Luz Edith Barba1, Patricia Torres2, Jenny Alexandra Rodríguez Victoria3, Luís Fernando Marmolejo4y Carlos Alexander Pizarro5
1 Químico. M.Sc., Universidad del Valle, Colombia. Profesora titular, Facultad de Ingeniería, Universidad del Valle, Colombia. luebarba@univalle.edu.co 2 Ingeniera sanitaria, Universidad del Valle, Colombia. M.Sc. y Ph.D., Universidad Sao Paulo, Brasil. Profesora asociada, Facultad de Ingeniería, Universidad del Valle, Colombia. patoloz@univalle.edu.co 3 Ingeniera sanitaria, Universidad del Valle, Colombia. M.Sc. y Ph.D., Universidad Sao Paulo, Brasil. Profesora asociada, Facultad de Ingeniería, Universidad del Valle, Colombia. yennyrod@univalle.edu.co 4 Ingeniero sanitario, M.Sc., Universidad del Valle, Colombia. Candidato a Ph.D., en Ingeniería Área de Énfasis Ingeniería Sanitaria y Ambiental. Profesor asistente, Facultad de Ingeniería, Universidad del Valle, Colombia. lufermar@univalle.edu.co 5 Ingeniero sanitario, Universidad del Valle, Colombia. Estudiante M.Sc.,en Ingeniería Área de Énfasis Ingeniería Sanitaria y Ambiental, Facultad de Ingeniería, Universidad del Valle, Colombia. carpizar@univalle.edu.co
RESUMEN
El tratamiento de los lixiviados constituye uno de los retos más importantes en el diseño y operación de rellenos sanitarios; la combinación de éstos con aguas residuales domésticas para su tratamiento mediante sistemas anaerobios constituye una opción con alto potencial de aplicación, principalmente en países en vía de desarrollo. Este trabajo presenta un estudio de la influencia de la incorporación de lixiviados generados en un relleno sanitario en el que se disponen residuos sólidos residenciales sobre la biodegradabilidad anaerobia de aguas residuales típicamente domésticas. Fueron estudiados cinco sustratos que correspondieron a agua residual doméstica y lixiviado, y tres mezclas de agua residual y lixiviado en proporciones de 10, 20 y 30% de lixiviado. El seguimiento de la biodegradabilidad se realizó durante 30 días mediante la medición de la producción acumulada de metano y la variación en la concentración y composición de los ácidos grasos volátiles (AGV); al final del ensayo se hizo el análisis de los componentes de la demanda química de oxígeno (DQO). Los resultados obtenidos indicaron que en las condiciones en que fue realizado el ensayo y para el tipo de lixiviado evaluado, la proporción máxima en volumen que puede ser degradada conjuntamente con agua residual doméstica por vía anaerobia sin que cause efectos inhibitorios significativos fue del 10%. Proporciones de lixiviados superiores presentaron comportamiento similar al del lixiviado, indicando potenciales efectos inhibitorios en el proceso anaerobio.
Palabras clave: agua residual doméstica, biodegradabilidad anaerobia, inhibición, lixiviado.
Treating leachate is one of the most important challenges in designing and operating a sanitary landfill. Anaerobic treatment u-sing a mixture of leachate and domestic sewage represents a suitable treatment option having good potential applicability in developing countries. The influence of adding leachate from a domestic sanitary landfill on the anaerobic biodegradability of domestic sewage has been evaluated in this paper. Five samples were evaluated for the study: 100% domestic sewage (DS), 100% leachate (L) and three leachate mixtures (L) with domestic sewage (DS) as follows: 10%(L):90%(DS), 20%(L):80%(DS) and 30%(L):70%(DS). The samples anaerobic biodegradability was monitored for 30 days using methane production accumulation and variation in volatile fatty acid (VFA) concentration and composition. A detailed analysis of chemical oxygen demand (COD) composition was performed at the end of the monitoring period. The results of the study showed that a 10%(L):90%(DS) mixture provided the maximum leachate (L) domestic sewage (DS) combination mixture which could be anaerobically biodegradable with no significantly inhibitory effects. Mixtures using a higher percentage of leachate showed significantly potential inhibition effects on the anaerobic biodegradation of domestic sewage.
Keywords: anaerobic biodegradability, domestic sewage, inhibition, leachate.
