Digestión mejorada de lodos activados utilizando un biorreactor de membrana dinámico anaeróbico sumergido: rendimiento, características del lodo y comunidad microbiana

Scientific Reports volumen 6, Número de artículo: 20111 (2016) Citar este artículo

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La digestión anaeróbica (AD) juega un papel importante en el tratamiento de lodos activados de residuos (WAS); sin embargo, el proceso AD convencional (CAD) necesita mejoras sustanciales, especialmente para el tratamiento de WAS con bajo contenido de sólidos y baja biodegradabilidad anaeróbica. En este documento, proponemos un biorreactor de membrana dinámica anaeróbica sumergida (AnDMBR) para el espesamiento y la digestión WAS simultáneos sin ningún tratamiento previo. Durante la operación a largo plazo, el AnDMBR exhibió una mayor reducción de lodos y una mejor producción de metano en comparación con el proceso CAD. Además, el biogás generado en el AnDMBR contenía un mayor contenido de metano que el proceso CAD. Las firmas isotópicas de carbono estable aclararon la aparición de vías metanogénicas combinadas en el proceso AnDMBR, en el que la vía metanogénica hidrogenotrófica contribuyó en mayor medida a la producción total de metano. También se encontró que la degradación de la materia orgánica se mejoró en AnDMBR, lo que proporcionó sustratos más favorables para los microorganismos. La pirosecuenciación reveló que Proteobacteria y Bacteroidetes eran abundantes en las comunidades bacterianas y Methanosarcina y Methanosaeta en las comunidades de arqueas, que desempeñaban un papel importante en el sistema AnDMBR. Este estudio arrojó luz sobre la digestión mejorada de WAS utilizando la tecnología AnDMBR.

El lodo activado residual (WAS) se genera durante el proceso de tratamiento biológico de aguas residuales y es potencialmente un contaminante secundario si no se trata adecuadamente. El tratamiento y eliminación de WAS representa hasta el 50% de los costos operativos en las plantas de tratamiento de aguas residuales (PTAR), lo que representa un desafío para la gestión de aguas residuales municipales en todo el mundo1,2. Para el tratamiento WAS, la digestión anaeróbica (DA) es atractiva debido a sus ventajas, como la reducción de la cantidad de lodos, la producción de biogás y la destrucción de patógenos2. Sin embargo, existen algunos inconvenientes en los procesos AD (CAD) convencionales que dificultan sus aplicaciones generalizadas. Por ejemplo, se necesita espesar el lodo antes del proceso AD para reducir el volumen de WAS. Además, el tiempo de retención hidráulica (HRT) es idéntico al tiempo de retención de sólidos (SRT), lo que genera un mayor volumen de digestor y la operación no flexible de los procesos CAD. Por otro lado, WAS, particularmente en sistemas de tratamiento biológico con SRT largos, presenta una biodegradabilidad anaeróbica relativamente pobre en comparación con el lodo primario debido a la acumulación de residuos celulares y materiales inertes en suspensión3,4, lo que también afecta negativamente el rendimiento de AD.

Para mejorar el rendimiento de AD, se han propuesto algunos procesos de AD de alta velocidad, como el manto de lodo de gránulos expandidos (EGSB)5 y el biorreactor de membrana anaeróbica (AnMBR)1,6. Para la tecnología EGSB, la granulación de lodos es compleja y exigente y los WAS, a diferencia de las aguas residuales, pueden influir en el rendimiento de los gránulos anaeróbicos5. El proceso AnMBR prevalece sobre el proceso CAD en términos de reducción de huella, espesamiento y digestión simultáneos y desacoplamiento de HRT de SRT1. La eficiente separación sólido/líquido de las membranas retiene bien los microorganismos y, por lo tanto, mejora la degradación de los contaminantes7. Recientemente, los sistemas AnMBR con membranas de microfiltración/ultrafiltración (MF/UF) se han aplicado a la digestión WAS. Dagnew et al.8 emplearon membranas tubulares externas para tratar WAS espesado con dosis de polímero (sólidos totales 17,0 g/l) en un digestor anaeróbico a escala piloto y observaron una tasa de reducción de sólidos volátiles de alrededor del 48 % con TRH 15 días y SRT 30 días. Xu et al.9 informaron una tasa similar de destrucción de sólidos volátiles (45–51 %) utilizando un sistema AnMBR externo para la digestión de WAS espesado con un flujo de membrana de 1,3–3,5 l/(m2·h). Sin embargo, los principales inconvenientes de los procesos AnMBR son el bajo flujo de membrana de las membranas MF/UF y la alta tasa de ensuciamiento de la membrana6. Además, la configuración de la membrana externa da como resultado un gran consumo de energía, ya que el ensuciamiento se controla a través de altas velocidades de circulación, lo que también puede inhibir la actividad metanogénica debido a la intensa cizalladura de la bomba6,10.

