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Red de Revistas Científicas de América Latina y el Caribe, España y Portugal
TRATAMIENTO DE EFLUENTES DE DESTILERÍA EN UN FILTRO
ANAEROBIO DE FLUJO ASCENDENTE
Alejandro RIVERA, Jorge S. GONZÁLEZ, Reinaldo CASTRO,
Barbarita GUERRERO y Gertrudis NIEVES
Instituto de Investigaciones para la Industria Alimentaria. Carretera del Guatao km 3 ½ , La Lisa. CP 19200. La
Habana, Cuba
(Recibido junio 2001, aceptado julio 2002)
Palabras clave: filtro anaerobio, efluentes de destilería, sulfatos
RESUMEN
Se demostró la posibilidad de tratar efluentes de destilería en un filtro anaerobio de flujo ascen-
dente, relleno con anillos Raschig de cerámica. Manteniendo un tiempo de retención hidraúlica
de 48 horas, se aplicaron cargas orgánicas desde 0.20 hasta 10.52 kg DQO/m
3
d. Se lograron
eficiencias de remoción de la DQO superiores al 65 %, empleando sólo un paso por el reactor,
para cargas orgánicas inferiores a 7.32 kg DQO/m
3
d y operando a temperaturas entre 20 y 25
°
C.
Para cargas superiores la eficiencia de depuración del sistema cayó al 42.4 %, indicando que se
sobrepasó el límite de operación del reactor para las condiciones impuestas. Los valores de
conversión de la DQO removida en metano (0.28-0.38 m
3
CH
4
/kg DQOr) fueron altos.
Se demos-
tró que la inhibición del proceso no estuvo relacionada con la presencia de un contenido
elevado de iones sulfato en el residual.
Key words: anaerobic filter, distillery effluents, sulphate
ABSTRACT
The possibility of using an upflow anaerobic filter, packed with Raschig rings, for the treatment
of distillery effluents was demonstrated. Mantaining a hydraulic retention time of 48 hours,
organic loads varying from 0.20 to 10.52 kg COD/m
3
day were applied. COD removal efficiencies
over 65 % were achieved with only one pass through the reactor, for organic loads below 7.32 kg
COD/m
3
day, at temperatures between 20 and 25
°
C. For higher loads the system±s depuration
efficiency fell to 42.4 %, showing that an operational limit was reached for the assayed condi-
tions. High values were obtained for the conversion of removed COD to methane (0.28-0.38 m
3
CH
4
/kg CODr). The process inhibition did not show any relation to the presence of a high
content of sulphate ions in the wastewater.
Rev. Int. Contam. Ambient.
18
(3) 131-137, 2002
INTRODUCCIÓN
Las aguas residuales de destilerías de alcohol constitu-
yen una importante fuente de contaminación, debido a la
elevada concentración de materia orgánica expresada
como Demanda Bioquímica de Oxígeno (25000-45000 mg
DBO/L) que presentan y también a su alto grado de aci-
dez, con valores de pH inferiores a 5. Aunque estos
residuales no se caracterizan como tóxicos, su disposición
implica un serio problema ambiental. Se estima que en
Cuba se generan aproximadamente 14000 m
3
de vinazas
al día (Cano y González 1989, Sánchez
et al
. 1994).
Los sistemas de depuración biológica que emplean la
vía anaerobia son los más recomendados para el trata-
A. Rivera
et al.
132
miento de residuales con altos contenidos de materia or-
gánica (González 1989, González y Valdés 1994). Su em-
pleo como primera etapa en la depuración de los efluentes
de destilería constituye una alternativa atractiva para dis-
minuir los costos totales del tratamiento. Entre las tecnolo-
gías anaerobias de avanzada que más se emplean última-
mente sobresalen los reactores de manto de lodos, los reac-
tores de lecho fluidizado y los filtros anaerobios (Bonastre
y Paris 1989, Van den Berg y Kennedy 1983, Young 1983).
Varios estudios (Boopathy y Tilche 1991, Braun y Huss
1982, Camilleri 1988, Dahab y Young 1982, Kida
et al
.
