Resumen de Eliminación de compuestos emergentes mediante sistemas biológicos y su acoplamiento con procesos de oxidación avanzada
La contaminación de las aguas constituye un problema prioritario en materia de medio ambiente, ya que se trata de un bien escaso que se ha utilizado de manera intensiva durante las últimas décadas. Existen contaminantes que, por su amplia presencia en las aguas residuales industriales, se han estudiado extensamente, desarrollándose métodos efectivos para su eliminación. Entre estos compuestos destacan el fenol y sus derivados clorados, así como ciertos intermedios generados en su tratamiento tanto por procesos de oxidación química (hidroquinona, p-benzoquinona, catecol), como de reducción catalítica (ciclohexanol, ciclohexanona).
El avance que las técnicas analíticas han experimentado en los últimos años ha permitido detectar la presencia en las aguas de una serie de compuestos, denominados contaminantes emergentes, cuyo efecto en el medio ambiente ha comenzado a suscitar inquietud. Entre estos contaminantes se incluyen pesticidas, fármacos, productos de higiene personal y fitoquímicos.
Los pesticidas, en especial los más apolares, se han estudiado durante décadas y en consecuencia existe un razonable conocimiento sobre su presencia y efecto en el medio ambiente acuático. Algunos de ellos, como el diurón, el alacloro y la atrazina, se encuentran incluidos en la Lista de sustancias prioritarias en el ámbito de la política de aguas de la Unión Europea (UE) (Directiva 2008/105/CE).
De todos los grupos de contaminantes emergentes, los que probablemente suscitan mayor preocupación, y por ello se han estudiado en mayor medida en la última década, son los fármacos. El consumo de estas sustancias en los países de la UE se cifra en toneladas por año, liberándose tras su uso al sistema integral de saneamiento en concentraciones traza. Por lo general, las estaciones depuradoras de aguas residuales (EDAR) no están diseñadas para eliminar este tipo de contaminantes, por lo que acaban dispersándose en los sistemas acuáticos naturales, entrando en las cadenas alimentarias de los distintos ecosistemas.
El desarrollo de métodos efectivos para el tratamiento de estos compuestos es esencial dado que suelen ser recalcitrantes a la biodegradación, e incluso pueden ejercer efectos tóxicos e inhibitorios cuando se encuentran en una concentración determinada en el influente de una EDAR, causando el mal funcionamiento de los biorreactores. Por ello, resulta conveniente evaluar el impacto potencial de un compuesto sobre la biomasa antes de llevar a cabo su tratamiento mediante un sistema biológico.
Existen métodos estandarizados para analizar la toxicidad y biodegradabilidad de compuestos químicos, basados en diferentes variables indicativas de la actividad microbiana, como velocidad de crecimiento, consumo de sustrato, luminiscencia bacteriana y velocidad de respiración. El test Microtox®, que analiza la ecotoxicidad a partir de la disminución de la bioluminiscencia de la bacteria Vibrio fischeri, es uno de los métodos más utilizados debido a su simplicidad y reproducibilidad. Sin embargo, diferentes estudios han puesto de manifiesto la inadecuada utilidad de este ensayo a la hora de determinar el impacto potencial de un compuesto sobre el fango activo de una planta de tratamiento de aguas residuales, puesto que la interpretación de los resultados puede llevar a error, generalmente sobreestimando el posible impacto sobre la biomasa. Para predecir el efecto inhibitorio de un compuesto sobre el sistema biológico de una EDAR debería utilizarse fango activo como organismo diana.
El test de inhibición de fango activo de la Organización para la Cooperación y el Desarrollo Económico (OECD) evalúa el efecto de una sustancia sobre la biomasa a partir de la medida de la velocidad de respiración en condiciones definidas y en presencia de diferentes concentraciones del compuesto a evaluar. Sobre las bases de este ensayo, en el presente trabajo se ha empleado un método respirométrico que determina la EC50 como la concentración de compuesto capaz de causar un 50% de reducción de la velocidad específica de consumo de oxígeno (VECO) del fango activo cuando se encuentra en contacto con un sustrato biodegradable de referencia. La determinación de los valores de EC50 a partir de los datos respirométricos se llevó a cabo empleando dos tipos de ajuste. El primero corresponde a la función logística, utilizada ampliamente en la determinación de parámetros de inhibición, y un segundo, desarrollado en el presente trabajo, que utiliza un procedimiento de ajuste lineal.