En los procesos AnMBR, la formación de tortas es uno de los principales contribuyentes al ensuciamiento de la membrana y es perjudicial para el rendimiento de la filtración11. Sin embargo, la formación de tortas en las superficies de las membranas puede ser beneficiosa para la operación de filtración en el otro lado, que se denomina filtración de membrana dinámica (DM)12,13,14. La capa de torta depositada in situ, a saber, una capa de DM, logra la separación sólido-líquido en lugar del material de soporte. Por lo tanto, los materiales de soporte pueden estar hechos de mallas, telas y otros materiales económicos en lugar de las costosas membranas MF/UF13. Además, la limpieza física es adecuada para restaurar la permeabilidad de la MS, lo que ahorra reactivo de limpieza química durante la operación a largo plazo15. Con la combinación de tecnología DM, el proceso de biorreactor de membrana dinámica anaeróbica (AnDMBR) parece abordar la escasez de sistemas AnMBR.

Los AnDMBR se han aplicado con éxito al tratamiento de aguas residuales municipales16, aguas residuales sintéticas de alta concentración17 y lixiviados de vertederos18. Sin embargo, los estudios sobre la tecnología AnDMBR para el tratamiento de WAS son muy limitados. En nuestra publicación anterior, se puso en marcha con éxito un sistema AnDMBR para la digestión de WAS19. En comparación con los procesos de tratamiento de aguas residuales, los sistemas de digestión WAS funcionan con concentraciones de sólidos mucho más altas, lo que puede desafiar el rendimiento de la filtración de DM. Hasta la fecha, existe una evidente falta de un estudio sistemático sobre el rendimiento de un AnDMBR para la digestión WAS.

En el presente trabajo, por lo tanto, nuestro objetivo fue investigar el rendimiento a largo plazo de un sistema AnDMBR para el tratamiento de WAS. Los objetivos de este estudio fueron: (1) comparar el desempeño de la digestión entre AnDMBR y CAD; (2) caracterizar las propiedades del lodo digerido; y (3) dilucidar los mecanismos a través de análisis bioquímicos y microbianos.

La biodegradabilidad anaeróbica del lodo de alimentación es un factor crucial que afecta el rendimiento de AD. En este estudio, se realizaron pruebas de potencial bioquímico de metano (BMP) para identificar la biodegradabilidad anaeróbica de WAS4,20. La producción máxima de metano de WAS en nuestro estudio fue de 199,5 ± 6,4 ml/gVSS agregado (consulte la figura complementaria S1). En comparación con otras BMP de WAS (206–427 mL/gVSSadded) en la literatura disponible4, el valor de BMP en el presente trabajo estaba en un nivel bajo, lo que indica una biodegradabilidad anaeróbica relativamente baja de la alimentación WAS.

El desempeño de AnDMBR y CAD fue monitoreado durante 200 días (Figs. 1 y 2). Como se muestra en la Fig. 1A, la concentración de VSS en el AnDMBR fue 4,0 veces mayor que en el proceso CAD, lo que implica que el AnDMBR tenía la función de espesar el lodo. Mientras tanto, se logró una tasa de reducción de 50.8 ± 6.8% de sólidos suspendidos volátiles (VSS) en el AnDMBR, más alta que en el CAD (Fig. 1B), lo que indica una mejor destrucción de VSS en el sistema. Los resultados demostraron que el proceso AnDMBR podría lograr el espesamiento y la digestión WAS simultáneos8. La concentración de la demanda química de oxígeno soluble (SCOD) en el AnDMBR fue 1,7 veces mayor que la de CAD (Fig. 1C), lo que demuestra que el AnDMBR podría mejorar la hidrólisis de lodos21. El análisis de ácidos grasos volátiles (AGV) demostró que el acetato era el componente más predominante y representaba más del 90 % del total de AGV. Sin embargo, las concentraciones de acetato en ambos sistemas fueron bajas (Fig. 1D), lo que sugiere que los AGV producidos se utilizaron rápidamente para la producción de metano. Después de la digestión del lodo, se produjeron grandes cantidades de amoníaco (consulte la Fig. S2 complementaria). La concentración de amonio en el AnDMBR fue de 172,7 mg/L en promedio, ligeramente superior a la del CAD. Sin embargo, sigue siendo inferior al valor umbral de 200 mg/l que podría inhibir el proceso de DA, como se informó en otro lugar22.

Desempeño de los procesos AnDMBR y CAD.

(A) concentraciones de VSS en reactores, (B) tasa de reducción de VSS, (C) concentraciones de SCOD en reactores y (D) concentraciones de acetato en reactores. Las barras de error representan desviaciones estándar (n = 30 para VSS, tasa de reducción de VSS y SCOD y n = 19 para acetato).

Producción de metano en los procesos AnDMBR y CAD.

