Biodegradación anaerobia de clorofenoles en aguas residuales

Resumen

La contaminación del agua es uno de los principales problemas ambientales a los que debe enfrentarse el ser humano. Los compuestos clorofenólicos son un tipo de contaminantes que pueden estar presentes tanto en aguas residuales como en cauces naturales y en acuíferos, debido a su uso extendido agroindustrial en la fabricación de antisépticos, pinturas, fungicidas, insecticidas, preservantes de la madera o como subproducto residual en procesos industriales tales como el blanqueo de la pulpa de papel. Los clorofenoles son compuestos químicos extremadamente tóxicos con propiedades carcinogénicas, mutagénicas y teratogénicas. La toxicidad de estos compuestos está relacionada con su alto grado de hidrofobicidad, lo que facilita su adhesión en las membranas celulares, interfiriendo así en el metabolismo de los seres vivos. Como consecuencia de la toxicidad de estos compuestos, se ha desarrollado legislación, a nivel nacional e internacional, cada vez más restrictiva, lo que ha generado una creciente preocupación por la búsqueda de sistemas eficaces de eliminación de estos compuestos de las aguas residuales. Los compuestos clorofenólicos han sido tratados mediante un amplio abanico de tecnologías. Así, entre las tecnologías no destructivas más empleadas se encuentran la adsorción, la extracción líquido-liquido y la separación por membranas. Dentro de las tecnologías destructivas, los procesos de oxidación húmeda, incluida su versión catalítica, aunque ofrecen buenos resultados y elevadas eficiencias de degradación, son cada vez menos utilizados debido a la posible generación de compuestos altamente tóxicos, como las dibezop- dioxinas policloradas y los furanos, y al elevado gasto energético necesario para el proceso. Los procesos de oxidación avanzada, en cambio, pueden afrontar el problema de manera más eficiente y menos contaminante, aunque, debido al coste de estos procesos, su utilización está restringida a caudales relativamente bajos (< 5 m3 h-1). Otros tratamientos aplicables a la eliminación de clorofenoles son los procesos de reducción, como la hidrogenación catalitica, aunque en este caso son necesarios tratamientos de depuración posteriores para la eliminación de materia orgánica. Respecto a los sistemas de oxidación biológica por vía aerobia, se han estudiado estrategias que emplean desde plantas (fitorremediación), hasta hongos y bacterias. Estas últimas han sido, con mucho, las más empleadas. Las tecnologías aerobias más utilizadas para la oxidación de clorofenoles han sido los reactores secuenciales discontinuos (SBR), reactores de lecho fluidizado, air-lift y reactores de membrana (MBR). El principal problema de estas tecnologías es que, si el proceso de oxidación no es completo, pueden generar compuestos con elevada toxicidad, como los clorocatecoles y las clorohidroquinonas. Resumen 14 La digestión anaerobia es un proceso complejo que está constituido por una sucesión de etapas, en la que la metanogénesis es la etapa clave del mismo debido a su sensibilidad y a las condiciones de funcionamiento. El metano se puede generar mediante tres vías metanogénicas principales: hidrogenotrófica, acetoclástica y metilotrófica, siendo la degradación de acetato la principal fuente de producción de metano en un reactor anaerobio (65-70%). Los reactores anaerobios más utilizados para la descontaminación de aguas de origen industrial son los reactores secuenciales discontinuos anaerobios (ASBR), los reactores de membrana anaerobios (AMBR), los reactores de lecho fijo, expandido y fluidizado y los reactores de manto de lodos y flujo ascendente (UASB), así como variaciones de éstos, como los reactores de lecho granular expandido (EGSB) y los reactores con recirculación interna (IC). Éstos últimos constituyen actualmente el 70-80% de los reactores industriales instalados a nivel mundial. Son reactores de flujo ascendente cuyo funcionamiento radica en la formación de biogránulos, compuestos por agregaciones de microorganismos densas y compactas. Los reactores tipo UASB se han empleado extensamente tanto para el tratamiento de aguas residuales industriales heterogéneas como para la eliminación de numerosos compuestos tóxicos de distinta procedencia, lo que