En este estudio se empleó un respirómetro discontinuo (batch) en que el aporte de oxígeno depende de dos valores de consigna, un máximo y un mínimo de concentración de oxígeno dentro del recipiente donde se lleva a cabo la respirometría (Fig. 3). Se inyecta aire hasta alcanzar el valor máximo de concentración de oxígeno establecido. Una vez alcanzado este valor se deja de inyectar oxígeno y se espera a que los microorganismos lo consuman hasta llegar a la consigna mínima; entonces se vuelve a airear. Se mide el tiempo que emplean los microorganismos para consumir el oxígeno, con lo que se obtiene la velocidad instantánea de consumo de oxígeno. El respirómetro está formado por un recipiente de cristal de 2 L con un agitador magnético cuya función es lograr la homogenización de la mezcla de lodo activado. Durante los experimentos la temperatura del sistema se mantuvo constante a 25 °C por medio de un baño termostático.

Fig. 3

El oxígeno disuelto se midió en el reactor por medio de un oxímetro (YSI-51) conectado a una computadora que disponía como interfase una tarjeta de adquisición de datos (IOtech). Los datos de la concentración de oxígeno se almacenaron a intervalos de 1 s utilizando un programa desarrollado sobre el sistema informático Dasylab v9.0.

El coeficiente de rendimiento heterótrofo constituye un parámetro estequiométrico que define la cantidad de biomasa heterótrofa que se produce a partir de la cantidad de sustrato fácilmente biodegradable consumido. A partir de la realización de pruebas de respirometría y mediante la adición de una cantidad de sustrato fácilmente biodegradable se puede determinar el coeficiente de rendimiento heterótrofo. Para ello se mide la cantidad de oxígeno que se consume para la degradación biológica de una cantidad conocida de sustrato fácilmente biodegradable y se parte de la premisa de que una parte del sustrato añadido se utiliza directamente para la producción de biomasa, mientras que la otra parte se emplea para la producción de la energía que se utiliza en los procesos de transporte y el mantenimiento de la célula. Esta energía se produce a partir de la respiración (Fig. 4).

Fig. 4

Para la estimación del coeficiente de rendimiento heterótrofo (Y_{SB_OHO,Ox}) se llevaron a cabo varias pruebas respirométricas en que, a partir de la condición endógena del lodo activado, se adicionó una cantidad conocida de sustrato soluble fácilmente biodegradable (CH₃COONa) y se registró el aumento de la velocidad de consumo de oxígeno (VCO) hasta alcanzar los niveles iniciales de respiración endógena, lo que representa el final de la degradación del sustrato alimentado. En cada prueba respirométrica se agregaron 15 mg de alliotiurea (ATU) antes de añadir el sustrato, para inhibir la actividad de las bacterias nitrificantes. El oxígeno consumido para la degradación del sustrato añadido puede determinarse como el área debajo de la curva que está delimitada por una recta que parte de la línea base de la respiración endógena antes del pulso respirométrico hasta la línea base correspondiente a la respiración endógena después de la degradación del sustrato añadido (Fig. 5).

Fig. 5

Por tanto, si se grafica el oxígeno consumido para cada cantidad de sustrato añadido se obtiene una recta cuya pendiente corresponde a 1-Y_{SB_OHO,Ox} según la ecuación 1.

O x í g e n o   c o n s u m i d o = 1 - Y S B _ O H O , O x (1)

Conocer la magnitud de los sólidos suspendidos totales que vienen con la alimentación es de vital importancia, pues gran parte de ellos son biodegradables, otra parte es inerte y una pequeña porción corresponde a la biomasa, por lo que pasa a formar parte de los lodos, lo que dificulta en ocasiones determinar la verdadera fracción de biomasa en el biorreactor. En este trabajo se determinó la concentración de SST dentro del biorreactor y los provenientes de la alimentación. En la figura 6 se muestra el comportamiento de la concentración media semanal de los SST en la alimentación y en el biorreactor.

Fig. 6

En general, la concentración de SST en la alimentación varía muy poco en el tiempo, a diferencia de lo que ocurre en el interior del BMS, donde se aprecian diferentes comportamientos en el tiempo. Al inicio se muestra un comportamiento estable hasta los 36 días, etapa que corresponde a la arrancada y puesta en marcha de la instalación, seguido por un descenso brusco como resultado de problemas con la programación de la purga de lodos, y algunos problemas presentados con la alimentación. Una vez corregida esta falla, se pudo observar cómo con el transcurso del tiempo se produce un aumento en la concentración de sólidos suspendidos en el interior del reactor. McArdell et al. (2011) estudiaron la eficiencia de un BMS piloto en la remoción de aguas residuales hospitalarias operando con una edad de lodo de alrededor de 30-50 días. Este sistema alcanzó una concentración de lodo de 2 g/L, valor inferior a los valores registrados por el BMS piloto en estudio, que fueron superiores a 4 g/L durante casi todo el periodo de experimentación, operando con una edad de lodo de 40 días.

En la figura 7 se muestra el seguimiento del comportamiento de la media semanal de la demanda química de oxígeno (DQO) del residual de entrada, del sobrenadante y del permeado, así como la eficiencia de remoción del sistema.

Fig. 7

La DQO de alimentación se mantiene estable en el transcurso del tiempo, con una media semanal de alrededor de 500 mg DQO/L, mientras que el permeado y el sobrenadante presentan valores muy cercanos, aunque el valor de la DQO del permeado es más bajo que el del sobrenadante. Esto se debe fundamentalmente al paso del líquido a través de la torta durante la filtración, donde una pequeña parte de la DQO queda retenida o es adsorbida por la torta de lodo formada sobre la superficie de la membrana (Ersahin et al. 2016). Los valores de DQO del permeado se mantienen por debajo de 40 mg DQO/L durante todo el periodo de experimentación, valor que cumple con la norma de vertimiento de aguas residuales establecida por la Comunidad Europea en la directiva 91/271/CEE del 21 de mayo de 1991 (<125 mg DQO/L) (CEE 1991).