Como se muestra en la Fig. 2, la producción de metano del AnDMBR fue de 0,15 ± 0,05 L/(Lreactor d), muy superior a la del CAD. La producción específica de metano basada en VSS eliminado para el AnDMBR fue de 0,27 ± 0,07 L/gVSS eliminado, que también es mucho mayor que la del CAD (0,02 ± 0,02 L/gVSS eliminado). Para explicar las razones de la mayor producción de metano en AnDMBR, se llevaron a cabo pruebas de actividad metanogénica específica (SMA) para lodos en los dos sistemas. Se eligieron acetato y H2/CO2 como sustratos en las pruebas de SMA para evaluar las actividades de los metanógenos acetoclásticos e hidrogenotróficos, respectivamente. Como se muestra en la Tabla complementaria S2, los valores de SMA basados ​​en acetato y H2/CO2 para AnDMBR fueron más altos que los de CAD. Los valores de SMA pueden estar relacionados con las abundancias relativas de metanógenos, que se analizarán en la sección Análisis microbianos. La mayor actividad metanogénica de la biomasa en el proceso AnDMBR validó la producción mejorada de metano de AnDMBR. En AnDMBR, se puede lograr una carga sólida volumétrica alta debido al desacoplamiento de HRT de SRT. En la misma operación SRT, la carga sólida del sistema AnDMBR bajo un HRT acortado fue cinco veces mayor que la del proceso CAD (0,17 kgVSS/m3 d). De esta forma, se proporcionaron suficientes sustratos para la digestión en el sistema, contribuyendo a la mejora de la producción de metano. Además, la recirculación de biogás en el AnDMBR no solo controló el ensuciamiento de la membrana (como se analiza en la siguiente sección), sino que también proporcionó un efecto de mezcla adicional23, lo que facilitó las interacciones entre el lodo de alimentación y la biomasa activa e intensificó la transferencia de masa para mejorar aún más el rendimiento de la digestión WAS.

Además de la producción total mejorada de metano, también se observó un alto contenido de metano (CH4) en el biogás en AnDMBR. En el sistema, el biogás contenía 72,0 ± 8,2% de CH4, superior a los procesos de DA reportados en la literatura2. Por lo tanto, una mayor proporción de CH4 en el biogás del sistema AnDMBR indicó un mayor potencial de recuperación de energía. El alto contenido de metano en el biogás de AnDMBR puede estar estrechamente relacionado con las vías metanogénicas. Para identificarlos, en nuestro estudio se analizaron firmas isotópicas estables de carbono (Tabla 1). Las vías metanogénicas se pueden estimar mediante el factor de fraccionamiento aparente αc y un valor αc más alto indica una mayor contribución de la vía metanogénica hidrogenotrófica a la producción total de metano. Usualmente αc > 1.065, αc < 1.025 y αc alrededor de 1.045 representan metanogénesis hidrogenotrófica, metanogénesis acetoclástica y la combinación de las dos vías, respectivamente24,25. Se puede inferir de la Tabla 1 que ambos procesos de AD contenían la metanogénesis combinada, pero la vía hidrogenotrófica desempeñó un papel más importante en el AnDMBR, lo que resultó en un contenido más alto de CH4 y más bajo de CO2 en el sistema.

La formación de capas dinámicas es la clave para el rendimiento de filtración en AnDMBR11,13; sin embargo, un crecimiento excesivo de la capa de DM conduce a un rápido aumento de la presión transmembrana (TMP). Para controlar el rápido crecimiento de MS, en el presente trabajo se adoptó el rociado de biogás con una intensidad de rociado de 37,5 m3/(m2 h), que cae dentro de un rango típico de 17,6–65 m3/m2 h en AnMBR26. Nuestros estudios preliminares mostraron que el rociado continuo de biogás afectó significativamente la formación de MS, lo que resultó en una mala calidad del efluente (turbidez del efluente >1000 NTU). Por lo tanto, se eligió el modo de aspersión de biogás intermitente para facilitar la formación y el control de la capa de MS en la operación a largo plazo. Además, el modo de recirculación de biogás intermitente (120 min apagado y 20 min encendido) ahorró el consumo de energía de recirculación de biogás en un 85,7 % en comparación con el rociado continuo con la misma tasa de rociado de biogás.

Los cambios de la presión transmembrana (TMP) en función del tiempo de operación se muestran en la Fig. 3. Durante la operación a largo plazo, se adoptaron dos modos de permeación en el AnDMBR, es decir, filtración continua y filtración intermitente (10 min). succión y pausa de 2 min). En ambos modos de filtración, el perfil de TMP exhibió un fenómeno obvio de dos etapas, que incluye un aumento inicial lento de TMP y un posterior aumento rápido de TMP en un período corto18. Los aumentos repentinos de los valores de TMP pueden deberse al crecimiento excesivo y la compactación rápida de la capa de MS16, especialmente con concentraciones de sólidos mucho más altas en el sistema de digestión de lodos que en los procesos de tratamiento de aguas residuales. En AnDMBR, las partículas más grandes en el licor mixto fueron efectivamente rechazadas por la capa de DM en ambos modos de filtración (Fig. S3 complementaria). La turbidez del efluente para los dos modos de filtración fue de 84,4 ± 60,8 NTU y 98,0 ± 66,6 NTU, respectivamente, que no mostraron diferencias significativas en la turbidez del efluente (p = 0,40 en la prueba t). Sin embargo, la filtración intermitente exhibió un ciclo operativo más prolongado (16,6 ± 8,0 d) en comparación con la filtración continua (4,3 ± 1,3 d) (Fig. 3), lo que demuestra su ventaja para controlar el rápido crecimiento de la MS. Esto podría atribuirse al hecho de que, en el modo de filtración intermitente, parte de los contaminantes de la membrana podrían difundirse lejos de la superficie de la membrana debido al gradiente de concentración y las fuerzas de corte de la superficie cuando se detuvo la succión de la bomba27.