1995) reportan el empleo de esas tecnologías para el tra-
tamiento de aguas residuales de destilería, logrando
eficiencias de remoción de la Demanda Química de Oxí-
geno (DQO) entre 50 y 90 %, al operar los reactores a
temperaturas entre 30 y 37
°
C y con la aplicación de car-
gas orgánicas entre 8 y 22 kg DQO/m
3
día. En otros estu-
dios (García-Morales 1996, Yeoh
et al
. 1997) se usaron
temperaturas cercanas a 55
°
C y con la aplicación de car-
gas orgánicas similares se obtuvieron eficiencias de remo-
ción de la DQO entre 65 y 70 %. Cada grupo plantea
ventajas para sus sistemas, pero en realidad los resultados
obtenidos son muy similares y deben ser evaluados de for-
ma particular.
En vista de que las vinazas de destilería poseen ener-
gía térmica reutilizable y que esta industria tiene altos re-
querimientos energéticos, en muchos lugares ésta se re-
cobra, quedando el residual a una temperatura menor de
30
°
C. Se ha informado muy poco en la literatura sobre la
digestión anaerobia de efluentes de destilería a temperatu-
ras entre 20 y 25
°
C, por lo que el objetivo de este trabajo
fue conocer, mediante corridas experimentales, el com-
portamiento de un filtro anaerobio de flujo ascendente en
el tratamiento de efluentes de destilería a temperaturas
entre 20 y 25
°
C, considerando como variables de res-
puesta la eficiencia de remoción de la carga contaminante
y la conversión de la DQO removida en biogás. También
se consideran aspectos relevantes en el control del proce-
so tales como la concentración de ácidos grasos volátiles,
la alcalinidad y el pH, en diferentes condiciones de carga
aplicada.
MATERIALES Y MÉTODOS
Reactor de lecho fijo
Se empleó una columna cilíndrica de PVC de 7.5 L,
con diámetro interno de 100 mm y altura total de 1 m, con
una entrada inferior para recibir la alimentación de resi-
dual crudo y una salida lateral colocada 200 mm por deba-
jo del borde superior del reactor, por donde evacúa el
efluente tratado y una salida superior para la recolección,
la medición y el muestreo del gas generado. La columna
se empacó con anillos Raschig de cerámica de 15x15 mm,
con alto poder de retención de biomasa (Messing 1982,
Murray y Van den Berg 1981), hasta 4/5 de su altura total,
condicionando un volumen efectivo de tratamiento hasta
la altura del relleno de 4.45 L, medidos por desplazamiento
de agua.
La alimentación de la columna fue realizada emplean-
do una bomba peristáltica de velocidad constante, capaz
de regular el caudal a alimentar mediante un sistema de
control de los tiempos de parada y arranque. La salida de
gases se conectó a un recipiente plástico de 1 L de capa-
cidad, que colocado de forma invertida se encontraba su-
mergido en una solución de NaCl acidulada, sirviendo de
colector y medidor de los gases generados durante el pro-
ceso. En la
figura 1
se muestra un esquema general de la
línea experimental.
Características de los materiales empleados
El residual empleado en los experimentos se preparó
con vinazas provenientes de las destilerías Arrechabala
y Santa Cruz del Norte, cuyas características principales
fueron:
Santa Cruz
Arrechabala
pH
4.7
4.5
Acidez
4688
4573
mg/L
Alcalinidad
0.0
0.0 mg/L
DBO
5
30375
27200
mg/L
DQO
68077
67057
mg/L
Nitrógeno total
643
614
mg/L
Fósforo
64.8
81.0 mg/L
Sólidos totales
73920
66525
mg/L
Sólidos suspendidos totales
4360
3620
mg/L
Sulfatos
5.4
2.3 g/L
Muestra de
gases
Gasómetro
Efluente
tratado
Bomba
peristáltica
Tanque de
alimentación
Filtro
anaerobio
Fig. 1
. Esquema general de la línea experimental de filtración biológica
TRATAMIENTO ANAEROBIO DE RESIDUALES DE DESTILERÍA
133
Resultados promedios de 5 determinaciones hechas
a cada lote de residual sedimentado con los que se reali-
zaron los experimentos.
