo debido a su insolubilidad e incapacidad para atravesar las membranas biológicas; dicha especie constituye un oligoelemento indispensable para procesos bioquímicos y fisiológicos en células superiores, en cantidades muy pequeñas. El Cr III específicamente tiene acciones en el metabolismo de la glucosa, el colesterol y los ácidos grasos, además de desempeñar un papel importante en diferentes reacciones enzimáticas (Gutiérrez y Cervantes, 2008). En pequeñas cantidades, el cromo se considera un nutriente esencial para numerosos organismos, pero en niveles elevados, es tóxico y mutagénico (Srinath et al., 2002). La toxicidad de los metales pesados es muy amplia. Su acción directa sobre los seres vivos ocurre a través del bloqueo de las actividades biológicas, es decir, la inactivación enzimática por la formación de enlaces entre el metal y los grupos sulfhidrilos (– 27 SH) de las proteínas, causando daños irreversibles en los diferentes organismos (Vullo, 2003). 6.5.3 Organismos Involucrados en la Remoción de Cromo Las células microbianas interaccionan con el cromato a diferentes niveles: pared celular, periplasma y membrana plasmática, hasta el citoplasma y los organelos celulares (en el caso de los hongos). Es muy común que los microorganismos nativos de sitios contaminados con cromato muestren resistencia al ión, debido a que poseen mecanismos activos o pasivos que les permiten removerlo o destoxificarlo, algunos de los cuales son de interés e importancia biotecnológica. Entre las bacterias descritas se incluyen las cianobacterias Nostoc calcicola HH-12 y Chroococcus sp. HH-11, Acinetobacter sp., Streptococcus equisimilis (CECT 926), Bacillus coagulans (CECT 12) y E. coli. También, en algunos casos, ha sido utilizada la cepa transgénica de E. coli que expresa las proteínas captadoras de metales MerP de la bacteria Gram positiva Bacillus cereus RC-607 o de la bacteria Gram negativa Pseudomonas sp. K-62 ; respecto de los hongos, se han utilizado Aspergillus sp. e Hirsutella sp., Rhizopus nigricans, Rhizopus cohnii, Trichoderma viridae, Penicillium chrysogenum, entre otros. (Gutiérrez y Cervantes, 2008). La remoción de Cr VI por levaduras también está ganando mucha atención desde que éstos microorganismos eucarióticos se han experimentado para ser útiles en procesos biotecnológicos (Villegas et al., 2008). Algunos estudios han reportado que Cr VI es reducido a Cr III por un gran número de especies de bacterias como: Pseudomonas fluorescens LB300, 28 Bacillus sp., Enterobacter cloacae HO1, Enterobacter aerogenes , Escherichia coli, Shewanella spp., y Pseudomonas aeruginosa, en estos estudios, la glucosa o ácidos orgánicos fueron usados como fuente de carbono y energía. Existen datos en los que se reporta que los compuestos aromáticos pueden ser utilizados como fuente de energía para la reducción del Cr VI, existen diferentes comportamientos para utilizar los metabolitos formados durante la degradación de compuestos aromáticos como fuentes de carbono para la reducción de Cr VI (Huaxiao et al., 2009). También han sido reportadas en la disminución de cromato como Alcaligenes, Corynebacterium, Micrococcus, y Vibrio. Tanto aerobios como anaerobios son activos. Bajo condiciones adecuadas, se ha logrado 99% de reducción de Cr VI, pero a concentraciones muy altas del ión, el porcentaje de reducción disminuye (Otidiano et al., 2007). La incorporación de cromato a través del transportador de sulfato ha sido demostrada en varios tipos de bacterias como Salmonella typhimurium, Escherichia coli, Pseudomonas fluorescens y Alcaligenes eutrophus; la alteración en la función de dicho transportador causa el fenotipo de resistencia a cromato (Gutiérrez y Cervantes, 2008). Consorcios microbianos también han sido reportados para la biosorción de Cr como en el trabajo realizado por Muneer et al. (2009), quienes utilizan una bacteria (Bacillus thuringiensis), una levadura ( Candida etschllsii ) y un protozoo (Stilonychia mytilus). Al igual que Sannasi et al. (2006) quien utiliza un consorcio de seis bacterias Gram negativas y tres Gram positivas para la biosorción de Cr VI. Chirwa et al. (2000) reporta en su investigación la remoción de Cr VI de manera anaeróbica conjuntamente con la degradación de fenol realizado por un consorcio de bacterias. Yun-guo et al. (2008) utiliza como consorcio a Bacillus sp. y Pseudomonas putida Migula en la remoción simultánea de Cr VI y fenol. 