TMP y variaciones de turbiedad de efluentes del AnDMBR.

La flecha azul hacia abajo indica dónde se realizó la limpieza física.

En el proceso AD, la hidrólisis de los lodos conduce a la ruptura de las paredes celulares y la liberación de sustancias poliméricas extracelulares (EPS), que proporcionan sustratos orgánicos solubles, como la materia orgánica disuelta (DOM), para los microorganismos acidogénicos2. Por lo tanto, los contenidos de DOM y EPS ligados en los flóculos de lodo son indicadores significativos para caracterizar el proceso AD. La distribución de tres fracciones, es decir, DOM, EPS débilmente ligado (LB-EPS) y EPS estrechamente ligado (TB-EPS), se muestra en la Fig. 4. Los contenidos de LB-EPS y TB-EPS para varios lodos siguieron el orden de Lodo AnDMBR < lodo CAD < WAS. La diferencia de contenido de EPS entre el lodo de AnDMBR y el WAS fue mayor que entre el lodo de CAD y el WAS, lo que demuestra que el AnDMBR logró una mayor destrucción de EPS. Mientras tanto, los contenidos de DOM en el lodo AnDMBR también fueron más bajos que los del lodo CAD, lo que sugiere que el DOM producido se originó a partir de EPS y sustancias poliméricas intracelulares, que son donantes de electrones28, se utilizó de manera eficiente in situ para generar biogás. La degradación mejorada de la materia orgánica extracelular podría explicarse por la mayor abundancia de bacterias funcionales en el proceso AnDMBR, que se discutirá en la sección de Análisis microbiano.

Distribución de materia orgánica extracelular de muestras de lodos.

(A) DOM; (B) LB-EPS; (C) TB-EPS. PS, PN y HS denotan polisacáridos, proteínas y sustancias húmicas, respectivamente.

Las propiedades de fluorescencia de las muestras de DOM también se exploraron utilizando la matriz de emisión de excitación (EEM) con análisis de integración regional de fluorescencia (FRI) (Fig. S4 complementaria). Los sustratos de las Regiones II y IV parecen tener una alta biodegradabilidad, mientras que los de las Regiones III y V exhiben una baja biodegradabilidad29. Se observaron porcentajes más altos de la Región II y IV, junto con porcentajes más bajos de la Región III y V, en la fracción DOM del AnDMBR en comparación con el CAD, lo que indica que el sistema AnDMBR proporcionó sustratos más favorables para el metabolismo posterior de los microbios anaeróbicos. Esto también explica parcialmente por qué AnDMBR tuvo una mayor producción de metano.

En el tratamiento WAS, el siguiente paso después de AD normalmente es la deshidratación. En el presente trabajo, se compararon las propiedades de deshidratación de lodos con base en el tiempo de succión capilar normalizado (CSTn)30. Como se muestra en la figura complementaria S5, los valores de CSTn de las muestras de lodo en el AnDMBR y el CAD no mostraron diferencias estadísticas (p = 0,65 en la prueba t), lo que implica que el lodo del AnDMBR mostró propiedades de deshidratación similares a las del lodo del CAD. Además, analizamos las relaciones entre las composiciones de DOM y los valores de CSTn y descubrimos que los contenidos de proteína en DOM estaban significativamente relacionados con los valores de CSTn (Figura complementaria S6), lo que indicaba la notable influencia de los contenidos de proteína de DOM en la deshidratabilidad del lodo31. Cantidades de proteína similares en las fracciones DOM de los dos sistemas AD (p = 0,95 en la prueba t, Fig. 4A) podrían explicar los resultados de CSTn del lodo digerido.

Con el fin de dilucidar las comunidades microbianas para la digestión WAS, se construyeron 6 bibliotecas en total para los dominios de bacterias y arqueas para las tres muestras de lodo. Como se indica en la Tabla complementaria S1, los valores de cobertura de las muestras de lodo fueron superiores a 0,98 tanto en la comunidad bacteriana como en la arqueológica, lo que implica que los grupos filogenéticos más comunes se detectaron en nuestras bibliotecas32. Los índices de Chao y Shannon exhibieron diversidades bacterianas decrecientes y diversidades de arqueas crecientes durante la digestión WAS.