Procedimiento
Para lograr la biomasa que se inocularía al filtro
anaerobio se empleó un cultivo (3 L) proveniente de
un espesador de lodos de una planta de tratamiento de
residuales alimentarios, enriquecido con aguas de la-
vado de excretas vacunas. Este cultivo microbiano se
mezcló con 2 L de residual de destilería (diluido con
agua del grifo hasta lograr una concentración de 460
mg DQO/L) y se inoculó al reactor, llenando el mismo
hasta el nivel de rebase, manteniendo estas condicio-
nes durante 48 horas. Después, el sistema se sometió
a recirculación continua durante 10 días. Luego, cada
2 días se repuso 1 L del efluente, estableciendo una
alimentación semicontinua de un sustrato con las si-
guientes características:
residual de destilería
0.46 g DQO/L
agente alcalinizante
NaHCO
3
0.64 g/L
Adicionando además 5 mL de una solución compues-
ta por:
macronutrientes:
NH
4
Cl
10.00 g/L
K
2
HPO
4
2.00 g/L
micronutrientes:
H
3
BO
3
0.05 g/L
FeCl
2
.2H
2
O
2.00 g/L
ZnCl
2
0.05 g/L
MnSO
4
0.50 g/L
CuCl
2
.2H
2
O
0.03 g/L
(NH
4
)
8
Mn
7
O
24
.4H
2
O
0.05 g/L
AlCl
3
.6H
2
O
0.05 g/L
CoCl
2
.6H
2
O
2.00 g/L
MnCl
2
0.25 g/L
MgCl
2
1.00 g/L
EDTA
0.05 g/L
NiCl
2
.6H
2
O
0.25 g/L
HCl
1.00 ml/L
La producción estable de biogás (600 mL/día) a los
20 días de comenzado el proceso, aportó la información
sobre el momento de pasar a una forma de alimentación
continua del sistema, suprimiendo totalmente la adición
de los elementos micronutrientes descritos anteriormen-
te y manteniendo el empleo de la solución de cloruro de
amonio y fosfato ácido de potasio (macronutrientes) para
tener relaciones N/DQO y P/DQO de 0.02 y 0.003 res-
pectivamente (Moosbrugger
et al
. 1993). Para mante-
ner la alcalinidad se siguió empleando bicarbonato de sodio,
a fin de lograr una relación alcalinidad/DQO cercana a
0.9 unidades (Moosbrugger
et al
. 1993, Zehnder y
Wuhrmann 1977).
A continuación, se procedió a aumentar la carga or-
gánica aplicada al reactor (Bv) mediante incrementos
sucesivos de la concentración del residual a tratar, con el
fin de estudiar los efectos de la carga orgánica aplicada
sobre la eficiencia del sistema. Para todas las corridas
se mantuvo un mismo tiempo de retención hidráulica de
48 horas, valor muy empleado en estos sistemas (Bo-
nastre y Paris 1989). El residual alimentado se mantuvo
a temperatura ambiente, que osciló entre 20 y 25
°
C para
todas las corridas experimentales.
Cada vez que se varió la carga aplicada se dejó trans-
currir un período igual a tres veces el tiempo de retención
hidráulica, para así garantizar el establecimiento del esta-
do estacionario (González y Valdés 1994, Valdés 1994);
sólo entonces se procedió a realizar los muestreos corres-
pondientes al tratamiento ensayado, tomando al menos
quince muestras para cada uno de ellos. En la
tabla I
se
presentan las diferentes cargas ensayadas y las concen-
traciones medias del residual alimentado al reactor.
Como variables de respuesta se emplearon la eficien-
cia del proceso sobre la base de la remoción en DQO, la
producción de biogás y su contenido en metano, determi-
nado este último en un analizador de metano Maihak Finor,
para evaluar de forma indirecta los valores de conver-
sión de la DQO removida en biogás. Las variables de
control fueron la concentración de ácidos grasos voláti-
Período ensayado (días)
So
(mg DQO/L)
Bv (kg/m
3
día)
Media
CV (%)
Media
CV (%)
0- 2
0
*
*
21 -
35
462
12.5
0.20
10.9
42 -
56
997
11.3
0.45
12.5
63 -
77
2006
14.2
0.90
15.6
84 - 108
5608
21.6
2.52
20.0
115 - 129
10460
9.1
4.70
11.3
136 - 150
14806
15.2
7.32
10.9
157 - 171
20685
11.2
10.52
12.3
TABLA I
. CONCENTRACIONES DEL RESIDUAL ALIMENTADO (So) Y CAR-
GAS ORGÁNICAS ENSAYADAS (Bv) DURANTE LA EXPERIENCIA
* Período de adaptación con alimentación semicontinua y recirculación total del efluente
A. Rivera
et al.