Recibido: febrero 26 de 2009 Aceptado: marzo 1 de 2010
Introducción
Uno de los problemas más importantes en el diseño y mantenimiento de rellenos sanitarios es el manejo de los lixiviados genera-dos por la percolación del agua a través del suelo, los cuales representan un riesgo potencial para la salud de los ecosistemas y de la población (Salem et ál., 2008). El agua residual doméstica —ARD— es un residuo líquido que por su alto contenido de materia orgánica biodegradable —alta relación de demanda bioquímica de oxígeno (DBO)5/DQO— y adecuado nivel de nutrientes (relación DBO5: N: P) puede ser tratada de una forma eficiente a través de procesos biológicos como los anaerobios, principalmente en países de clima tropical donde las condiciones de temperatura (mayor a 20 °C) son favorables para el adecuado desarrollo de los procesos anaerobios (Speece, 1996; Foresti, 2002).
El agua residual doméstica —ARD— es un residuo líquido que por su alto contenido de materia orgánica biodegradable —alta relación de demanda bioquímica de oxígeno (DBO)5/DQO— y adecuado nivel de nutrientes (relación DBO5: N: P) puede ser tratada de una forma eficiente a través de procesos biológicos como los anaerobios, principalmente en países de clima tropical donde las condiciones de temperatura (mayor a 20 °C) son favorables para el adecuado desarrollo de los procesos anaerobios (Speece, 1996; Foresti, 2002).
La incorporación de lixiviados al tratamiento anaerobio de ARD viene siendo utilizada en los últimos años como una estrategia de manejo de lixiviados debido principalmente a su sencillez y bajos costos operativos (Ahn et ál., 2002). Un argumento a favor del tratamiento combinado de estos residuos es el aporte de nitrógeno en forma amoniacal por parte del lixiviado y de fósforo del ARD, lo que permite suprimir o reducir la adición de nutrientes al sistema de tratamiento (Renou et ál., 2008); adicionalmente, se disminuye el requerimiento de ajuste del pH dadas las características alcalinas del lixiviado (Borzaconni et ál., 1996; Torres et ál., 2005).
Experiencias como las reportadas por Facchin et ál. (2000), Silva et ál. (2002), Tavares et ál. (2002) y Bohdziewicz et ál. (2008) evidencian la potencialidad de tratar en forma conjunta el ARD y los lixiviados en sistemas anaerobios; aunque una estimativa de la producción de lixiviados y de aguas residuales domésticas de una comunidad representa una relación volumétrica de tan solo 1 a 2% de lixiviados, las experiencias reportan porcentajes de lixiviado hasta del 20%, debido a que en muchos lugares se encuentran grandes volúmenes almacenados en lagunas de lixiviados. En algunos de esos estudios se observó la reducción en la eficiencia del tratamiento por problemas de inhibición causados por la presencia en el lixiviado de metales pesados y compuestos orgánicos de baja biodegradabilidad (Ceçen y Aktas, 2004).
Una forma de mitigar los posibles efectos inhibitorios sobre el tratamiento anaerobio causados por el lixiviado es la de determinar la cantidad máxima a ser incorporada al ARD, lo cual puede realizarse con estudios de tratabilidad a escala de laboratorio, entre los que se incluye la biodegradabilidad anaerobia, que cuantifica la fracción máxima de materia orgánica que podrá ser transformada por digestión anaerobia durante un determinado periodo de tiempo y en determinadas condiciones operacionales, en comparación con la fracción teórica estequiométricamente convertida (Field, 1994; Rozzi et ál., 2004, citados por Amaral et ál., 2008). Los ensayos de biodegradabilidad anaerobia se basan en el seguimiento de la producción acumulada de biogás, particularmente el metano, o del acompañamiento de la reducción en la concentración del sustrato, tal como se observa en la Figura 1. La mayoría de los ensayos emplea métodos volumétricos o manométricos para el monitoreo de la producción de metano y cromatografía para determinar la composición del biogás (Amaral et ál., 2008).
]]> Para determinar la cantidad máxima de lixiviado que puede ser tratada de manera conjunta con el ARD de forma que garantice una buena eficiencia en el tratamiento anaerobio y minimice efectos inhibitorios, en este estudio se evaluó la influencia de la incorporación de lixiviados generados en un relleno sanitario regional sobre la biodegradabilidad anaerobia de aguas residuales típica-mente domésticas, evaluando diferentes proporciones de lixiviado a incorporar al ARD (10, 20, 30 y 100%).