En las comunidades bacterianas, Proteobacteria y Bacteroidetes fueron los dos filos más predominantes en las muestras de lodos digeridos (Fig. 5A), que también se informan en otros sistemas AD33,34. Las proteobacterias son capaces de degradar una amplia gama de macromoléculas33; Bacteroidetes, conocida por ser una bacteria proteolítica, está involucrada en la degradación de proteínas y es capaz de fermentar aminoácidos a acetato32. Proteobacteria y Bacteroidetes representaron una mayor proporción en el proceso AnDMBR, lo que podría explicar su mejor degradación de la materia orgánica (Fig. 4). Entre estos filos, las proteobacterias fueron las mejor clasificadas y las distribuciones de las cinco subdivisiones (es decir, alfa, beta, gamma, delta y épsilon) se muestran en la Fig. 5B. Las betaproteobacterias fueron la clase más predominante en las muestras de lodo digerido, que según se informa componen el grupo central en la degradación de la materia orgánica32. Una mayor abundancia relativa de Betaproteobacteria en AnDMBR podría validar su rendimiento de degradación mejorado. Además, también se informa que las betaproteobacterias predominan en las comunidades microbianas que utilizan propionato, butirato y acetato35, lo que podría estar relacionado con las bajas concentraciones de AGV en ambos sistemas AD (Fig. 1D). Por otro lado, en el presente estudio se observaron bacterias productoras de biohidrógeno, como los géneros de Rhodobacter pertenecientes a Alphaproteobacteria36, lo que sugiere que en los procesos de EA podrían ocurrir vías metanogénicas versátiles, por ejemplo, metanogénesis hidrogenotrófica.

Comunidades bacterianas.

(A) Nivel de Phylum; (B) subdivisiones de Proteobacteria a nivel de clase. La abundancia relativa se define como el número de secuencias afiliadas a ese taxón dividido por el número total de secuencias por muestra (%). Los filos que representan menos del 1% de la abundancia relativa se consideran otros.

Para ilustrar las similitudes de varias comunidades de arqueas, se realizaron análisis de Venn en las tres muestras de lodo basadas en OTU a un nivel de disimilitud de 0,03 (Fig. 6A). El número total de OTU observados fue de 112, con 26 OTU (que representan el 23,2 %) comúnmente compartidas por las tres muestras de lodo. En comparación con el lodo CAD, el lodo AnDMBR mostró una mayor cantidad de OTU únicas y compartió una menor cantidad de OTU con WAS. Parecía que las comunidades de arqueas se alteraron más significativamente en el sistema AnDMBR. Además, se llevó a cabo una comparación estadística por pares entre los dos procesos de AD a nivel de género (Fig. 6B, C). Dos géneros metanogénicos principales en AnDMBR fueron Methanosarcina y Methanosaeta. Methanosarcina representó el 46,4% del total de lecturas a nivel de género en AnDMBR. Methanosaeta fue el segundo género más abundante en el AnDMBR, mientras que fue el género más abundante en el CAD. En comparación, el AnDMBR contenía Methanosarcina más abundante y Methanosaeta menos abundante que el CAD de una manera estadísticamente notable. Se informa que la metanosarcina es un metanógeno robusto que puede tolerar factores estresantes como niveles altos de amonio y sal, cambios de pH y sobrecarga orgánica37. Por lo tanto, Methanosarcina podría abrumar a otros géneros vulnerables durante la operación a largo plazo del sistema AnDMBR. Además, las abundancias relativas totales de Methanosarcina y Methanosaeta en AnDMBR fueron más altas que las de CAD, lo que es consistente con los resultados de SMA (Tabla complementaria S2).

Comunidades arqueológicas.

(A) Diagrama de Venn basado en OTU (3% de distancia); (B) abundancias relativas de los géneros filogenéticos; (C) análisis estadístico de las diferencias entre abundancias relativas. La abundancia relativa se define como el número de secuencias afiliadas a ese taxón dividido por el número total de secuencias por muestra (%).

Los géneros Methanosarcina y Methanosaeta consumen diferentes tipos de sustratos para la metanogénesis38. Methanosarcina es capaz de utilizar una amplia variedad de sustratos orgánicos como acetato, H2, CO2, metanol y formiato37, lo que apoyó la aparición de vías metanogénicas combinadas (acetoclásticas e hidrogenotróficas) en AnDMBR. Por otro lado, Methanosaeta son metanógenos acetoclásticos, cuya mayor abundancia relativa podría conducir a la dominancia de la metanogénesis acetoclástica en la CAD. Las comunidades arqueológicas de los dos sistemas AD (Fig. 6B, C) se corresponden con la identificación de la vía metanogénica como se muestra en la Tabla 1.