134
les, la alcalinidad y el pH para todos los niveles de cargas
aplicadas.
En los últimos dos niveles de carga aplicada se deter-
minó la concentración de sulfatos, en busca de una expli-
cación a la disminución de la eficiencia del sistema su-
puestamente debida a su posible inhibición por estos iones.
Los resultados fueron procesados estadísticamente
para obtener los valores medios y los coeficientes de va-
riación de las variables de respuesta principales. Para
comparar el efecto de los diferentes valores de carga
aplicada, se realizó un análisis de varianza de clasifica-
ción simple.
Determinaciones analíticas realizadas
Los análisis del residual crudo y el de alimentación,
así como los del efluente tratado fueron realizados según
métodos estándar (APHA-AWWA-JWPCF 1985), ex-
cepto la alcalinidad, que se hizo con el método de Jenkins
et al
. 1983.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Por medio de variaciones de la concentración del re-
sidual alimentado (So), desde 462 mg/L hasta 20685 mg/
L se recorrió un intervalo de cargas orgánicas desde 0.20
hasta 10.52 kg DQO/m
3
d, manteniendo constante el tiem-
po de retención hidráulica en 2.0 días (CV=8.4 %, n=99).
En la
figura 2
se observa como varió la eficiencia de
remoción de la DQO con respecto a las diferentes car-
gas aplicadas. Como puede apreciarse, para las cargas
orgánicas que van desde 0.20 hasta 4.70 kg/m
3
d se obtu-
vieron los mejores valores de eficiencia del proceso, que
oscilaron entre 72.7 y 82.3 %, con una tendencia a dismi-
nuir con el aumento de la carga aplicada. Para los últi-
mos dos niveles ensayados se obtuvieron eficiencias
menores y significativamente diferentes de las anterio-
res. Aquí resalta lo pronunciado de este efecto para el
último nivel de carga aplicado, donde la eficiencia cae a
un valor de 42.4 % (CV=26.6 %, n=15), inadmisible para
este proceso. Este nivel parece ser el correspondiente al
límite de carga orgánica que puede asimilar este reactor
en las condiciones impuestas. Estos resultados concuer-
dan con lo encontrado en la literatura (Beries
et al
. 1982,
Dahab y Young 1982, García-Buendía y Fernández 1988),
donde se señalan valores de la eficiencia de remoción
entre 60 y 80 %, cuando se suministran cargas orgánicas
entre 1 y 10 kg DQO/m
3
d a sistemas de filtración anae-
robia para el tratamiento de residuales de destilería, sólo
que en nuestro caso el valor extremo de carga no fue
aceptado por el sistema.
En la
figura 3
se muestran las concentraciones de áci-
dos grasos volátiles y la alcalinidad al bicarbonato mante-
nidas dentro del reactor durante los experimentos. Se ob-
serva una tendencia al aumento en la concentración de
ácidos grasos volátiles a medida que aumenta la carga
orgánica, aunque este incremento se realiza en forma muy
discreta y en muchos casos sin diferencias significativas
para los primeros niveles de carga orgánica aplicada. Sin
embargo, a partir de los 4.7 kg DQO/m
3
d las diferencias
comienzan a ser significativas y el aumento que se produ-
ce en el último nivel de carga aplicada sobrepasa la con-
centración límite para el proceso de metanogénesis reco-
nocida en la literatura (Anderson
et al
. 1982), que es de
2000 mg/L, llegando a alcanzar los 3484 mg/L (CV=28.2 %,
n=15). Esta concentración alta indica que la razón alimen-
tos/microorganismos es demasiado elevada, manifestán-
dose ya la inhibición del proceso de metanogénesis en este
nivel (Ashley y Hurst 1981, Bryant 1979, Marchaim y
Krause 1993, Speece y Parking 1983). Asimismo, esta
situación de elevación y no conversión de los ácidos grasos
formados puede atribuirse al hecho de que el reactor está
operando a una temperatura en la que no se favorece su
cinética de conversión (Öztürk 1991).
