Eliminación de materia orgánica en una nitrificación simultánea

Scientific Reports volumen 12, Número de artículo: 1882 (2022) Citar este artículo

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El tratamiento de aguas residuales porcinas es un desafío complejo, debido a las altas concentraciones de materia orgánica (MO) y nitrógeno (N) que requieren un proceso eficiente. Este estudio se centró en la evaluación de dos medios de soporte diferentes para la eliminación de MO y N de un reactor de manto de lodo anaeróbico de flujo ascendente (UASB) alimentado con aguas residuales porcinas. Se realizaron ensayos de actividad de máxima nitrificación específica (MSNA) y desnitrificación (MSDA) tanto para biopelícula como para biomasa suspendida utilizando como soportes: espuma de poliuretano (R1) y anillos de polietileno (R2). Los resultados mostraron que el sistema R2 fue más eficiente que el R1, alcanzando una remoción de MO de 77 ± 8% y N de 98 ± 4%, atribuido a la mayor actividad desnitrificante específica registrada (5,3 ± 0,34 g NO3-N/g TVS∙h). Además, el 40 ± 5 % del N inicial en las aguas residuales podría haberse transformado en nitrógeno molecular a través de SND, del cual solo el 10 ± 1 % se volatilizó. En este sentido, las pruebas MSDA indicaron que la biomasa suspendida fue responsable de al menos el 70 % de la remoción de N y solo el 20 % puede atribuirse al biofilm. SND se pudo confirmar con el análisis de diversidad microbiana, debido a que la presencia del género Pseudomonas dominó la comunidad procariótica del sistema en un 54,4%.

El nitrógeno es un nutriente esencial para el crecimiento biológico y uno de los principales constituyentes de todos los organismos vivos. Sin embargo, se debe evitar su presencia excesiva por las siguientes razones: (a) El nitrógeno en formas reducidas ejerce una demanda de oxígeno en el cuerpo de agua receptor1, (b) El amoníaco y el nitrito son tóxicos para los peces en concentraciones superiores a 0,045 y 0,20 mg/L, respectivamente2, (c) Las aguas residuales con altas concentraciones de nitrógeno requieren una gran cantidad de cloro para su desinfección3, y (d) Nitrito y nitrato en concentraciones mayores a 0.2 y 1.5 mg/L, respectivamente, conjuntamente con fósforo en concentraciones mayores a 0.10 mg/ L puede causar la eutrofización de lagos y cuerpos de agua, lo que resulta en un crecimiento descontrolado de algas y otras plantas acuáticas4,5. El nitrógeno puede aparecer en las aguas residuales en diferentes formas ionizadas: amonio (NH4+) y amoníaco (NH3+) que dependiendo de la concentración, pH y temperatura6.

Actualmente, se han propuesto diferentes tecnologías para la eliminación de nitrógeno del agua. Estas tecnologías incluyen procesos fisicoquímicos como intercambio iónico, adsorción, ósmosis inversa y procesos químicos como metal activo y métodos catalíticos7,8,9,10. Sin embargo, estas tecnologías no están enfocadas en la remoción de altas concentraciones de amoníaco y otras especies de N, como Jonoush et al.11, quienes reportaron la remoción de nitrato en bajas concentraciones (50 mg/L) utilizando un cátodo de Ni-Fe no noble. Se han desarrollado varias tecnologías biológicas para la eliminación de nitrógeno, por ejemplo, (i) sistema de reactor único para la eliminación de alto contenido de amonio sobre nitrito, mejor conocido como proceso SHARON, que se basa en la oxidación de amonio a nitritos del 50 %, en condiciones de bajo contenido de oxígeno (< 0,7 mg de O2/L); (ii) Oxidación anaeróbica de amonio (ANAMMOX), donde el amonio funciona como donador de electrones y el nitrito de oxígeno como receptor de electrones para obtener nitrógeno gaseoso; y (iii) Nitrificación-desnitrificación simultánea (SND), que se da formando microzonas anóxicas en el interior de los consorcios bacterianos que se encuentran en el reactor aeróbico. La coexistencia de zonas aeróbicas y anóxicas conduce al autoensamblaje de microorganismos nitrificantes autótrofos y desnitrificantes heterótrofos en SND debido a la distribución de OD. Por lo tanto, es muy importante realizar un tratamiento anaeróbico de aguas residuales con alto contenido de carbono para promover posteriormente en el sistema aeróbico una nitrificación-desnitrificación y reducir la competencia por OD con microorganismos heterótrofos. Un influente de alta relación C/N también puede influir negativamente en la abundancia de bacterias nitrificantes y la eficacia del proceso de nitrificación, debido al dominio de los heterótrofos. Hay informes de que la tasa de eliminación de nitrógeno total (TN) alcanzó el 77 % con una relación C/N de 19,5 y una tasa del 87 % con una relación de 7,712. Por lo tanto, SND se ha convertido en la tecnología más prometedora para la eliminación de amonio y otros compuestos nitrogenados en concentraciones superiores a 250 mg N/L, pero merece atención y aún se necesita más investigación13,14.