En el presente trabajo, el proceso AnDMBR exhibió un mejor rendimiento de digestión WAS sobre el proceso CAD. Los análisis del balance de energía de los dos sistemas AD (Información complementaria, Sección 2 y Fig. S7) mostraron que, en comparación con el proceso CAD, se redujo aproximadamente un 37,3 % de la demanda neta de energía, lo que indica una mayor eficiencia energética del sistema AnDMBR. Por ejemplo, en una planta de tratamiento de aguas residuales a gran escala con una producción diaria de lodos en exceso de 2000 kg (lodos secos), el uso de la tecnología AnDMBR en lugar del proceso CAD podría lograr una mejora sustancial de la digestión de los lodos y ahorrar ~6,6 × 105 kWh de consumo energético neto anual (Información Complementaria Apartado 2). Sin embargo, se requieren mejoras adicionales antes de las aplicaciones prácticas de la tecnología AnDMBR en los siguientes aspectos. El mayor desafío es la producción de energía neta negativa (Figura complementaria S7). El calentamiento representa la mayor proporción del consumo total de energía debido a la diferencia de temperatura entre el reactor y el lodo de alimentación. Para hacer frente al desafío, el 65 % de la energía recuperada a través de la combustión de metano que se emite como calor39 se puede utilizar para compensar el consumo de energía de calefacción. También se pueden hacer intentos para optimizar el funcionamiento de AnDMBR en condiciones de temperatura ambiente para reducir la demanda de energía de calefacción. Además de las consideraciones energéticas, se pueden adoptar métodos de pretratamiento de DA, como el ultrasonido, para mejorar la degradabilidad anaeróbica de los lodos de alimentación antes del proceso AnDMBR40.

En resumen, investigamos el rendimiento a largo plazo de un sistema AnDMBR sumergido para tratar WAS con baja biodegradabilidad anaeróbica. Se logró una tasa de reducción de VSS del 50,8% y una producción específica de metano de 0,27 L/gVSS eliminado. El sistema produjo biogás de alta calidad con un contenido de CH4 del 72,0 %, atribuido a una mayor contribución de la ruta metanogénica hidrogenotrófica, según lo revelado por el análisis de la firma de isótopos estables. El sistema AnDMBR exhibió un rendimiento de filtración efectivo mediante el uso de modos de filtración intermitente y aspersión de biogás intermitente. Además, el AnDMBR promovió la degradación de la materia orgánica extracelular y proporcionó sustratos más favorables que el CAD. El lodo digerido en el AnDMBR exhibió una deshidratabilidad similar a la del CAD. La pirosecuenciación reveló que se observaron abundancias relativas más altas de Proteobacteria y Bacteroidetes en las comunidades bacterianas en el proceso AnDMBR, lo que podría estar relacionado con su mayor degradación de la materia orgánica. En las comunidades de arqueas, Methanosarcina y Methanosaeta fueron los principales géneros responsables de la producción de metano en la AnDMBR, de acuerdo con la identificación de la vía metanogénica. El rendimiento mejorado de la digestión WAS en AnDMBR podría deberse al desacoplamiento de HRT de SRT, la recirculación de biogás, la alta carga de sólidos orgánicos y la comunidad microbiana única inducida.

El sistema AnDMBR para el tratamiento directo de WAS se muestra en la Fig. 7. El exceso de lodo de la PTAR de Quyang (Shanghai, China, 31,3 °N 121,5 °E) se utilizó como influente después de pasar a través de una malla (tamaño de poro = 0,9 mm) . Las características del WAS afluente son las siguientes: VSS 3,47 ± 0,82 g/L, SCOD 30 ± 17 mg/L, acetato 3,5 ± 2,4 mg/L, amonio 4,9 ± 5,2 mg/L y CSTn 3,3 ± 0,5 s L/gTSS . El nivel de licor en el sistema se controló utilizando un tanque de afluente elevado. El sistema AnDMBR consistió en un digestor anaeróbico completamente mixto (volumen efectivo de 67 L) acoplado con un reactor de membrana dinámico anaeróbico sumergido (volumen efectivo de 2 L). La configuración facilitó la limpieza y el reemplazo convenientes de la membrana en la zona de la membrana mientras se mantenía el digestor principal estrictamente anaeróbico en todo momento. HRT y SRT del sistema fueron 5 dy 20 d, respectivamente. Se montó un módulo de membrana dinámica de lámina plana en la zona de la membrana, que estaba hecha de malla Dacron (tamaño de poro = 39 μm). Se instaló una bomba peristáltica para reciclar los lodos del digestor anaeróbico a la zona de membranas dinámicas con una relación de recirculación del 300 % y se utilizó otra bomba peristáltica para retirar el permeado del módulo de membranas dinámicas. El caudal del efluente se controló mediante un caudalímetro. La presión transmembrana (TMP) se monitoreó diariamente usando un manómetro y se informó un valor promedio. La producción de biogás se midió según el volumen de biogás recolectado en el colector de gas húmedo (LMF-1, Duoyuan Instrument Technology Co., Ltd., China), en el que la presión del gas se mantuvo a una presión de 1 atm. Se utilizaron calentadores eléctricos controlados por sensores de temperatura para mantener la temperatura del sistema a 35 ± 2 °C. El biogás se recicló utilizando una bomba de gas de diafragma (KNF, Alemania) en un modo de trabajo intermitente (120 min apagado y 20 min encendido) para fregar las superficies de la membrana para el control de incrustaciones y la tasa de rociado de biogás por unidad de área proyectada de la zona ascendente fue controlado a 37,5 m3/(m2 h). El módulo de membrana dinámica se hizo funcionar con un flujo instantáneo de ~15 L/(m2·h). En nuestro estudio, se aplicaron dos modos de operación para la bomba de succión de efluentes. Desde los 51 d hasta los 117 d se aplicó filtración continua con un área de membrana de 0.038 m2. De 118 d a 200 d se adoptó la filtración intermitente (10 min de succión y 2 min de pausa). Para mantener la misma HRT, el área de la membrana se incrementó a 0,046 m2. La limpieza física se llevó a cabo para la membrana dinámica cuando la TMP aumentó a 30 kPa.