(g/L)
0
1
2
3
5
AGV
Alc*
0.2
1.2
2.2
3.2
4.2
5.2
6.2
7.2
8.2
9.2
10.2
Bv (kg/m
3
.d)
Fig. 3
. Ácidos grasos volátiles (AGV) y alcalinidad al bicarbonato
(Alc*) vs. carga orgánica
30
1.2
0.2
2.2
3.2
4.2
5.2
6.2
7.2
8.2
9.2 10.2
Bv (kg/m
3
d)
90
80
70
60
50
40
30
Eficiencia (%)
Fig. 2
. Eficiencia vs. carga orgánica aplicada
TRATAMIENTO ANAEROBIO DE RESIDUALES DE DESTILERÍA
135
La alcalinidad, por su parte, siempre fue en aumento,
debido a que se controló en todo momento con el objeto
de garantizar una elevada capacidad amortiguadora en
el sistema, logrando mantener el pH del reactor en un
valor medio de 7.3 y con un CV tan bajo como 1.8 %
para n=105. En general, estos valores se encuentran
dentro del rango de pH permitido (6.5< pH <8.2) para
el proceso metanogénico (Anderson
et al
. 1982); aun-
que esto tiene menos relevancia en los filtros anaerobios,
puesto que se plantea que en estos sistemas el pH en el
seno de la solución es algo diferente del pH que puede
existir dentro de los flóculos y las películas expuestas al
flujo de líquido (Van den Berg y Kennedy 1983).
Analizando la
figura 4
, puede apreciarse que la pro-
ducción de biogás fue aumentando de manera directa-
mente proporcional al aumento de Bv, hasta alcanzar
un valor de 11.0 L/d, para una Bv=7.32 kg DQO/m
3
d.
En el siguiente nivel de Bv (10.52 kg/m
3
d) se produjo
un volumen inferior de biogás. En otras palabras, des-
pués de rebasar los 7.32 kg/m
3
d, se manifiesta una cierta
incapacidad del sistema para generar biogás como lo
venía haciendo hasta entonces, de forma directamente
proporcional a los aumentos de carga aplicada. Esta
incapacidad del sistema se correlaciona perfectamente
con la caída de la eficiencia de eliminación de la DQO,
desde 66.1 % hasta 42.4 %, que se manifestó para el
último aumento de Bv ensayado. Esto se puede consta-
tar igualmente cuando se acude a los valores de la DQO
removida, que para el caso de Bv=7.32 kg/m
3
d fue de
21.8 g/d y para Bv=10.52 kg/m
3
d arrojó un valor simi-
lar (20.1 g/d).
En lo que se refiere al contenido en metano, luego
de estabilizarse, el comportamiento usual manifiesta una
tendencia
a disminuir con el aumento de Bv (González
1989, González y Valdés 1994). Sin embargo, en este
caso hay un aumento inicial que puede ser explicado
como resultado del proceso de estabilización de la con-
versión de la DQO removida que se prolongó algo más
12
10
8
6
4
2
0
0.2
1.2
2.2
3.2
4.2
5.2
6.2
7.2
8.2
9.2
10.2
Bv (kg/m
3
.d)
68.2
%
73.4
%
76.6
%
78.2
%
75.4
%
70.0
%
Fig. 4
. Biogás producido y % de metano vs. carga orgánica aplicada
Conversión en metano (m
3
/kg)
3
de lo común.
No obstante, ya en el cuarto nivel de aplicación de
carga, la tendencia general a la disminución del conte-
nido de metano se hizo presente, y si no se obtuvieron
con-tenidos menores de metano esto se debe a la ocu-
rrencia de otro fenómeno, el aumento de la alcalinidad
a medida que se eleva la carga aplicada, lo que permite
que el CO
2
producido en el biogás pueda pasar a la
fase acuosa con mayor facilidad, aumentando la con-
centración relativa de metano en el biogás. Con ello se
amortigua la disminución como evidencian los tres ni-
veles finales de la experiencia.