En los últimos años, la combinación de varias tecnologías de tratamiento ha mejorado la eliminación de contaminantes persistentes. En este sentido, se ha mejorado el sistema de tratamiento aeróbico combinándolo con material de soporte para el crecimiento de una amplia variedad de microorganismos en forma de biopelícula, lo que favorece un control más sencillo y es capaz de conseguir una mayor eficacia15. Este proceso ofrece algunas ventajas distintivas sobre los procesos de lodos activados convencionales, que incluyen concentraciones de biomasa más altas, simplicidad de operación y mayor estabilidad del proceso, alta calidad del efluente asociado con los sistemas de crecimiento suspendido y las barreras de difusión de la biopelícula, lo que implica que la biomasa es menos susceptible a daños irreversibles. daños debidos a la posible ocurrencia de cargas de choque o tóxicas16. En el sistema basado en biopelículas, la difusión limitada de oxígeno y la difusión simultánea del NOx producido como aceptores de electrones dentro de la biopelícula crea áreas macroanóxicas dentro del mismo ecosistema. Esto puede hacer posible que ocurra una nitrificación-desnitrificación simultánea en el biorreactor aireado continuamente, independientemente del tiempo de retención sólida de la biomasa suspendida17. Existe una amplia gama de materiales de soporte, algunos de ellos pueden ser orgánicos o sintéticos, por ejemplo: madera, grava, roca y materiales sintéticos: cerámica, nylon, polietileno y poliuretano18 El polietileno y el poliuretano son los más utilizados debido a su superficie (200-1200 m2/m3) y el número de poros favorecen la adherencia de bacterias19. Algunas de las ventajas de estos medios de soporte son las densidades más bajas que el agua, lo que puede influir en los flujos de aire, las velocidades hidráulicas y el impacto en la transferencia de masa y oxígeno20, así como la resistencia, el requisito de menor volumen, la ausencia de reciclaje o retrolavado y la ausencia de intervención mecánica en caso de fluctuaciones de carga.

Para la implementación del proceso biológico es necesario comprender la estructura microbiana que conforma el sistema biológico para su correcto funcionamiento1. La nitrificación es un proceso aeróbico biológico que oxida NH4+ a NO2− con la ayuda de bacterias oxidantes de amoníaco (AOB) seguido de la conversión de nitrito a nitrato por bacterias oxidantes (NOB), ambos grupos bacterianos se denominan bacterias nitrificantes quimioautotróficas21. Nitrosomonas, Nitrosococcus y Nitrosospira son las principales bacterias reportadas para la oxidación de amoniaco mientras que Nitrobacter, Nitrocystis y Nitrospira han sido reportadas para la oxidación de nitritos22. La desnitrificación es un proceso de reducción no asimilativo de formas de nitrógeno oxidado (NO2− y NO3−) a nitrógeno molecular en condiciones anóxicas. Este proceso es llevado a cabo por bacterias heterótrofas que utilizan fuentes de carbono orgánico para su metabolismo22. La desnitrificación puede ser realizada por diversos grupos de bacterias, pero generalmente son microorganismos heterótrofos (Phylum, Proteobacteria, Firmicutes, Thiobacillus versutus, etc.) y menos frecuentemente por organismos autótrofos (Thiobacillus denitrificans y Mocrococus denitrificans)23. Ejemplos de la diferente diversidad de poblaciones bacterianas en un sistema aeróbico con medios de soporte, tanto en biomasa suspendida como en biopelículas, pueden ser Enterobacter cloacae, Vibrio diabolicus, Bacillus y Pseudomonas stutzeri. La última bacteria se aisló del estiércol porcino y tiene la capacidad de eliminar nitrato y nitrito y la capacidad de reducir el amonio a gas nitrógeno en condiciones aeróbicas24, lo que indica que esta cepa puede realizar nitrificación heterótrofa y desnitrificación aeróbica25 Aunque algunos investigadores han estudiado SND en biopelículas de desde el punto de vista metabólico y poblacional microbiano26, hay poca información sobre sistemas con biomasa suspendida y fija que tengan nitrificación-desnitrificación simultánea.

En este contexto, el objetivo de este estudio es evaluar la remoción de nitrógeno y materia orgánica de dos sistemas aeróbicos de película fija con espuma de poliuretano (R1) y anillos de polietileno (R2). Además, se realiza un análisis microbiológico del sistema de biopelícula de lecho de empaque más eficiente para determinar los principales microorganismos involucrados en el proceso de eliminación de nitrógeno.

La biomasa utilizada para los experimentos se obtuvo de una laguna aireada como parte del proceso de una planta de tratamiento de aguas residuales ubicada al sur de Cd. Obregón, Sonora, en el noroeste de México. Los reactores fueron inoculados con el medio soporte previamente puesto en contacto durante una semana con 1 L de biomasa aerobia 20,4 g/L de sólidos totales (TS) y 7,66 g/L de Sólidos Volátiles Totales (TVS).

Los dos reactores aeróbicos de película fija, R1 (lleno de espuma de poliuretano) y R2 (lleno de anillos de polietileno) tenían una capacidad de 0,9 L cada uno y operaron continuamente durante 330 días con tiempo de retención hidráulica (HRT) de 0,4 a 0,5 días y una concentración promedio de oxígeno disuelto (OD) de 3,35 mg/L. La aireación de fondo se realizó en los reactores a través de la bomba gigantesca. La figura 1 muestra el diagrama esquemático de los sistemas. En la tabla 1 se muestran las características de los materiales de soporte.

Diagrama esquemático de sistemas aeróbicos de película fija.

Los reactores de película fija fueron alimentados con el efluente de una UASB que trató aguas residuales porcinas provenientes de una granja con proceso productivo de maternidad. En la Tabla 2 se muestran las características fisicoquímicas de los dos sistemas de alimentación de película fija evaluados, los cuales mantuvieron una tasa de carga orgánica (OLR) de 0,6 ± 0,3 kg de demanda química de oxígeno (DQO)/m3día.

En el afluente y efluente de los reactores de película fija se realizaron las siguientes técnicas analíticas: demanda química de oxígeno (DQO) de materia orgánica, sólidos totales (TS), sólidos volátiles totales (TVS), nitratos (NO3− N), nitritos ( NO2− N) y amonio (NH4+-N) según lo establecido en la American Public Health Association27.