Esquema del proceso AnDMBR.

Mientras tanto, se operó como prueba de control un reactor de digestión anaeróbica convencional (CAD) a escala de laboratorio con un volumen efectivo de 5 L. La velocidad de agitación y la temperatura se fijaron en 50 rpm y 35 ± 2 °C, respectivamente, para mantener las mismas condiciones que el AnDMBR. El WAS antes mencionado también se utilizó como lodo de alimentación del CAD. En los procesos CAD, HRT y SRT son idénticos1,2. Por lo tanto, se necesitaron 5 días y 20 días de SRT (HRT) para establecer la comparación de AnDMBR. Sin embargo, se ha informado que los tiempos de retención inferiores a 5 d son insuficientes para una digestión estable en CAD y el rendimiento de la digestión aumentó con un aumento de SRT cuando SRT es inferior a 20 d2. Por lo tanto, elegimos 20 d como SRT (HRT) de CAD para lograr un mejor rendimiento de digestión. Los dos reactores se sometieron a aclimatación durante 50 d previos a los experimentos de este trabajo.

Para caracterizar la biodegradabilidad anaeróbica de WAS, se realizaron pruebas de BMP de acuerdo con el protocolo informado por Angelidaki et al.20. Las muestras de lodo WAS y AnDMBR afluentes se eligieron como sustrato e inóculo, respectivamente, y la relación VSS de inóculo a sustrato fue de 141. Las pruebas de BMP se realizaron por triplicado a 35 ± 2 °C. Mientras tanto, se midió SMA para evaluar la capacidad metanogénica de la biomasa en AnDMBR y CAD. Se utilizaron acetato y H2/CO2 como sustratos, respectivamente. Las pruebas de SMA se realizaron por triplicado de acuerdo con nuestro estudio previo19.

La materia orgánica extracelular se dividió en materia orgánica disuelta (DOM) y fracciones de sustancias poliméricas extracelulares (EPS) unidas. El DOM se extrajo en base a nuestro estudio anterior42, mientras que el EPS unido, incluido el EPS suelto (LB-EPS) y el EPS fuertemente unido (TB-EPS), se extrajo de acuerdo con Han et al.43. Tres componentes principales de DOM y EPS, es decir, polisacáridos, proteínas y sustancias húmicas44, fueron determinados y normalizados al contenido de sólidos de las muestras de lodo. Los polisacáridos se determinaron por el método de la antrona con glucosa como referencia estándar45, mientras que las proteínas y las sustancias húmicas se midieron mediante los métodos de Lowry modificados utilizando albúmina sérica bovina y ácido húmico como referencia estándar, respectivamente44.

Además, se obtuvieron espectros de fluorescencia de matriz de emisión de excitación (EEM) tridimensional utilizando una espectrometría de luminiscencia (espectrofotómetro F-4500 FL, HITACHI, Japón). Después de eliminar parcialmente las dispersiones de Rayleigh y Raman, se aplicó el método de integración regional de fluorescencia (FRI) para calcular los porcentajes de cinco regiones de excitación-emisión46,47.

En este estudio, se empleó 454 pirosecuenciación de alto rendimiento para revelar las estructuras de la comunidad microbiana de diferentes sistemas. Se recolectaron muestras de lodos de afluentes, AnDMBR y CAD el día 180, cuando se consideró que los reactores habían alcanzado su operación de estado estable después de funcionar durante más de 3 veces SRT. Los análisis microbianos se realizaron de acuerdo con nuestro estudio previo19. Los procedimientos de pirosecuenciación se documentaron en Información complementaria. Se llevó a cabo una comparación estadística por pares de la taxonomía entre las dos muestras utilizando STAMP (prueba t de Welch bilateral en el nivel alfa de 0,05)48.