Desarrollo experimental
Inóculo
El inóculo fue obtenido del lodo proveniente de un reactor UASB que trata ARD, el cual fue evaluado en términos de la concentración de sólidos totales y volátiles (APHA, 2005), sedimentabilidad, estabilidad y actividad metanogénica específica —AME— (Field, 1994). Antes de iniciar los ensayos el inóculo fue sometido a un lavado con agua destilada para eliminar residuos de materia orgánica. Las concentraciones utilizadas para la realización de los ensayos correspondieron a 1,5 g SSV/L para sustratos con valores de DQO menores de 4g/L, y para valores superiores se aumentó la cantidad sin exceder una relación lodo: sustrato (L:S) de 1:2,7.
Sustrato
Los sustratos utilizados en el ensayo se relacionan en la Tabla 1.
Los sustratos fueron caracterizados a través de la determinación de pH, DQO, alcalinidad bicarbonática y total, NTK, N-NH4+ y P total según APHA(2005); los AGV fueron medidos por cromatografía gaseosa según Franco (2000).
Montaje del ensayo de biodegradabilidad anaerobia
Los ensayos se llevaron a cabo en reactores de 1 L, en los que se adicionó el inóculo y el respectivo sustrato. Se corrieron en forma paralela blancos de lodo sin sustrato para corregir el aporte de metano por parte del lodo. En los ensayos no se adicionaron untrientes ni se acondicionó el pH. La Figura 2 presenta el montaje básico del ensayo realizado con una temperatura controlada de 30 ± 2 °C; cada uno de los sustratos y los blancos fueron evaluados por triplicado.
Seguimiento y control
La biodegradabilidad anaerobia se determinó mediante el monitoreo durante 30 días de la producción acumulada de metano, el consumo diario del sustrato (DQO) y la formación de productos intermedios (composición de AGV) dos veces por semana. La producción de metano se determinó por el método volumétrico a través del sistema de desplazamiento de líquido (NaOH 3%) siguiendo la metodología descrita por Field (1994).
Para calcular la fracción biodegradable en cada uno de los reactores, se convirtió el volumen acumulado de metano en masa de DQO considerando que estequiométricamente, a 30 oC, 1 g de DQO corresponde a 393 mL de metano, y se dividió ese valor por la masa incubada de DQO (Chernicharo, 2007). Al final del ensayo se evaluaron los componentes de la DQO en cada uno de los sustratos.
Resultados y discusión
]]> Caracterización del inóculo y los sustratosLos resultados de la caracterización del inóculo se presentan en la Tabla 2.
Con base en los valores y referencias reportados en la Tabla 2, y de acuerdo con la clasificación de Field et ál. (1995), el lodo usado como inóculo presenta características entre floculento y disperso, y además cumple con los requisitos y características mínimas para tratamiento anaerobio (Field, 1994; Espitia et ál., 1998) respecto de su contenido de ST, STV, estabilidad y AME.
En la Tabla 3, donde se señalan las características de los sustratos, se aprecia que en general éstos presentaron condiciones adecuadas para su tratabilidad anaerobia, una vez que la predominancia de la alcalinidad en forma bicarbonática en el lixiviado fue favorable para garantizar la capacidad de tampón al sistema; adicionalmente, no se presentó déficit de nutrientes ya que la relación DQO : N: P fue superior a 350:5:1, valor recomendado para la o-peración eficiente de reactores anaerobios (Chernicharo, 2007). Los valores de pH presentes en las mezclas con lixiviados se hallan también en el rango establecido para la digestión anaerobia (Field, 1994). A pesar de que el nitrógeno amoniacal presentó concentraciones cercanas a 1.500 mg/L, valor que según Amaral et ál. (2008) puede causar efecto inhibitorio al proceso anaerobio, Field (1994) reporta que una inhibición severa sólo se presenta por encima de los 3.500 mg/L con un lodo adaptado.
Ensayos de biodegradabilidad
AGV
]]> El seguimiento de la degradación anaerobia a través del análisis de los AGV para los diferentes sustratos se muestra en la Figura 3. Se evidencia que el ácido acético fue el predominante, seguido por el ácido butírico, lo que favoreció la biodegradabilidad anaerobia del sustrato, ya que la metanogénesis acetoclástica es la responsable de la mayor fracción de metano producido a partir de la degradación anaerobia de la materia orgánica (Van Haandel y Lettinga, 1994).