29 VII. Plan de actividades 30 VIII. Recursos materiales y humanos Dentro de los recursos materiales y humanos para la puesta en marcha de la biocinética, se necesitaron diferentes equipos y materiales de laboratorio, tales como: Equipo y/o material Hach DR 2000 Espectrofotómetro de luz Pecera Manguera Estufa Matraz volumétrico Desecador Espátula Balanza analítica Medidor de pH Digestor para DQO Medidor de conductividad Pipeta volumétrica Papel filtro Pipeta serológica Crisol gosh Vasos de precipitado Capsula de porcelana Perilla Gradilla visible 31 Reactivos Dicromato de potasio Hidróxido de sodio al 50% Sulfato de plata acido nítrico concentrado 1,5 Difenilcarbazida biftalato de potasio patrón acetona acido sulfúrico concentrado primario 32 DESARROLLO DEL PROYECTO 33 IX. Desarrollo del proyecto 9.1 estabilización de reactor biológico El presente proyecto se realizó en un reactor con capacidad de 35 litros, la operación se hizo lo más apegado posible a un SBR (Sequencing Batch Reactors) y al método propuesto por Betancur MJ, Moreno JA, Moreno-Andrade I & Buitrón G en 2006. El tratamiento de agua residual se dividió en cuatro etapas: alimentación, y reacción, sedimentación, descarga y tiempo muerto. Se inoculo en una proporción de 10 litros de lodo activado y 20 litros de agua residual municipal y se procedió a la estabilización del reactor durante 6 días. En esta etapa se busco mejorar la comunidad microbiana del lodo biológico a fin de tener una diversidad de microorganismos. La estabilizacion se obtuvo al tener un porcentaje de lodo entre 50% y 65% dado por el IVL en el reactor asi como una constante generacion de lodo en minimos porcentajes, obtenido por la operación del reactor de forma discontinua (SBR). Imagen 9.2. Estabilización de reactor biológico. 34 9.2 sustitución de agua cruda Una vez que se mantuvo el porcentaje de lodo biológico y aclimatación del mismo, se procedió a realizar diluciones de residuos de DQO con una estabilización del PH en 7, en agua residual urbana de manera tal que los microorganismos iniciaran una nueva etapa de selección y aclimatación bacteriana con la materia inorgánica principalmente residual de cromo. Dilución de 50 mL de residual de DQO en 5000 mL de agua residual urbana, teniendo una concentración de 200 mg/L de residual de DQO. La alimentación de agua residual se llevaron a cabo en los siguientes horarios; 07:00 09:00, 14:00, 18:00 21:00 horas, aumentando la dosis en este último horario. Los muestreos se realizaron cuatro veces al día; siendo estos a las 9:00, 14:00, 18:00 y 21:00. Se mantuvo la estabilización de pH en un rango de 6.5 a 7.5. 9.3 Análisis de parámetros físicos y químicos Dentro de las diferentes etapas de inoculación de lodo biológico, estabilización y alimentación de los diferentes agua residual, se realizaron toma de muestra para realizar análisis tales como; conductividad, pH, SSTV, SST, DQO con la finalidad de realizar un registro y análisis del porcentaje de remoción de contaminantes presentes en el agua residual. 35 9.4 cuantificación del crecimiento de lodo biológico De acuerdo a la técnica descrita por monod, para realizar el cálculo respecto al crecimiento de la masa microbiana se describe de la siguiente manera: Donde: = tasa de crecimiento específico, tiempo-1 = máxima tasa de crecimiento específico, tiempo-1 = concentración del sustrato que limita el crecimiento, masa/unidad de volumen = constante de velocidad mitad, concentración de sustrato a la mitad de la tasa máxima de crecimiento, masa/unidad de volumen 36 X. Resultados obtenidos 10.1 Análisis e interpretación de resultados Concluido la el proceso de tratamiento de agua residual en conjunto con los residuos de DQO provenientes de los laboratorios de Tecnología Ambiental. Los análisis que se determinaron buscar