En la figura 7 se puede observar además que el sistema en estudio, alimentado con un residual hospitalario, logra eliminar hasta un 96 % de la DQO de partida en el sistema. Braak (2012) trabajó con un BRM piloto alimentado con aguas residuales municipales con una eficiencia de remoción de DQO del 96 %. Delgado et al. (2010) evaluaron la influencia de la ciclofosfamida y de sus principales metabolitos en el comportamiento de la biomasa en un BRM con una eficiencia de remoción de la DQO global del sistema superior al 90 %. Zarragoitia-González (2009b) trabajó con un BMS a escala de laboratorio, alimentado con aguas residuales municipales que alcanzó una eficiencia de remoción de la DQO del 88 %, valor que también es inferior al obtenido en el caso en estudio. Di Bella et al. (2013) estudiaron el funcionamiento de un BRM piloto, el cual mostró una alta eficiencia de remoción cercana al 97 %. Nguyen et al. (2017) emplearon dos biorreactores con membranas esponjosas de fibra hueca y plana, en el tratamiento de 16 aguas residuales hospitalarias, logrando una eficiencia de remoción de la DQO para ambos BRM del 96 % al 97 %. En general, en comparación con las eficiencias de remoción de DQO reportadas por otros autores, la observada en el sistema en estudio es superior a pesar de que en este caso la alimentación contiene productos farmacéuticos, lo cual demuestra que los microorganismos son capaces de adaptarse a la presencia de fármacos.

En la figura 8 se puede observar que, con el paso del tiempo, el nitrógeno en forma de nitrato y de nitrito va disminuyendo en el permeado. Este comportamiento es el resultado de la disminución del tiempo de aireación con burbujas finas y del incremento del tiempo sin aireación hasta que se obtienen niveles de nitrato y nitrito permisibles en el permeado de acuerdo con las normas de vertimiento establecidas.

Fig. 8

La concentración de nitrito en el BMS constituye un parámetro crucial en el funcionamiento del sistema biológico, ya que un incremento en la concentración de nitrito puede inhibir los procesos de nitrificación y por tanto llevar el sistema a un mal funcionamiento (Gerardi 2002).

Durante todo el periodo de experimentación el pH del sistema se mantuvo entre 7 y 8 mediante la adición de bicarbonato de calcio. La necesidad de alcalinizar el sistema se debe fundamentalmente a que el consumo de alcalinidad en el proceso de nitrificación es mayor que la producción de alcalinidad durante los procesos de desnitrificación. Si se establecen relaciones estequiométricas se obtiene que, por cada miligramo de amonio nitrificado, se consumen 7.14 mg de alcalinidad (CaCO₃), mientras que por cada miligramo de nitrato desnitrificado se generan 3.57 mg de alcalinidad (CaCO₃), lo cual representa la mitad de lo que se consume durante la nitrificación (Gerardi 2002).

En la figura 8 puede observarse la similitud entre el comportamiento del nitrógeno total en la alimentación y en el permeado. La diferencia estriba sólo en las magnitudes, siendo mayor en el caso de la alimentación, y se basa fundamentalmente en la cantidad de nitrógeno orgánico que no logra pasar a través de la membrana más el nitrógeno que escapa del sistema en forma de dinitrógeno como resultado de los procesos de desnitrificación.

En la figura 9 puede observarse que la eficiencia de remoción de nitrógeno aumenta con el tiempo, alcanzando un valor hasta del 80 %. Este fenómeno puede atribuirse a la intensificación de los procesos de desnitrificación, como resultado de la disminución de los tiempos de aireación con burbujas finas y el aumento de los tiempos de parada de aireación. En el caso en estudio existieron dificultades para establecer los mejores tiempos de aireación y parada de aireación con burbujas finas, debido a que mediante la recirculación del lodo a través del módulo membranal se incorpora oxígeno al sistema, como resultado de la aireación con burbujas gruesas. En general, a partir de la modificación de la duración de los periodos aerobios/anóxicos se lograron valores de N en el permeado de 17 mg N/L, ligeramente superiores a la norma de vertimiento de aguas residuales establecida por la Comunidad Europea en la directiva 91/271/CEE del 21 de mayo de 1991 (< 15 mg N/L) (CEE 1991). Cuando se analiza la composición del nitrógeno total en el permeado, el 41 % corresponde a nitrógeno en forma de nitrato. Esto significa que incrementando aún más la duración de los periodos anóxicos se podría favorecer el proceso de desnitrificación para lograr niveles de nitrógeno inferiores a los establecidos en la norma de vertimiento de aguas residuales de la Comunidad Europea.

Fig. 9

McArdell et al. (2011) estudiaron el desempeño de un BMS piloto en la remoción de aguas residuales hospitalarias obteniendo una buena eficiencia de remoción del nitrógeno de 85-90 %, valores superiores a los del BMS en estudio, debido fundamentalmente a que en el BMS de dichos autoresla zona anóxica estaba separada de la zona aerobia, lo cual permitía una mejor operación del sistema, de manera que se garantizaban condiciones favorables para la desnitrificación. Por el contrario, en el BMS piloto de este estudio las condiciones anóxicas y aerobias se garantizan en el mismo tanque, lo cual dificulta establecer condiciones favorables para que ambos sistemas trabajen al máximo de sus potencialidades. Por su parte, Nguyen et al. (2017) obtuvieron una eficiencia de remoción del nitrógeno en el tratamiento de aguas residuales hospitalarias que fluctuó entre el 85 y el 96 %.