Para conocer las actividades nitrificantes y desnitrificantes de los sistemas evaluados, se realizaron ensayos discontinuos basados ​​en la metodología propuesta por Bassin et al.28. En el ensayo de actividad nitrificante se evaluaron R1 y R2 (1) con biomasa suspendida + biopelícula en el material soporte y (2) solo con biomasa suspendida (sin material soporte). La actividad nitrificante se realizó de forma discontinua, deteniendo la alimentación del sistema, seguido de la inyección de una solución madre de 100 mg NH4+-N/L. Las muestras se recolectaron del sobrenadante de cada reactor cada hora durante 10 h y posteriormente cada dos horas con un total de 36 h. Para conocer la actividad nitrificante se determinaron las formas de nitrógeno soluble (NH4+-N, NO2− N y NO3−N) en cada tiempo establecido. Luego de determinar la remoción de NH4+-N en el tiempo final de muestreo, se calculó su tasa de remoción volumétrica (VRR) de acuerdo con la Ec. (1):

El resultado de la actividad nitrificante específica máxima (MSNA) en mg NH4+-N/g TVS∙h se obtuvo de dividir la tasa de remoción volumétrica (VRR) de nitrógeno en forma de amonio por la concentración de TVS de biomasa suspendida y fija (Eq . 2):

Con respecto a la actividad desnitrificante, se desarrolló de manera similar a la nitrificante, realizándose también en los dos sistemas aeróbicos deteniendo discontinuamente su alimentación. Durante la actividad desnitrificante específica máxima (MSDA), los sistemas R1 y R2 se inyectaron con una solución madre concentrada de NaNO3 y C2H3NaO2. Como resultado se obtuvieron concentraciones a tiempo cero de 82 ± 0,17 y 77,71 ± 2,02 mg de NO3− N/L y 261,42 ± 8,75 y 250 ± 5,41 mg DQO/L para R1 y R2, respectivamente, con el fin de alcanzar un valor teórico valor de 80 mg de NO3− N/L y 250 mg de DQO/L, simulando las condiciones del afluente en los sistemas continuos.

Los tiempos de muestreo en este experimento fueron iguales a los de la actividad nitrificante. Luego de determinar las concentraciones de nitrógeno en nitratos en el tiempo final de muestreo, se calculó el VRR de NO3− N y se obtuvo dividiendo la concentración de nitrógeno en forma de nitrato removido en mg/L por el tiempo en horas (Ec. 3):

Posteriormente, el MSDA se obtuvo al dividir el nitrógeno VRR en nitratos por el TVS de la concentración de biomasa en los sistemas (Ec. 4):

Se tomaron volúmenes de biopelícula de 1,5 ml en microtubos cónicos estériles y se centrifugaron a 5000 rpm durante 15 min. Se descartó el sobrenadante de cada microtubo y el sedimento final se utilizó en la extracción de ácido nucleico. La extracción de ADN total se realizó a partir de 0,1 a 0,12 g de gránulos con el kit DNeasy PowerSoil (Qiagen, Hiden, DE) según las instrucciones del fabricante. Posteriormente a la extracción, se cuantificó el ADN en un fluorómetro Qubit 3.0 (ThermoFisher Scientific, Waltham, MA, EE. UU.), conservando las muestras a -20 °C hasta su posterior procesamiento. La diversidad de bacterias y arqueas se determinó amplificando la región rRNA V4 16S con los cebadores específicos 515F (5'-GTGCCAGCMGCCGCGGTAA-3') y 806R (5'-GGACTACHVGGGTWTCTAAT-3'). Las reacciones en cadena de la polimerasa (PCR) de punto final se realizaron en un volumen total de 25 μL, cuya concentración para cada reacción consistió en: ~ 10 ng de ADN, tampón de PCR 1X (libre de Mg2+), 0,4 μM de cada oligonucleótido cebador, 800 μM de mezcla de trifosfato de desoxinucleósido (dNTP) (dATP, dCTP, dTTP y dGTP), 5% de dimetilsulfóxido (DMSO), 1,5 mM de MgCl2 y 1 U de ADN Taq polimerasa ExTaKaRa Taq (Takara Bio Inc. Kusatsu, Shiga, JP). El protocolo de amplificación consistió en una desnaturalización inicial del ADN a 95 °C durante 3 min, seguida de 35 ciclos de desnaturalización (95 °C, 30 s), hibridación (52 °C, 40 s) y extensión (72 °C, 90 s) , con una extensión final a 72 °C por 10 min. Los amplicones obtenidos se purificaron con perlas magnéticas utilizando el kit Agencourt AMPure XP PCR Purification System (Beckman Coulter, Brea, CA, EE. UU.) y se enviaron para su secuenciación en la plataforma Illumina MiSeq (Universidad de Yale, EE. UU.). Las secuencias obtenidas fueron analizadas con la plataforma QIIME2 (https://qiime2.org)29. La variante de secuencia de amplicón (ASV) se clasificó taxonómicamente utilizando la base de datos Silva (https://www.arb-silva.de/). Los gráficos y abundancia relativa de los principales grupos microbianos se realizaron con el programa 'phyloseq'30 en el entorno RStudio (1.2.5042) de la plataforma R (The R Core Team 2012).

Los resultados se expresaron como desviación estándar promedio (DE) ±. Los datos se analizaron usando un análisis de varianza de dos vías (ANOVA) con el software Minitab (Versión 17.0). Cuando el ANOVA identificó las diferencias entre los grupos, se realizó una comparación múltiple de medias mediante la prueba honesta de Tukey con un nivel de significación de p < 0,05.