La posibilidad de tratamiento de un compuesto mediante un proceso biológico debe considerar no sólo la inhibición causada en la actividad microbiana sino también su biodegradabilidad, ya que compuestos poco inhibitorios pero con biodegradabilidad baja o casi inexistente pueden ocasionar un efecto acumulativo en un sistema biológico hasta alcanzar una concentración inhibitoria. En este contexto, la caracterización de una sustancia como peligrosa para un sistema de tratamiento biológico incluye la combinación de bajos valores de EC50 y/o baja o nula biodegradabilidad en un período de tiempo reducido.
La OECD ha publicado una serie de tests de biodegradabilidad estandarizados, basados en la evolución de parámetros globales como demanda química de oxígeno (DQO), carbono orgánico total (COT) y demanda biológica de oxígeno (DBO), entre los que destacan los tests de biodegradabilidad inmediata (OECD 301 1993) y el test Zahn Wellens de biodegradabilidad inherente (OECD 302 B 1992). Ambos ensayos tienen una duración de 28 días, difiriendo en la concentración de inóculo empleada. Los tests de biodegradabilidad inmediata son más restrictivos, ya que utilizan una relación biomasa/sustrato menor, al ser empleados normalmente para predecir el riesgo potencial de un compuesto químico en el cauce receptor. El test Zahn Wellens de biodegradabilidad inherente es menos restrictivo, pero no resulta útil a la hora de predecir el comportamiento en una planta de tratamiento biológico, ya que su duración, muy superior al tiempo de retención hidráulico (tRH) empleado en procesos biológicos, permitiría la aclimatación de la biomasa.
Un conocimiento realista del comportamiento de un compuesto de cara a un tratamiento biológico en una planta de tratamiento de aguas residuales requiere que los ensayos de biodegradabilidad se lleven a cabo utilizando fango activo y en condiciones de operación similares. En el presente trabajo se ha desarrollado un método respirométrico en el cual, empleando una relación biomasa/sustrato de acuerdo con la carga másica (Cm) que suele recibir un rector biológico, puede adecuarse el tiempo de ensayo al tRH, aproximándose en lo posible a las condiciones reales de operación. Este método, rápido y sencillo, permite conocer si un compuesto se degradaría en un sistema convencional de fangos activos a través de la determinación de la biodegradabilidad rápida.
En el capítulo II se ha llevado a cabo la evaluación del efecto inhibitorio y la biodegradabilidad de diferentes grupos de compuestos (clorofenoles, intermedios de oxidación química y reducción catalítica de éstos, herbicidas y fármacos), con el objetivo de determinar la viabilidad del empleo de sistemas biológicos convencionales para la eliminación de los compuestos rápidamente biodegradables o técnicas de aclimatación de biomasa para el tratamiento de los compuestos que presenten biodegradabilidad inherente.
Los valores de EC50 y de los parámetros estadísticos obtenidos mediante los dos métodos de ajuste de datos respirométricos empleados no mostraron apenas diferencias entre sí. Esto permitió validar el método de ajuste lineal desarrollado en el presente estudio, el cual, al no precisar una concentración de compuesto suficiente para conseguir un 100% de inhibición como valor límite superior, permitió evaluar la inhibición para compuestos de reducida solubilidad o ligeramente inhibitorios, como diurón y alacloro.