La fase acidogénica varió en cada sustrato, siendo más lenta a medida que aumentó el porcentaje de lixiviado incorporado; mientras que en el ARD la máxima producción de AGV se presentó el día 3 y una reducción completa el día 12, en el lixiviado puro se alcanzaron los más altos niveles de ácido acético entre el día 12 y el día 15, y su máxima reducción, que estuvo alrededor del 30% del valor inicial, se obtuvo el día 30. Este comportamiento indica que el ARD es un sustrato fácilmente acidificable y que ocurrió un efecto inhibitorio gradual por la incorporación del lixiviado.
La Figura 4 muestra la composición de la DQO de los diferentes sustratos al final del ensayo, donde se puede observar la biodegradabilidad total o DQO biodegradable que está constituida por la transformada en crecimiento celular (Cel) y metano (M) y la fracción de AGV no degradada (AGV). La DQO biodegradable representa la DQO reducida.
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En el ARD el 85% de la materia orgánica fue biodegradable y completamente transformada a metano, lo cual es un comportamiento típico de sustratos fácilmente acidificables (Chernicharo, 2007); el 15% restante representó la materia orgánica resistente a la degradación anaerobia.
En el lixiviado puro se obtuvo una biodegradabilidad del 46%, del que apenas el 13% correspondió a la fracción transformada a metano, mostrando efectos inhibitorios sobre la etapa metanogénica causados por la posible presencia en el lixiviado de compuestos orgánicos de baja biodegradabilidad, como lo reportan Ceçen y Aktas (2004).
La biodegradabilidad anaerobia obtenida fue similar a la alcanzada por Berrueta et ál. (1996), oscilando entre 40 y 50%. Otros autores (Torres et ál., 1997; Santos et ál., 2004; Collazos y Gómez, 2006 y Amaral et ál., 2008) reportan valores hasta del 93%; estas diferencias están asociadas tanto a las características del lixiviado (origen, edad, etc.) como a las condiciones en las cuales se realiza el ensayo de biodegradabilidad anaerobia (cantidad y calidad de inóculo, relación lodo-sustrato, tiempo del ensayo, etcétera).
En los sustratos con mezclas de ARD y lixiviados se ve que, a medida que el porcentaje en volumen del lixiviado se incrementa, ocurre un aumento de la DQO resistente, alcanzando valores de 27, 47 y 51% para los porcentajes de 10, 20 y 30% de lixiviado, respectivamente. Valores por encima del 20% fueron similares al hallado para el lixiviado puro (54%), indicando que para porcentajes iguales o superiores al 20% la inhibición es significativa y tan compleja como la degradación del lixiviado puro. En términos ge-nerales, la DQO resistente se asocia a la presencia de sustratoscomplejos que no son degradados debido a que la biomasa anaerobia aun no se encuentra adaptada, o a la presencia de compuestos biológicamente inertes (Field, 1994). Autores como Renou et ál. (2008) mencionan que estas proporciones pueden ser mayores cuando se efectúa un pretratamiento al lixiviado como la adsorción con carbón activado.
Conclusiones
La incorporación de lixiviado al ARD causó un retardo en el desarrollo de la etapa acidogénica y un desequilibrio entre ésta y la etapa metanogénica del proceso de biodegradación anaerobia, lo que se tradujo en una acumulación de los AGV. Este efecto fue más notorio en la medida en que se incrementó el porcentaje en volumen de lixiviado.
En las condiciones del ensayo y para el tipo de lixiviado evaluado, se encontró que la proporción máxima en volumen que puede ser degradada anaeróbicamente conjuntamente con agua residual doméstica y sin causar efectos inhibitorios significativos, es del 10%, pues a valores mayores se incrementa el porcentaje de DQO resistente.
Se recomienda usar los ensayos de biodegradabilidad anaerobia para definir previamente y en cada caso en particular (tipo y características de lixiviado, agua residual e inóculo disponible) la fracción máxima de lixiviado que puede ser incorporada a un sistema de tratamiento anaerobio de aguas residuales domésticas, sin generar problemas de inhibición que comprometan el desempeño y eficiencia de éste.
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