La remoción de materia orgánica se evaluó midiendo la tasa de carga orgánica tanto en el afluente como en el efluente de los sistemas (Fig. 2). La concentración del afluente se mantuvo en 300 ± 100 mg DQO/L y tanto R1 como R2 indicaron una eliminación similar de DQO de materia orgánica de 72 ± 7 y 77 ± 8%, respectivamente. Cabe mencionar que se detuvo la alimentación del sistema para realizar las pruebas de actividad nitrificante con biopelícula de biomasa suspendida (día 150) solo con biomasa suspendida (día 200) y actividad desnitrificante (día 250). Además, se tomaron muestras de biopelícula y biomasa suspendida después de cada ensayo para cuantificar los sólidos suspendidos volátiles (VSS). Así, se observó desestabilización en R1 y R2 en estos días provocando disminuciones en la eficiencia de remoción (Fig. 2). Los análisis estadísticos mostraron que no se observó diferencia significativa en la remoción de materia orgánica entre R1 y R2 (p ≤ 0.05), alcanzando un estado estacionario después de los primeros 50 días de operación.

Eficiencia de remoción de tasa de carga orgánica (OLR) (kg DQO/m3∙d) con efluente UASB. Donde: (a) es R1 con espuma de poliuretano y (b) es R2 con anillos de polietileno. (círculo relleno) Eliminación del porcentaje de demanda química de oxígeno (DQO); (triángulo relleno) afluente y (rombo relleno) efluente. Las líneas muestran los días en los que se realizaron actividades nitrificantes y desnitrificantes en ambos reactores discontinuos.

Se han alcanzado resultados similares con biorreactores móviles de lecho empacado acoplados a biorreactores de membrana (MBBR-MBR) alimentados con aguas residuales domésticas con una concentración de DQO de 185,80 ± 45,8 mg/L y operando con un tiempo de retención hidráulica (TRH) de 0,5 días. Estos sistemas de lecho empacado con un Kaldnes comercial tipo "K1", en una relación de llenado del 35 % del volumen total, mostraron una eficiencia de eliminación de DQO global de 83 ± 2,11 %31. Mazioti et al.32 reportaron una eficiencia de remoción de DQO de 86,6% cuando operaron un sistema MBBR de 4,5 L de volumen útil con aguas residuales domésticas y concentración de afluente de 270 mg DQO/L, operado con TRH de 1,1 día, empacado con el comercial tipo AnoxKaldnes” material de soporte k3" en una relación de volumen de llenado del 30%. Boutet et al.33 obtuvieron eficiencias de remoción de DQO del 47%, operando sistemas de lecho empacado con material inerte “BIONEST” utilizando aguas residuales municipales con una concentración promedio de 457 mg/L DQO y TRH de 0.5 día.

En general, los sistemas evaluados en este estudio alcanzaron eficiencias similares o superiores a las reportadas por otros autores, lo que no solo dependió de variables como porcentaje de material de relleno, concentración de DQO en el afluente o tipo de material de apoyo, sino también de la concentración de biomasa desarrollada. en el interior del sistema. La biomasa desarrollada en la superficie del material fue de 18 ± 5 y 21 ± 3 g TVS/L de R1 y R2, respectivamente. Este biofilm posiblemente da lugar a diferentes gradientes de concentración de oxígeno hacia el interior de estos materiales. Las diferencias de concentración de oxígeno en el sistema podrían favorecer la aparición de zonas anóxicas en las zonas más profundas del biofilm donde el oxígeno no puede penetrar fácilmente. Lo anterior permite a los organismos heterótrofos asimilar carbono orgánico para su metabolismo y crecimiento, dando lugar a procesos de desnitrificación y favoreciendo la remoción de materia orgánica en forma de DQO13,34.

La figura 3 muestra el rendimiento del sistema de película fija para la eliminación de NH4+-N. Cabe señalar que este desempeño representa el comportamiento del sistema cuando se alimenta con el efluente UASB, mientras que las actividades nitrificantes y desnitrificantes se realizaron con soluciones sintéticas como indica la metodología. La concentración del afluente se mantuvo en 100 ± 35 mg NH4+-N/L durante 330 días de operación de los sistemas R1 y R2 mostrando una eficiencia de remoción completa de NH4+-N (99.9%). De acuerdo con la baja relación C/N en el influente de R1 y R2 (⁓7), esto puede haber tenido un efecto positivo sobre la abundancia de bacterias nitrificantes y desnitrificantes y promover un proceso SND.

Eficiencia de remoción de NH4+-N con efluente UASB. Donde (a) es espuma de poliuretano R1 y (b) son anillos de polietileno R2. (círculo relleno) Porcentaje de eliminación de la demanda química de oxígeno (DQO); (triángulo negro) influente y (fille rombo) efluente. Las líneas muestran los días en los que las actividades nitrificantes y desnitrificantes se realizaron de forma discontinua en ambos reactores.

Además, Lo et al.35 concluyeron que la alta eficiencia es posible gracias a la actividad nitrificante que se realiza en los sistemas aeróbicos con apoyo. La actividad nitrificante se realiza tanto por la biomasa suspendida dentro de los sistemas como por la biomasa fija adherida a los soportes. Sin embargo, Bassin et al.28 demostraron que la biomasa suspendida juega el papel más importante en el proceso de remoción de amonio, mostrando una actividad nitrificante relativamente mayor en comparación con el biofilm, que juega el papel principal en el proceso de desnitrificante. Además, la eliminación total de nitrógeno puede lograrse indirectamente como resultado tanto del proceso SND como de la asimilación de nitrógeno por parte de los organismos heterótrofos para la formación de nuevas células. Lo et al.35 informaron que aproximadamente el 34% del nitrógeno inicial total se usó para la formación de biomasa donde se realizó un proceso SND en un sistema de biopelícula híbrido con una TRH de ocho horas. Este resultado implica un proceso donde la mayor parte del nitrógeno es removido por un proceso SND, pero con un rendimiento en la formación de biomasa. Aunado a este proceso, las bacterias involucradas en SND, como Pseudomonas, tienen tiempos de replicación bajos de hasta 30 min34, por lo que la asimilación de nitrógeno a través de estas bacterias posiblemente juegue un papel importante en el rendimiento de R1 y R2.