Los resultados mostraron que los clorofenoles con un mayor número de átomos de cloro son capaces de ejercer un mayor efecto inhibitorio, el cual se incrementa cuando el átomo de cloro ocupa posiciones meta- y para- frente a los compuestos sustituidos en posición orto-. Hidroquinona y p-benzoquinona mostraron una toxicidad muy elevada, por lo que su presencia en el influente de un sistema de fangos activos puede ocasionar una inhibición importante de la biomasa, haciendo inefectivo el tratamiento biológico. En cuanto a los intermedios del tratamiento de clorofenoles mediante hidrodecloración catalítica, se ha observado que, pese a que el fenol es tres veces más inhibitorio que la ciclohexanona y nueve veces más que el ciclohexanol para un fango activo, en concentraciones por debajo de la EC50 se degrada a una mayor velocidad empleando biomasa no aclimatada.
Los herbicidas y fármacos estudiados presentaron un menor efecto inhibitorio que los clorofenoles, incluso que el 4-clorocatecol. Sin embargo, los ensayos de biodegradabilidad mostraron que 4-clorocatecol y 4-clorofenol pueden eliminarse en bajas concentraciones utilizando un fango activo no aclimatado en un período de tiempo similar al tRH normalmente utilizado en una EDAR, mientras que compuestos aparentemente menos inhibitorios como los fármacos y herbicidas deberían tratarse utilizando fango activo aclimatado.
En el capítulo III se ha optimizado un método respirométrico para la evaluación de la cinética de degradación biológica de algunos de los compuestos más fácilmente biodegradables, como fenol, ciclohexanol y ciclohexanona, empleando fango activo aclimatado a cada uno de ellos. El procedimiento se basó en la relación existente entre los conceptos de consumo de oxígeno y energía metabólica en un sistema biológico aerobio, que permite el uso del consumo de oxígeno como parámetro de descripción del crecimiento de la biomasa o la degradación de sustrato, y ofrece la posibilidad de emplear modelos de crecimiento de biomasa en el ajuste de datos respirométricos.
El estudio cinético mediante respirometría consistió en la determinación del perfil de VECO al añadir concentraciones crecientes de sustrato (de 5 a 300 mg L-1) a diferentes temperaturas (de 15 a 35oC) empleando una concentración de biomasa en torno a 650 mg SSV L-1. La representación de los valores iniciales de VECO frente a la concentración inicial de sustrato permitió obtener el valor de los parámetros cinéticos (VECOmax y KS) en el caso de aplicar un modelo de crecimiento bacteriano tipo Monod con ausencia de inhibición por sustrato, y los correspondientes (VECOmax, KS y Ki) al aplicar un modelo tipo Haldane en el caso de aparecer inhibición por sustrato.
El modelo de Haldane se ajustó adecuadamente a los datos experimentales en el caso de fenol, ciclohexanol y ciclohexanona, obteniéndose valores del coeficiente de determinación superiores a 0,975. El modelo de Monod se empleó para el estudio cinético del sustrato de referencia, acetato sódico. El aumento de temperatura hasta 35oC originó un aumento de la VECOmax y una disminución de la inhibición, excepto en el caso del fenol, en el cual se produjo un punto de inflexión a partir de 30oC. Para una misma temperatura, el fenol fue el compuesto más inhibitorio, pero también el que presentó un mayor valor de VECOmax. Los valores de KS obtenidos variaron en torno a 10, 7 y 3 mg DQO L-1 para fenol, ciclohexanol y ciclohexanona, respectivamente.
Los datos respirométricos se emplearon también para evaluar el rendimiento biomasa/sustrato (YXS). En este caso, se representó el consumo acumulado de oxígeno exógeno (CAOex), calculado a partir de la integración de la curva de evolución temporal de la VECO, frente a la concentración de sustrato inicial, obteniéndose YXS a partir de la pendiente del ajuste lineal de los datos. Los resultados obtenidos mostraron un aumento del rendimiento biomasa/sustrato con el incremento de la temperatura, variando de 0,48 a 0,58 para fenol, de 0,56 a 0,71 para ciclohexanol y de 0,58 a 0,75 para ciclohexanona.