fueron; DQO, SST, SSTVLM, pH, CONDUCTIVIDAD. Estos parámetros físicos y químicos ayudaron a verificar el comportamiento de la tasa de crecimiento de los microorganismos, así como la degradación de contaminantes suministrados durante la puesta en marcha del reactor biológico. Los análisis presentados en las siguientes tablas que se presentan a continuación: Tabla 10.1 Resultados del comportamiento de la conductividad (µS) en el reactor biológico DIA CONDUCTIVDAD DIA CONDUCTIVDAD DIA CONDUCTIVDAD 1 2625 10 3029 19 4567 2 2576 11 2890 20 4287 3 2677 12 3058 21 4050 4 2090 13 4330 22 4564 5 2200 14 4390 23 4050 6 2250 15 4885 24 4475 7 2400 16 4920 25 4163 8 3130 17 4460 26 4225 9 2789 18 4110 . 37 A continuación se presenta la imagen 10.4 de la conductividad, el cual nos indicará la relación que hay con la salinidad en el licor mezcla. Imagen 10.4 Comportamiento de la conductividad en el reactor biológico La conductividad eléctrica da una idea de la salinidad del medio, y por tanto, de la proporción de nutrientes minerales presente. Se ha observado que una conductividad alrededor de 2.5-3.5 mS.cm-1 es adecuada para el sistema. La conductividad, se eleva considerablemente a partir del día 13, debido a la adición de residuos peligrosos líquidos mezclado en el agua cruda. Esto implicaría una excesiva salinidad para el sistema biológico. 38 Tabla 10.2 datos obtenidos del reactor biológico. DIA 1 2 3 4 5 6 7 8 9 pH DIA pH DIA pH 7.4 7.0 6.6 7.0 6.8 6.9 7.1 7.3 7.5 7.3 7.3 7.1 6.5 6.6 6.1 7.1 7.1 7.2 19 20 21 22 23 24 25 26 7.1 7.0 7.0 7.0 7.0 7.0 7.0 7.0 10 11 12 13 14 15 16 17 18 A continuación se muestra la imagen 10.5, indicando el comportamiento de pH dentro del reactor biológico. Imagen 10.5 Comportamiento de pH en el reactor. En la imagen 10.5 se observa como el pH se mantiene en un rango de entre 6.5 y 7.5, este rango de pH es óptimo para el crecimiento bacteriano. Así mismo, 39 los registros de pH en la salida del tratamiento de agua residual mantuvo parámetros ligeramente por encima del registrado en el reactor biológico. Tabla 10.3 Registro de la masa biológica en el reactor utilizando la técnica de SBR. DIA % IVL DIA 1 2 3 4 5 6 7 8 9 51 40 40 35 37 40 41 51 57 10 11 12 13 14 15 16 17 18 % IVL 70 64 68 55 51 57 65 63 55 DIA 19 20 21 22 23 24 25 26 % IVL 67 65 65 68 66 64 61 59 Imagen 10.6 Comportamiento de sedimentabilidad de masa biológica en un tiempo de 30 min 40 El índice volumétrico del licor mezcla mostrado en la imagen 10.6, se mantuvo muy inestable en los primeros 8 días de aclimatación del microorganismo. Posteriormente se mantuvo en un rango de 55 a 70 % medido en una probeta de 100 ml (tiempo de sedimentación, 30 min). A partir del día 15 en el cual se inicio la remoción de cromo hexavalente, empezó a tener un decrecimiento del lodo activado debido a que entro en una nueva fase de aclimatación del mismo. Tabla 10.4 análisis de SST en el efluente del reactor biológico. DIA 1 2 3 4 5 6 7 8 9 SST (mg/L) 150 48 72 67 56 62 58 51 46 DIA 10 11 12 13 14 15 16 17 18 SST (mg/L) 34 26 40 344 378 438 404 400 380 DIA 19 20 21 22 23 24 25 26 SST (mg/L) 385 399 368 370 400 415 410 420 Imagen 10.7 Resultado final de SST en el efluente (*promedio diario) 41 Representación imagen 10.7 de la remoción de SST en la salida del tratamiento de agua residual. Como observamos el crecimiento de SST en el efluente se incrementa a partir del día 15 en el cual se inicia la adición de residual de cromo hexavalente, en forma paulatina, se observa como la masa biológica disminuye la eficiencia de remoción de materia orgánica e inorgánica. Tabla 10.5 comportamiento del licor mezcla en el reactor biológico. DIA SSVLM (mg/L) DIA SSVLM (mg/L) DIA SSVLM (mg/L) 1 2 3 4 5 6 7 8 9 3140 3300 3740 3900 4208 3983 5089 5288 5662 10 11 12 13 14 15 16 17 18 5480 4638 4992 5444 5304 5072 5512 5240 5300 19 20 21 22 23 24 25 26 5200 5380 5170 5100 5325 5284 5149 5200 Tabla 10.6 registro de DQO en el efluente del tratamiento del agua residual. DIA DQO (mg/L) DIA DQO (mg/L) DIA DQO (mg/L) 1 2 3 4 5 6 7 8 9 183 90 137 142 112 91 76 84 62 10 11 12 13 14 15 16 17 18 78 159 178 180 245 390 305 180 