Matsumoto et al.36 y Wu et al.37 observaron el proceso SND en sistemas de biopelículas con materiales inertes, como membranas plásticas y cerámicas, evidenciando estos procesos por la presencia de bacterias AOB y NOB en la zona interna de la biopelícula y bacterias heterótrofas en la misma superficie de biopelícula. En este sentido, según Bassin et al.28, hasta el 20% de la remoción de NH4+-N podría atribuirse al biofilm mientras que la biomasa suspendida contribuyó hasta el 70% de este proceso. Por último, la Fig. 3 también muestra que la eficiencia de remoción de NH4+-N alcanzada por cada sistema fue estable y sin diferencias significativas entre ellos, según análisis estadísticos (p < 0.05).

Sahariah et al.38 operaron un biorreactor de lecho empacado móvil secuencial con soporte de espuma polimérica con un volumen de llenado del 15,7% y alimentado con una concentración de 125 mg NH4+-N/L. Los sistemas reportados mostraron una eficiencia de remoción del 68% de NH4+-N, valor inferior al obtenido en este estudio. Por otro lado, Bassin et al.28 operaron dos biorreactores móviles de lecho empacado de 1 L de volumen útil, uno empacado con el soporte sintético comercial “Kaldnes K1” y el otro con “MutagBiochip” con el volumen de llenado del 50%. , operados con TRH de 0,5 días y alimentados con una concentración de 100 mg NH4+-N/L. Los autores lograron una eficiencia de eliminación de NH4+-N superior al 90 %. Cabe mencionar que los materiales de soporte evaluados en este estudio ocuparon un volumen de llenado con un rango de 15 a 50%, alcanzando eficiencias de remoción de NH4+-N > 99%. En este sentido, los sistemas evaluados en este estudio demostraron una eficiencia mucho mayor con respecto a sistemas similares. Como se mencionó anteriormente, este excelente desempeño podría deberse a la presencia de biopelícula (18 ± 5 y 21 ± 3 g TVS/L para R1 y R2, respectivamente), que se midió al final de los ensayos. Ødegaard et al.39 y Bassin et al.28 sugirieron que la cantidad de biomasa adherida a un medio de soporte no solo depende del área superficial sino también de su forma o configuración material. Estos hallazgos indican que los soportes, como Mutag Biochip que tiene forma de antena parabólica, están frecuentemente sometidos a fuerzas de desgaste por el intenso contacto con el líquido circundante, favoreciendo el desprendimiento del biofilm y la cantidad de sólidos adheridos. Mientras que los tipos de soporte con forma cilíndrica o anulares favorecen la acumulación de biofilm.

La actividad nitrificante y desnitrificante de los sistemas se evaluó en un periodo de 36 h para R1 y R2. Los sistemas operaron continuamente y para estos ensayos se configuraron en modo por lotes, deteniendo el flujo de alimentación. La figura 4 muestra la eliminación de amonio durante los ensayos de MSNA. La remoción de NH4+ fue de 20 ± 5% para ambos sistemas en la hora 10 del ensayo; cinco horas después, los sistemas alcanzaron la eliminación doble. A partir de la hora 10, la remoción comenzó a incrementarse significativamente hasta alcanzar 90 ± 6 y 98 ± 4% de remoción de NH4+-N para R1 y R2, respectivamente (Fig. 4). Este resultado podría indicar un proceso de adaptación de los microorganismos en los sistemas al pasar de operar de forma continua a discontinua. Aunque no inhibió el proceso de nitrificación, lo hizo más lento.

Comportamiento de la concentración de NH4+-N en ensayos de biomasa suspendida y fija (SB + FB), donde: (a) R1 es espuma de poliuretano (b) R2 son anillos de polietileno. (X) seguimiento de la eficiencia de eliminación de mg NH4+-N/L (círculo negro).

A pesar de que el comportamiento fue similar para ambos ensayos (R1 y R2), el sistema R2 alcanzó una mayor remoción de NH4+-N, mientras que R1 mostró una remoción ligeramente menor aunque no significativa según los análisis estadísticos realizados (p > 0.05). Adicionalmente, al final del ensayo se evidenció pérdida de nitrógeno en ambos sistemas, pero no se encontró en ninguna de las formas solubles determinadas, aproximadamente 60% y 65% ​​para R1 y R2, respectivamente. Presumiblemente, estos porcentajes de nitrógeno no cuantificados se han convertido en nitrógeno molecular mediante SND. Garzón-Zuñiga et al.13 explicaron que los sistemas de aireación con biomasa fija en materiales soporte son capaces de desarrollar procesos desnitrificantes a partir de bacterias heterótrofas que logran crecer en ambientes anóxicos. Por su parte, Lo et al.35 estudiaron la transformación del nitrógeno en forma de amonio a nitrógeno, gas en un sistema de biofilm híbrido. Los resultados mostraron que aproximadamente el 60 % del nitrógeno soluble se convirtió en gas nitrógeno mediante un proceso SND. Por otro lado, algunas especies de Pseudomonas han sido reportadas capaces de reducir los compuestos nitrogenados en el proceso de desnitrificación40. Zhang et al.25 aislaron una Pseudomonas stutzeri YZN-001 del efluente de estiércol porcino y evaluaron la reducción de todas las especies de nitrógeno. Por ejemplo, esta cepa tenía la capacidad de eliminar 275,08 mg/L de nitrato y 171,40 mg/L de nitrito en condiciones aeróbicas. Además, el 39 % del amonio eliminado se oxidó completamente a gas nitrógeno, lo que indica que esta cepa podría lograr la nitrificación heterótrofa y la desnitrificación aeróbica.