Una vez estudiada la degradación biológica de compuestos fácilmente biodegradables, se evaluó la posibilidad de tratamiento de los herbicidas estudiados empleando sistemas biológicos (capítulo IV). El estudio se realizó empleando reactores de alta eficacia, como los reactores secuenciales discontinuos (SBR) o los reactores secuenciales biológicos de membrana (SB-MBR). Ambos sistemas presentan la ventaja, frente a los procesos convencionales de fangos activos, de requerir un menor espacio gracias a la aplicación de las etapas de reacción y separación del fango en un solo reactor. Los reactores SBR permiten la eliminación de nutrientes gracias a la sucesión de etapas anóxicas y aerobias, y presentan una elevada flexibilidad de operación y control. La principal ventaja del empleo de membranas en estos sistemas de tratamiento biológico es la obtención de un efluente clarificado mediante filtración sin necesidad de llevar a cabo la sedimentación del fango activo. Además, permiten operar con una mayor concentración de biomasa y un mayor tiempo de residencia celular, lo que facilita la aclimatación del fango activo.
El tratamiento biológico de diurón, atrazina, 2,4-D y MCPA se llevó a cabo de forma paralela en cuatro reactores SBR, en los cuales se trató una carga de herbicida de 1,25 g kg -1 SSV d-1 para diurón y atrazina y de 2,08 g kg -1 SSV d-1 para 2,4-D y MCPA. Como sustrato biogénico se añadió glucosa hasta proporcionar una Cm de 0,20 kg DQO kg -1 SSV d-1. El tratamiento de 2,4-D se estudió además en un SB-MBR de fibra hueca. Los dos sistemas operaron en ciclos de 24 h con un tRH de 6 d, utilizando una concentración de biomasa de 4 g SSV L-1 y un tiempo de retención celular (tRC) de 30 d en el caso de los SBR, y de 8 g SSV L-1 y 60 d para el SB-MBR.
El tratamiento biológico de diurón y atrazina en sistemas SBR presentó una primera fase de latencia de más de 30 d, en la que tuvo lugar la acumulación de los herbicidas en el interior del reactor. Una vez la biomasa fue capaz de degradar estos compuestos, se observó un aumento progresivo de los valores de conversión obtenidos, hasta alcanzar una concentración residual en los efluentes por debajo de 10 mg L-1 después de 186 d de tratamiento. La degradación biológica de MCPA presentó una fase de latencia de menos de 4 d, observándose valores de conversión ascendentes durante los 112 d de experimentación. En el caso del 2,4-D tuvo lugar un período de 15 d hasta apreciarse una eliminación significativa del compuesto, alcanzándose una concentración residual inferior a 5 mg L-1 después de 125 d de tratamiento.
El empleo de un SB-MBR para el tratamiento de 2,4-D permitió la completa eliminación del herbicida en 81 d para una carga de 2,08 g kg -1 SSV d-1. El aumento de la carga hasta 4,16 g kg -1 SSV d-1 ocasionó la acumulación del compuesto en el interior del reactor durante los siguientes 12 ciclos, aunque pudo eliminarse por completo pasados 53 d. La degradación de materia orgánica lograda empleando este sistema de tratamiento fue notablemente superior a la obtenida utilizando los SBR, con un valor promedio del 91%.
La eficacia de eliminación de compuestos recalcitrantes como los contaminantes emergentes puede mejorarse a través del empleo de tratamientos combinados. El acoplamiento de sistemas puede ir destinado a aumentar la biodegradabilidad del influente, sometiéndolo posteriormente a un tratamiento por fangos activos, o bien a la eliminación de los compuestos persistentes una vez el agua residual se ha tratado en un sistema biológico, en función de la toxicidad y biodegradabilidad del influente a tratar.