305 19 20 21 22 23 24 25 26 340 368 390 330 500 470 520 360 42 Imagen 10.8 Análisis del comportamiento de SSVLM vs DQO durante el tratamiento de influente. EL comportamiento que debió mantener un crecimiento en los SSVLM contra un decrecimiento de DQO. Sin embargo, el comportamiento sucedió de forma similar, con esto se demuestra que la remoción de materia inorgánica fue baja a la esperada. Durante los primeros 15 días que comprende el periodo de estabilización del reactor, la remoción de parámetros como SST y DQO se mantiene estable. Entra un promedio DQO 2600 mg/L.día manteniendo a su salida 120 mg/L.día. El incremento de dichos parámetros es debido a la incorporación de nuevo sustrato diluido en agua residual. Debido a que entro en una nueva etapa de aclimatación la masa biológica, el porcentaje de degradación se ve afectada al introducir el nuevo sustrato. Sin embargo, entrando en el decimo día de alimentación de sustrato, los microorganismo entran en una nueva fase al reflejarse el porcentaje de degradación de DQO principalmente. 43 Imagen 10.9 degradación de Cromo Hexavalente mediante proceso de tratamiento biológico. A partir del día 15 en el que se inicio la degradación de cromo hexavalente mediante lodos activados, la degradación del mismo inicio de manera paulatina teniendo concentraciones iniciales de 4.99 mg/L de Cromo Hexavalente. Aun cuando al agregar residual de cromo hexavalente diluido en agua residual municipal, este incrementaba; el DQO, SST, CONDUCTIVIDAD, pero a su vez realizo remociones considerables de Cr VI. 44 10.2 comportamiento de crecimiento de masa microbiana De acuerdo a formula de Monod indica el comportamiento de la tasa de crecimiento, el cual se expresa con la siguiente fórmula: Donde: = tasa de crecimiento específico, tiempo-1 = máxima tasa de crecimiento específico, tiempo-1 = concentración del sustrato que limita el crecimiento, masa/unidad de volumen = constante de velocidad mitad, concentración de sustrato a la mitad de la tasa máxima de crecimiento, masa/unidad de volumen Así mismo la matemática de crecimiento microbiano expresa lo siguiente: n= número de generaciones n= (logNt – log No) / 0.301 k= velocidad de crecimiento (hr-1) k= n / t (logNt – log No) / (0.301 x t) Imagen 10.10 Índice de crecimiento bacteriano comparado con remoción de Cr VI. 45 El comportamiento del crecimiento bacteriano se mantiene estable aun cuando se agrega nuevo sustrato. Esto es debido a que se mantiene un tiempo de muerto, es decir, momento en el que entra en una fase anóxico al suspender el aire en un tiempo de 2 a 5 minutos. De esta forma solo se realiza purga de agua tratada. XI. Análisis de riesgo No tener una adecuada degradación de los metales pesados en tratamientos de tipo biológico, repercute en la medida en que el efluente sea vertido a alcantarillado municipal o utilizado en áreas verdes. De acuerdo a la norma vigente en materia de aguas, se estipula máximos permisibles para los casos de: NOMBRE TIPO DE MAXIMO PERMISIBLE (mg/L) NORMATIVIDAD DESCARGA P.M. VIGENTE DQO C SST C 75 NOM-002-SEMARNAT-1997 pH C 5 a 10 NOM-002-SEMARNAT-1997 Conductividad C NA NOM-002-SEMARNAT-1997 Cromo total C 0.5 NOM-002-SEMARNAT-1997 NOM-002-SEMARNAT-1997 Debido a que no se pretende realizar tratamiento a gran escala, al tratar estos tipos de residuos en una PTAR de tamaño real, el cambio sería despreciable, aun así, no es recomendable, pues para ello, tendría que realizarse una selección muy estricta de microorganismos para llevar a cabo una remoción que supere al menos el 97% de efectividad. 