En la tabla 3 se muestran los resultados del MSNA, así como los reportados por diferentes autores, donde los valores obtenidos se encuentran dentro del rango reportado bibliográficamente para sistemas operados en condiciones similares. Los resultados permiten observar la importancia de la biomasa suspendida en MSNA: 3,13 y 2,05 mg NH4+-N/g TVS∙h para R1 y R2 respectivamente, incluso superior si se incluye la alcanzada por los sistemas con ambos tipos de biomasa (suspendida y fija): 0,352 y 0,253 mg NH4+-N/g TVS∙h para R1 y R2, respectivamente. Lo et al.35 observaron que en un sistema de biofilm híbrido, la nitrificación se producía principalmente en la biomasa suspendida, mientras que el biofilm desempeñaba el papel principal en la desnitrificación. De esta manera, la interacción biofilm y lodos en suspensión en el mismo reactor dio como resultado un mejor rendimiento general en la remoción de nitrógeno por un SND. La información anterior se puede observar en los ensayos de nitrificación (Cuadro 3). Por otro lado, Mašić y Eberl41 encontraron evidencia a través de modelos matemáticos de que la biomasa en suspensión contribuye de manera más importante a la remoción de amonio en los sistemas de biopelículas. Sin embargo, la actividad nitrificante no se considera con frecuencia en la biomasa en suspensión, asumiendo que la nitrificación solo tiene lugar en el biofilm42.

Por un lado, MSDA fue de 4.64 ± 0.13 y 5.3 ± 0.34 mg de NO3− N/g TVS∙h, para R1 y R2, respectivamente, resultados que se encuentran dentro del rango reportado para sistemas de remoción biológica de nitrógeno (BNR). Por otro lado, la MSDA determinada concordó con la reportada para los procesos SND (1.6–30 mg de NO3− N/g TVS h) para sistemas BNR inoculados con biomasa aeróbica y alimentados con agua residual real. Mientras que los valores más bajos de MSDA se informaron para las rutas de desnitrificación convencionales y ANAMMOX (0.5–1.56 mg de NO3− N/g TVS h)43. En el caso de R1 y R2, la activación del metabolismo de nitrificación y desnitrificación se realiza en el mismo sistema simultáneamente SND y no en reactores diferentes o secuenciales como se reporta convencionalmente31. Lo anterior se debe a la presencia de microzonas anóxicas en el sistema aerobio, dando como resultado gradientes de oxígeno disuelto que limitan su difusión a través de los sistemas43.

En este sentido, la principal explicación de SND es que los organismos de desnitrificación pueden existir tanto en el biofilm como en la biomasa suspendida del sistema. Adicionalmente, se ha comprobado la existencia de microorganismos facultativos que utilizan NH4+-N como donador de electrones y NO2− N como receptor de electrones, produciendo N2 y NOX en SND13.

En el caso de MSDA, los anillos de polietileno mostraron superioridad sobre la espuma de poliuretano, lo que estuvo directamente relacionado con la cantidad de biopelícula desarrollada. Por lo tanto, los anillos de polietileno fueron seleccionados como el material de soporte más eficiente en la eliminación de NH4+-N. Además, los análisis estadísticos indicaron una diferencia significativa y mayor (p ≤ 0.05) en la actividad desnitrificante, donde los anillos podrían favorecer las rutas alternas de SDN debido a factores como la configuración y el tipo de material que podrían crear mejores condiciones para formar zonas anóxicas donde el principalmente se lleva a cabo el proceso de desnitrificación.

La Figura 5 muestra los resultados obtenidos al monitorear el comportamiento del NO3−N, la materia orgánica en forma de DQO y la eficiencia de remoción para los ensayos MSDA. A diferencia de MSNA, R1 y R2 tuvieron un comportamiento diferente, de los cuales el sistema R2 fue el más eficiente al eliminar 91 ± 2,24 % de NO3− N y 67,86 ± 0,4 % de DQO, mientras que el sistema R1 eliminó 52,32 ± 0,6 % de NO3− N y 57,42 ± 1,24% de DQO. Los resultados indicaron que se utilizaron 2,54 g DQO/g de NO3− N reducido, que corresponden a los requerimientos orgánicos informados por Chatterjee et al.44 para la desnitrificación heterótrofa (2,86 g DQO/g de NO3− N eliminado), y más concretamente 2,08 g DQO/g de NO3− N reducido al utilizar C2H3NaO2 como fuente de carbono12.

Gráfico de tiempo del comportamiento del consumo de NO3− N y la demanda química de oxígeno (DQO) durante los ensayos de actividad de desnitrificación específica máxima (MSDA) para (a) R1 y (b) R2. Donde (círculo relleno) es la concentración de NO3− N; (o) es el porcentaje de eliminación de NO3−N; (triángulo relleno) Concentración de DQO (mg/L) y (ӿ) es la eliminación de DQO en los sistemas.