En cuanto a la eficiencia de conversión de la DQO
removida en metano, expresada en la
figura 5
, se ob-
serva un comportamiento inusual. Experiencias ante-
riores indicaban que si bien los volúmenes de gas se
elevan con el aumento de Bv, la disminución del conte-
nido en metano es tal, que como resultado global se
obtiene una disminución también de la conversión, co-
incidiendo con lo obtenido por Guiot y Van den Berg
(1985) y Revard (1985). En el presente caso, la con-
versión varía entre un valor mínimo de 0.28 m
3
/kg DQOr
y un máximo de 0.38 m
3
/kg DQOr, sin una tendencia
manifiesta a subir o bajar con el aumento de Bv, lo cual
puede ser atribuido a la situación antes expuesta de
aumento de la concentración relativa de metano por el
alto valor de alcalinidad en el sistema.
Al observar los resultados de las últimas etapas, don-
de comienzan a presentarse problemas con la eficien-
cia, se considera que no sólo está influyendo una limita-
ción por la carga aplicada, sino que es posible que exis-
ta otra razón, sobre todo en vista de que el residual de
destilería empleado para los últimos dos niveles de car-
gas orgánicas aplicadas proviene de la destilería Santa
Cruz, con un valor superior de concentración de
sulfatos.
0.6
0.8
0.4
0.2
0
1
0.2
1.2
2.2
3.2
4.2
5.2
6.2
7.2
8.2
9.2
10.2
Conversión en metano (m
3
/kg)
Fig. 5
. Conversión de la DQO removida en metano vs. carga orgánica
aplicada
A. Rivera
et al.
136
Se conoce que la presencia de estos iones durante
la degradación anaerobia permite que las bacterias
sulforreductoras puedan emplear parte del sustrato
carbonáceo, resultando en una producción de H
2
S, sien-
do este proceso de mucha competencia con la metano-
génesis (Rinzema y Lettinga 1988).
La razón DQO/SO
4
2-
aparece reportada como el fac-
tor clave en la regulación de la competencia entre bac-
terias metanogénicas y sulforreductoras. En experien-
cias recientes se ha recomendado operar como valor
óptimo a razones DQO/SO
4
2-
> 10 para el logro de un
tratamiento anaerobio exitoso (Colleran
et al.
1995).
Por su parte, Hilton y Archer (1988) recomiendan como
valores inhi-bitorios de la metanogénesis relaciones
menores de 8.
Los valores de las concentraciones de sulfato medi-
das en los dos últimos niveles de carga ensayados per-
mitieron obtener relaciones DQO/SO
4
2-
iguales a 13.8
y 11.1, respectivamente, para 7.32 y 10.52 kg/m
3
d.
Como puede notarse, estas relaciones son mayores que
el valor de 10 establecido como límite para el comienzo
de inhibición en el proceso de formación de metano por
la presencia de sulfatos, por lo que puede decirse que
no existe inhibición por sulfuros, sino que ya en el nivel
de carga aplicada de 10.52 kg DQO/m
3
d se ha sobre-
pasado la capacidad de manejo de carga de este reac-
tor en las condiciones de operación impuestas, como se
explicó anteriormente.
CONCLUSIONES
Se demostró la posibilidad de tratar efluentes de des-
tilería en un filtro biológico de flujo ascendente con una
eficiencia de remoción de la DQO superior al 65 %,
empleando sólo un paso por el reactor, utilizando un tiem-
po de retención de 2 días y una carga orgánica inferior
a 7.32 kg DQO/m
3
d, a una temperatura de operación
entre 20 y 25
°
C. Para valores de carga orgánica apli-
cada superiores a 7.32 kg/m
3
d, se manifestó una caída
significativa de la eficiencia de depuración (42.2 %),
incrementándose el contenido de ácidos volátiles en el
reactor hasta valores superiores al recomendado como
límite de operación para este sistema.
Tanto el volumen de biogás producido como su con-
tenido en metano se comportaron, con pequeñas des-
viaciones, dentro del intervalo de valores esperados. A
la vez, se observaron valores altos de conversión de la
DQO removida en metano (0.28-0.38 m
3
CH
4
/kg
DQOr).
La inhibición del proceso estuvo relacionada sola-
mente con el exceso de carga orgánica aplicada y no
con la presencia de sulfatos en el residual, ya que éstos
se mantuvieron en valores inferiores a los considerados
inhibitorios para la metanogénesis.
REFERENCIAS
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