46 XII. Conclusiones Cabe mencionar que la realización del presente proyecto tuvo como finalidad demostrar la degradación de residuos de cromo VI, se busco analizar la factibilidad al degradar residuos peligrosos mediante el proceso de tratamiento biológico en proceso discontinuo. La estabilización del reactor en los primeros 8 días contribuye a la selección de microorganismos aun cuando no se cuenta con el equipo necesario para dicho análisis. Esto se llevo de manera empírica de acuerdo presencia de microorganismos degradadores en función del pH. La dosificación del residuo proveniente de los laboratorios, debió iniciar con una dosis no mayor a 10 mg/L de dicho residuo, para lo cual se inicio con una dosis de 200mg/L. esto pudo repercutir en el incremento tanto de DQO como en SST que se elevo considerablemente al no tener una adaptación previa a menor dosis. Investigaciones sugieren una adaptación de residual de cromo VI en conjunto con un cosustrato presente de manera natural en el suelo y la adición de un compuesto comercial llamado que libera hidrogeno (HRC por sus siglas en ingles), la combinación de estos compuestos favorecen principalmente en las reacciones redox beneficiándose los microorganismos incrementa hasta en un 100% la remoción del cromo VI. Sin embargo, se observo una estabilización del lodo biológico, pues este no se vio afectado en su concentración. Por otro lado, la reducción de DQO a la salida del efluente se vio incrementado se realizaron las primeras dosificaciones diluidas de residuos peligrosos. Al termino del tiempo programado en la biocinética, se pudo observar en los últimos 2 días que los parámetros de salida empezaron a estabilizarse, esto debido a que se encontraban en la fase terminal de adaptación del sustrato (residuos peligrosos). Por el contrario, de esta forma se demuestra que realizar remociones de metales pesados como el 47 cromo hexavalente mediante microorganismos, es una opción eficaz que brindaría tanto reducción económica como de almacenamiento, entre otras. XIII. Recomendaciones La falta de material o equipo para el debido análisis del proceso de reducción de contaminantes, en gran medida perjudica a no tener datos precisos, por otro lado el tiempo que se establece para la puesta en marcha del reactor biológico y el tratamiento de dichos contaminantes, contribuye notablemente un mejor análisis. La remoción de contaminantes pesados mediante tratamiento biológico es una opción factible, sin embargo realizar una adecuada selección de dichos microorganismos mejorara en gran medida el proceso de remoción de dichos contaminante. Utilizar otras fuentes de agua residual en el cual se pueda realizar mezclas y que favorezca la degradación de cromo. Programar tiempos de investigación mayores de 4 meses, para un mejor resultado, así como la obtención de datos más precisos. Investigación teórica a cerca del tema para tener suficiente fundamentos en la realización del proyecto. 48 XIV. Referencia bibliográfica Metcalf y Eddy. 2003. Waste water Engineering, treatment and reuse, Fourth Edition, Ed. McGraw-Hill Castelló E. (2002). XXVIII Congreso Interamericano de Ingeniería Sanitaria y Ambiental. Recuperado de: http://www.bvsde.paho.org/ bvsaidis/mexico26/ii-021.pdf Aguado J. (2006). Reactores biológicos secuenciales http://www.madrimasd.org/blogs/remtavares/2006/12/01/53336 (SBR) Valera V. (2006). Obtención de un consorcio granular para la biodegradación de fenol en un reactor discontinuo de alimentación secuenciada. Universidad Autónoma del Estado de Hidalgo. Gutiérrez F. y C. Cervantes; Interacciones microbianas con el cromo: mecanismos y potencial biotecnológico; Ide@s CONCYTEG; Año 3, Núm. 37; 21-36. NOM-002-Semarnat-1997. Que establece los límites máximos permisibles de contaminantes en las descargas de aguas residuales a los sistemas de alcantarillado. NOM-AA-030-SCFI-2001. Determinación de la demanda química de oxígeno en aguas naturales, residuales y residuales tratadas - método de prueba. NOM-AA-034-SCFI-2001. Determinación de sólidos y sales disueltas en aguas naturales, residuales y residuales tratadas - método de prueba. Alethia VÁZQUEZ MORILLAS et al.Reducción de percloroetileno y cromo hexavalente mediante FE(0) y bioestimulación de microorganismos anaerobios. Septiembre 2007. Cheremisinoff, N. P. 1996 Biotechnology for Waste and Wastewater Treatment, New Jersey, United States, p 1-25. Bitton, G. 2005 Wastewater Microbiology, New Jersey, United States, p 225244 49 Betancur MJ, Moreno JA, Moreno-Andrade I & Buitrón G (2006) Practical optimal control of fed-batch bioreactors for the wastewater treatment. Int. J. Robust Nonlinear Control. 16: 173-190. 50