En concreto, los Procesos de Oxidación Avanzada (AOPs) se han utilizado ampliamente en combinación con sistemas biológicos para la eliminación de contaminantes. Entre los AOPs habitualmente empleados, la oxidación Fenton, basada en la descomposición catalítica del peróxido de hidrógeno por medio de Fe2+ a pH ácido para dar lugar a radicales hidroxilo (OH¿), ha mostrado ser muy efectiva en el tratamiento de aguas residuales industriales. El uso eficiente del peróxido de hidrógeno resulta crítico para la optimización económica del proceso, dado que los intermedios de reacción, que se encuentran en un estado cada vez más oxidado, tienden a ser refractarios a la oxidación química. La utilización de una dosis óptima de reactivo Fenton, empleado como tratamiento previo a un proceso biológico, permitiría reducir la toxicidad y aumentar la biodegradabilidad del agua residual, logrando un mayor grado de mineralización de la materia orgánica en un sistema biológico. Sin embargo, un tratamiento químico insuficiente daría lugar a intermedios estructuralmente similares al compuesto de partida, pudiendo ser incluso más tóxicos y recalcitrantes. Por ello, a la hora de determinar la dosis de reactivo Fenton que debe emplearse en un tratamiento combinado con un sistema biológico, resulta necesario evaluar la toxicidad y biodegradabilidad de los efluentes del proceso químico.
En el capítulo V se estudió la aplicación de la oxidación Fenton en combinación con un sistema biológico con el objetivo de eliminar una serie de contaminantes emergentes empleando la menor dosis de peróxido de hidrógeno posible. En el caso de los herbicidas, al ser sometidos a tratamiento en una concentración mayor que los fármacos, se evaluó la viabilidad del empleo del proceso Fenton como tratamiento previo al sistema biológico a través de ensayos de toxicidad y biodegradabilidad, sometiendo los efluentes de oxidación Fenton seleccionados para cada compuesto a un sistema de tratamiento biológico en un reactor SBR. El tratamiento de los fármacos mediante reactivo Fenton estaría orientado a la eliminación de estos compuestos en el efluente de una EDAR para poder realizar su vertido a cauce de forma que no causen daño ambiental.
Las dosis de reactivo empleadas variaron en el intervalo del 20 al 100% de la proporción estequiométrica de H2O2 respecto de la DQO teórica, manteniendo una relación molar 10/1 de H2O2/Fe2+. El análisis de la composición de los efluentes obtenidos reveló la presencia de concentraciones residuales de cafeína, alacloro y atrazina en los ensayos realizados en condiciones subestequiométricas, y de H2O2 en los efluentes de tratamiento de cafeína y atenolol. Sin embargo, la mayor parte del carbono presente en los efluentes se encontró en forma de ácidos orgánicos de cadena corta, especialmente al emplear elevadas dosis de H2O2, observándose elevadas concentraciones de ácido oxálico, sustancia refractaria al tratamiento.
La aplicación de reactivo Fenton a soluciones acuosas de los fármacos estudiados originó una disminución de la ecotoxicidad y una mejora de la biodegradabilidad en términos de índice de biodegradabilidad (DBO5/DQO), obteniéndose efluentes aptos para el vertido a cauce, incluso utilizando dosis subestequiométricas de peróxido de hidrógeno. En el caso de los herbicidas, los efluentes generados resultaron en su mayoría ligeramente más tóxicos que el propio compuesto de partida, aunque se observó un incremento considerable de la biodegradabilidad. La concentración de H2O2 requerida para optimizar el tratamiento combinado fue relativamente baja en el caso de diurón (40% de la dosis estequiométrica) y para alacloro, atrazina y MCPA (60% de la dosis estequiométrica), mientras que en el tratamiento de 2,4-D resultó necesario emplear condiciones más oxidantes (80% de la dosis estequiométrica).