El resultado de las formas nitrogenadas medidas en los efluentes R1 y R2, evidenció una concentración de nitrógeno no cuantificable (~ 40 ± 5%) con respecto al NH4+-N medido en el afluente. El balance de materia indicó que se cuantificó en los efluentes de R1 y R2: 55 ± 11% y 54 ± 10% en forma de NO3− N; 2,58 ± 2 y 3,4 ± 2,5 % en NO2− N y 3,03 ± 4,02 % y 5,07 ± 6,84 % en NH4+-N. Con base en estos resultados, los sistemas operados podrían haber mostrado un proceso SND.

Según Matsumoto et al.36 SND está asociado a reactores que tienen biomasa suspendida y biofilm y presentan pérdida de nitrógeno en el efluente. Las condiciones de anoxia activan el metabolismo desnitrificante, que son dados por las microzonas anóxicas en el interior del consorcio bacteriano del biofilm. En estas microzonas no puede penetrar el oxígeno, pero sí el NOx generado por las bacterias nitrificantes. Según Garzón-Zúñiga13, los nitratos producidos por las bacterias nitrificantes en las capas superficiales del biofilm pueden penetrar hacia las capas más profundas por un gradiente de concentración. Cuando penetran hacia estas capas más profundas donde la concentración de oxígeno es muy baja o nula, las bacterias desnitrificantes utilizan nitritos y nitratos como receptor y los transforman en nitrógeno molecular (N2), el cual escapa del sistema con efluentes gaseosos, pudiendo ser contados en forma soluble.

La información anterior concuerda con los ensayos de volatilización que se realizaron adicionalmente donde se determinó una pérdida de NH4+-N al ambiente en forma gaseosa de 10 ± 1%. Vale la pena mencionar que algunos autores también reportaron pérdidas por Stripping del 8-15%11,37. En este sentido, Garzón-Zúñiga et al.13 encontraron que en un biofiltro de lecho empacado con materia orgánica, la pérdida de nitrógeno se realizaba por mecanismos biológicos de sorción, filtración y asimilación. Estos autores reportaron que de un total de NH4+-N encontrado en el afluente, 10% oxida NO2−N y otro 10% a NO3-N, 40% se pierde durante los procesos SND, 10% se volatiliza, 6% queda retenido en el sistema y 3.5% se encontró como NH4+-N residual. Zhao et al.26 también reportaron procesos SND en sistemas de lecho empacado, examinando la combinación de diferentes medios de soporte, como piel de toronja y varios plásticos convencionales como poliuretano, suspensión SPR-1 y relleno elástico TA-II. Los resultados mostraron que al combinar estos materiales se pueden lograr procesos SND eficientes con una eliminación total de amonio y nitrógeno de 96,8 ± 4,0 % y 78,9 ± 9,5 %, respectivamente. Adicionalmente, el análisis microbiano evidenció géneros dominantes de Thiothrix, Gemmata y Comanonadaceae, lo que indicó una nitrificación heterótrofa, misma que favoreció el proceso SND. Además, Walters et al.45 operaron un sistema por lotes con biomasa suspendida y biopelícula adherida a un medio de soporte biodegradable. Los resultados y experimentos de estos autores indicaron claramente que la nitrificación se puede lograr en la biomasa suspendida mientras que la desnitrificación se realiza en el interior de los poros de la estructura de soporte.

Se analizó la comunidad microbiana encontrada en las biopelículas de los anillos de polietileno. Este sistema fue seleccionado para el análisis por mostrar un mejor desempeño en cuanto a la capacidad de remoción de nitrógeno y materia orgánica además de una mayor concentración con respecto a la espuma de poliuretano. Este estudio se realizó mediante el análisis de los fragmentos de rRNA 16S. Se realizó una clasificación taxonómica de la diversidad de la comunidad microbiana total, en la que se destacaron los microorganismos obtenidos a nivel de phylum y género. La abundancia bacteriana obtenida de la muestra fue del 99%. La Tabla 4 muestra que Proteobacteria fue el filo dominante que conformaron los anillos de biopelícula, seguido por Bacteroidetes y Firmicutes que son comunes en las aguas residuales porcinas46. Este resultado concuerda con lo informado por Alzate47, quien mencionó que la microbiología típica de los sistemas aeróbicos con lodos activados están compuestos aproximadamente por un 95% de bacterias. Por otro lado, se observó cierta abundancia de arqueas, que no fue significativa (~ 1%).

Dentro de estos filos, se detectó la presencia de Pseudomonas en los anillos del biofilm. Este género bacteriano está asociado a procesos de desnitrificación en presencia de aireación48,49. Zhang et al.25 identificaron P. stutzeri en aguas residuales porcinas. Estos autores concluyeron que este tipo de Pseudomonas puede transformar no solo nitrato y nitrito sino también amonio con capacidad de remoción completa de hasta 200 mg/L de NO3−N y 170 mg/L de NO2−N en condiciones aeróbicas. También observaron una remoción de NH4+-N de aproximadamente 95% a través de un proceso de desnitrificación y de este 39% del NH4+-N removido fue oxidado completamente a nitrógeno gaseoso en un total de 18 h. Este resultado indicó que la cepa tiene capacidades de nitrificación heterótrofa y desnitrificación aeróbica con la notable capacidad de remover nitrógeno de manera eficiente en forma de amonio. Este porcentaje coincide incluyendo con un 40% al nitrógeno no encontrado en los sistemas efluentes de este estudio en cualquiera de sus formas solubles.