En la digestión anaeróbica, las vías metanogénicas se pueden cuantificar mediante el fraccionamiento isotópico de carbono estable24. Una vez que se alcanzó la operación de estado estable de los reactores, se recolectaron muestras de gas de AnDMBR y CAD mediante bolsas de muestreo de gas para medir las firmas de isótopos estables de CH4 (δCH4) y CO2 (δCO2). Los análisis isotópicos se realizaron mediante un espectrómetro de masas de relación isotópica (Isoprime, GV, UK) acoplado a un cromatógrafo de gases (6890N, Agilent Technologies, EE. UU.) con una columna CP-poraplot Q (25 m × 0,32 mm × 20 μm) según al protocolo informado en otra parte49.

El factor de fraccionamiento de carbono aparente (αc) se calculó utilizando la ecuación (1) 24:

donde δCH4 y δCO2 son las firmas de isótopos 13C del total de CH4 y CO2.

Los parámetros analíticos de las muestras de lodos, como la demanda química de oxígeno soluble (SCOD), nitrógeno amónico (NH4+-N), sólidos suspendidos totales (TSS) y sólidos suspendidos volátiles (VSS), se determinaron de acuerdo con los métodos estándar50. La turbidez del efluente se probó con un medidor de turbidez portátil (2100Q, Hach Company, EE. UU.). La composición del gas (CH4 y CO2) se midió utilizando un cromatógrafo de gases (6890N, Agilent, EE. UU.) equipado con un detector de conductividad térmica (TCD). Las composiciones de ácidos grasos volátiles (AGV) (principalmente acetato en nuestro estudio) se analizaron a través de una cromatografía de gases (6890N, Agilent, EE. UU.) equipada con un detector de ionización de llama (FID). El tiempo de succión capilar (CST) se probó con un temporizador de succión capilar (Modelo 304M CST, Triton Electronics Ltd., Inglaterra). Dado que los valores de CST están relacionados con las concentraciones de biomasa, para una comparación justa, los valores de CST se dividieron por la concentración de TSS y se expresaron como CST normalizado (CSTn) con una unidad de s L/gTSS31. Se aplicó una prueba t de dos colas para comparar las diferencias entre dos grupos de datos (excepto los datos microbianos) en el nivel alfa de 0,05 utilizando SigmaPlot (versión 11,0, Systat Software, Inc., EE. UU.).

Las tasas de reducción de VSS de los reactores se calcularon de acuerdo con la ecuación (2):

donde VSSRR es la tasa de reducción de VSS (%) y VSS0, VSS1 y VSS2 son las concentraciones de VSS de WAS de alimentación, lodo digerido y permeado de membrana, respectivamente (g/L) y Q0, Q1 y Q2 son los caudales de alimentación WAS, lodo digerido y permeado de membrana, respectivamente (L/d). Para el reactor CAD, los valores de VSS2 y Q2 son iguales a cero.

Cómo citar este artículo: Yu, H. et al. Digestión mejorada de lodos activados mediante un biorreactor de membrana dinámico anaeróbico sumergido: rendimiento, características del lodo y comunidad microbiana. ciencia Rep. 6, 20111; doi: 10.1038/srep20111 (2016).

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Agradecemos a State Key Laboratory Funding of Tongji (PCRRY14002), Shanghai Rising-Star Program (14QA1403800) y Fundamental Research Funds for the Central Universities por el apoyo financiero de este estudio.

Laboratorio estatal clave de control de la contaminación y reutilización de recursos, Escuela de Ciencias e Ingeniería Ambientales, Universidad de Tongji, Shanghái, 200092, República Popular China

Hongguang Yu, Zhiwei Wang y Zhichao Wu

Academia China de Investigación de Ciencias Ambientales, Beijing, 100012, PR China

Chaowei Zhu

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ZWW y ZCW concibieron y diseñaron los experimentos. HGY realizó los experimentos, analizó los datos. HGY, ZWW y CWZ coescribieron el manuscrito.

Los autores declaran no tener intereses financieros en competencia.

Este trabajo tiene una licencia internacional Creative Commons Attribution 4.0. Las imágenes u otro material de terceros en este artículo están incluidos en la licencia Creative Commons del artículo, a menos que se indique lo contrario en la línea de crédito; si el material no está incluido bajo la licencia Creative Commons, los usuarios deberán obtener el permiso del titular de la licencia para reproducir el material. Para ver una copia de esta licencia, visite http://creativecommons.org/licenses/by/4.0/

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Yu, H., Wang, Z., Wu, Z. et al. Digestión mejorada de lodos activados mediante un biorreactor de membrana dinámico anaeróbico sumergido: rendimiento, características del lodo y comunidad microbiana. Informe científico 6, 20111 (2016). https://doi.org/10.1038/srep20111

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Recibido: 11 noviembre 2015

Aceptado: 24 de diciembre de 2015

Publicado: 01 febrero 2016

DOI: https://doi.org/10.1038/srep20111

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