El tratamiento biológico de los efluentes del proceso Fenton se llevó a cabo empleando un reactor secuencial discontinuo (SBR), que operó en secuencias de 8 h utilizando un tRH de 0,5 días. Se tomaron muestras durante el proceso biológico para la determinación de la concentración de intermedios, formas nitrogenadas inorgánicas, COT y DQO, y se registró el perfil de VECO durante la fase de reacción. Los resultados obtenidos en el tratamiento biológico del efluente de oxidación Fenton de 2,4-D mostraron una importante reducción de materia orgánica gracias a la aclimatación de la biomasa. Para atrazina, alacloro y MCPA, la eliminación de materia orgánica se mantuvo aproximadamente constante a lo largo de los ciclos de tratamiento, mientras que los efluentes finales de tratamiento de diurón mostraron un incremento de la concentración residual de COT y DQO. A partir de los resultados obtenidos se concluyó que el tratamiento acoplado mediante reactivo Fenton y un sistema biológico permite la eliminación de alacloro, 2,4-D y MCPA, con una importante optimización del empleo de reactivos en el proceso químico y un aumento de la eficacia del sistema, mientras que el tratamiento Fenton aplicado de manera individual resulta suficiente para lograr la completa eliminación de diurón, atrazina, atenolol y cafeína, incluso empleando dosis subestequiométricas de H2O2.
Una vez estudiados diferentes tipos de procesos para la eliminación de contaminantes emergentes en soluciones acuosas se llevó a cabo el tratamiento de un agua residual procedente del lavado de tanques de fabricación de productos fitosanitarios (capítulo VI). El análisis de la composición del agua residual objeto de estudio mostró una amplia heterogeneidad, con un elevado contenido en pesticidas, entre ellos varios herbicidas (terbutilazina, MCPP, metamitrona), insecticidas (clorpirifos) y fungicidas (procloraz), así como una gran cantidad de disolventes orgánicos (derivados de xileno, benceno y tolueno) y otros compuestos orgánicos como ciclohexanona. La viabilidad de tratamiento de este agua residual mediante procesos biológicos se estudió a través de ensayos de biodegradabilidad rápida empleando diluciones 1:20, 1:50 y 1:100 de la muestra inicial, obteniéndose valores de conversión de DQO y COT del 35% para la dilución 1:100, mientras que en los otros dos ensayos se observó un aumento del contenido en materia orgánica debido a la lisis celular provocada por la elevada toxicidad de los componentes del agua residual. A partir de los resultados anteriores, se planteó la necesidad de llevar a cabo un tratamiento preliminar para reducir la toxicidad del agua residual. La elevada concentración de materia orgánica (en torno a 20 g DQO L-1) hizo inviable la aplicación de reactivo Fenton como tratamiento preliminar ya que, al tratarse de un método no selectivo, una importante fracción de los radicales hidroxilo actuarían en la oxidación de materia orgánica biodegradable.
El agua residual se sometió a un proceso de adsorción empleando bentonita, un tipo de arcilla caracterizada por una extensa área superficial, una importante capacidad de intercambio catiónico y una elevada superficie interlaminar, lo que le otorga la capacidad de adsorber cantidades significativas de compuestos orgánicos y metales pesados. El empleo de 4 g L-1 de bentonita permitió obtener una eliminación del 72% de DQO y el 68% de COT, con una reducción del 96 y 91% de metamitrona y terbutilazina, respectivamente, y la completa eliminación del resto de pesticidas. Además, la ecotoxicidad se redujo de 975 a 21 UT y el índice de biodegradabilidad aumentó de 0,28 a 0,38. El efluente del proceso de adsorción se sometió a un ensayo respirométrico de biodegradabilidad rápida empleando una dilución 1:10, observándose una conversión del 60%, tanto en términos de DQO como de COT.
El efluente de adsorción con bentonita se sometió a un proceso de degradación biológica en un SBR, utilizando una Cm de 0,53 kg DQO kg -1 SSV d-1. Se analizó la composición de los efluentes en términos de DQO, COT y concentración de pesticidas. Tras la acumulación de materia orgánica durante los primeros ciclos, la biomasa se aclimató progresivamente, logrando un incremento en la eliminación de DQO y COT e incluso una importante degradación de metamitrona, uno de los pesticidas presentes en mayor concentración.