Por otro lado, la presencia de Clostridium (2,43%) en los anillos del biofilm estaría indicando procesos de nitrificación23. Curiosamente, bacterias del tipo Nitrosomonas y Nitrobacter -responsables de la nitrificación en condiciones aeróbicas- no se encontraron en el análisis taxonómico a pesar de haber obtenido una eficiencia de remoción de NH4+ superior al 95% en el sistema R2. Cabe destacar que según los ensayos MSNA, solo el 20% de la remoción de NH4+-N puede atribuirse al biofilm, mientras que el 80% de este proceso lo habría realizado la biomasa en suspensión, que no fue analizada microbiológicamente.

La figura 6 muestra un árbol filogenético de las 50 bacterias más abundantes que se encuentran en los anillos de polietileno del biofilm. Los círculos de diferente tamaño corresponden a la abundancia en lecturas de cada microorganismo, mientras que el color indica el orden al que pertenece el género representado en el árbol. Finalmente, se indican las bacterias no clasificadas a nivel de orden y/o género.

Árbol filogenético de las bacterias más abundantes presentes en el biofilm R2.

Las siguientes bacterias a nivel de orden y por abundancia son: Pseudomonadales (54,81%), Bacteroidales (24,17%), Clostridiales (8,59%), Acholeplasmatales (3,01%), Spirochaetales (2,01%). El resto de organismos que aparecen en la Fig. 6 se encontraron en un porcentaje inferior al 1%. En contraste con los resultados mencionados, Nascimento et al.50 reportaron que las bacterias del orden Clostridiales suelen ser las más abundantes en la biomasa aeróbica. Sin embargo, las Pseudomonales tienen la capacidad de crecer en medios limitados. En otras palabras, este filo que mostró mayor proporción a nivel de género (56.10%) podría suprimir el desarrollo de taxones como Clostridium incluyendo bacterias encargadas de la oxidación de amonio en condiciones nitrificantes como Nitrosomonas spp.

En este artículo, se consideraron sistemas de película fija que combinan biopelícula y biomasa suspendida para evaluar el proceso SND. Los anillos de polietileno fueron seleccionados como el mejor soporte con eficiencias de remoción de materia orgánica y nitrógeno superiores al 70 y 95%, respectivamente. Independientemente del material de soporte, la actividad nitrificante específica máxima en la biomasa suspendida fue un 88% superior a la actividad en la biomasa fija. Las actividades desnitrificantes específicas máximas fueron mayores en los anillos de polietileno (5,3 ± 0,34 mg de NO3-N/g TVS∙h) que en la espuma de poliuretano (4,64 ± 0,13 mg de NO3-N/g TVS∙h), asociado a la profundidad de la biopelícula desarrollada. Los procesos SND se lograron por las siguientes razones: aproximadamente el 30 ± 1% de los compuestos nitrogenados se transformaron a nitrógeno molecular, respaldado por la baja relación C/N del afluente tratado, y de acuerdo con el análisis molecular, el 50% de los géneros bacterianos son asociado a Pseudomonas contribuyendo tanto a la nitrificación heterótrofa como a la desnitrificación aeróbica.

Se ha publicado una corrección de este artículo: https://doi.org/10.1038/s41598-022-23965-5

Oxidación anaeróbica de amonio

Análisis de variación

Bacterias oxidantes de amoníaco

Variante de secuencia de amplicón

Demanda química de oxígeno

Dimetilsulfóxido

Oxígeno disuelto

Biomasa fija

Tiempo de retención hidráulica

Biorreactores móviles de lecho empacado acoplados a biorreactores de membrana

Máxima desnitrificación específica

Nitrificación específica máxima

amoníaco ionizado

amoníaco sindicalizado

Nitrito

Nitrato

Nitrato por bacterias oxidantes

no reportado

Tasa de carga orgánica

Reacciones en cadena de la polimerasa

Polietileno

Trifosfato de desoxinucleósido

Poliuretano

Cloruro de polivinilo

Espuma de poliuretano

Anillos de polietileno

Biomasa suspendida

Desviación Estándar

Nitrificación-desnitrificación simultánea

Sistema de reactor único para eliminación de amonio alto sobre nitrito

Solidos totales

Sólidos volátiles totales

Manto de lodo anaeróbico de flujo ascendente

Sólidos volátiles en suspensión

Tasa de eliminación volumétrica

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Este trabajo fue apoyado por el fondo CONACYT Proyectos de Ciencias Básicas CB-2017-2018 [Concesión número A1-S-43472] también por PROFAPI _2021_0047.

Departamento de Ciencias del Agua y Medio Ambiente, Instituto Tecnológico de Sonora, Calle 5 de febrero 818 Sur. Col. Centro. Cd. Obregón, Sonora, Mexico

[ PubMed ] Gonzalez-Tineo P., Aguilar A., ​​​​Reynoso A., Meza-Escalante E. & Serrano D

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L. Álvarez

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P. Gonzalez-Tineo, A. Aguilar y A. Reynoso llevaron a cabo la parte experimental descrita en este trabajo. U. Durán y M. Garzón-Zúñiga apoyaron con parte del diseño experimental del trabajo. P. Gonzalez-Tineo, A. Reynosa y D. Serrano escribieron el manuscrito principal. E. Meza-Escalante y L. Álvarez ayudaron con la edición y revisión del inglés y las figuras. Finalmente, Todos los autores revisaron el manuscrito.

Correspondencia a D. Serrano.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

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Reimpresiones y permisos

González-Tineo, P., Aguilar, A., Reynoso, A. et al. Eliminación de materia orgánica en un proceso simultáneo de nitrificación-desnitrificación mediante sistema de película fija. Informe científico 12, 1882 (2022). https://doi.org/10.1038/s41598-022-05521-3

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Recibido: 07 Octubre 2021

Aceptado: 28 de diciembre de 2021

Publicado: 03 febrero 2022

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-022-05521-3

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