da idea de su gran versatilidad. Los clorofenoles son degradados por vía anaerobia actuando como aceptores de electrones mediante un proceso termodinámicamente favorable denominado decloración reductiva, en el cual los átomos de cloro del anillo fenólico son sustituidos por átomos de hidrógeno. Este proceso puede suceder espontáneamente en un sistema anaerobio mediante conversiones abióticas o procesos cometabólicos, o bien mediante la acción activa de algunos microorganismos para la obtención de energía y poder reductor, lo que se conoce como halorespiración. Existen varios táxones capaces de realizar halorespiración, la mayoría relacionadas con las bacterias sulfatorreductoras del phylum Firmicutes. El proceso de halorespiración está mediado por un grupo de enzimas llamados deshalogenasas reductivas, y hasta ahora solo se han identificado enzimas para la orto- y meta-decloración, siendo la posición para la más difícil de declorar. Entre las bacterias halorespirativas, el género Desulfitobacterium es el más importante, dado que se han aislado 9 especies diferentes, siendo el único hasta el momento con capacidad para declorar en las tres posiciones del anillo fenólico. Resumen 15 El tratamiento de clorofenoles mediante reactores anaerobios de alta eficiencia ha sido analizado principalmente mediante el empleo de reactores tipo UASB y reactores de lecho fluidizado con biopelículas (FBBR). Los clorofenoles estudiados mediante este tipo de tecnologías han sido el pentaclorofenol (PCP), el 2,4,6-triclorofenol (246TCP), el 2,4- diclorofenol (24DCP), el 4-clorofenol (4CP) y el 2-clorofenol (2CP). Las eficiencias de biodegradación de estos compuestos han sido elevadas, aunque resulta necesario profundizar en el estudio de las condiciones de operación, tipos de donantes de electrones, cinética del proceso y estudios inhibitorios, de cara a la aplicación de estas tecnologías a nivel de planta piloto o escala industrial. La modelización matemática de los procesos biológicos es indispensable para el correcto diseño de plantas de tratamiento a nivel industrial. Los modelos de Monod, Hill y Haldane, así como modelos potenciales, han sido los más empleados para evaluar la cinética de consumo de sustratos. La metanogénesis habitualmente se explica mediante el modelo de Monod, aunque en muchas ocasiones se ha simplificado a un pseudo-primer orden cuando la concentración de sustrato no es limitante. El estudio cinético de los procesos inhibitorios suele hacer uso de estos modelos, modificados mediante factores de inhibición. En función del parámetro al que afecten estos factores, existen modelos de inhibición competitivos, si la inhibición afecta a la constante de saturación; no competitivos, si la inhibición afecta a la velocidad máxima de crecimiento celular; o acompetitivos, si la inhibición afecta a ambos parámetros. También se han desarrollado modelos empíricos para predecir efectos inhibitorios, como el modelo de Levenspiel. En condiciones anaerobias, es destacable la ausencia de trabajos sobre cinética de degradación de clorofenoles y estudios cinéticos que expliquen el grado de inhibición que estos compuestos ejercen sobre la biomasa. En la presente memoria se estudia la biodegradación anaerobia de dos compuestos clorofenólicos representativos, 24DCP (Capítulos 2 y 3) y 246TCP (Capítulos 4-8). La memoria está estructurada de forma modular, y cada capítulo constituye una entidad independiente. La biodegradación anaerobia de 24DCP se ha estudiado en régimen continuo (Capítulo 2) y discontinuo (Capítulo 3). En los ensayos en continuo se utilizaron dos reactores UASB y EGSB inoculados con lodo granular anaerobio de dos procedencias: un reactor UASB a escala laboratorio que trataba aguas residuales de una industria cosmética y Resumen 16 un reactor UASB industrial que trataba aguas residuales de una industria de reciclado de papel. Mediante la realización de ensayos en discontinuo se comprobó que el consumo de glucosa favorecía la biodegradación de 24DCP. Así, se empleó este sustrato como fuente de carbono principal en un medio metanogénico tamponado estándar. Las variables empleadas para la comparación de ambos reactores fueron la eficiencia de consumo de DQO y de producción de metano, la degradación de 24DCP y la generación de 4CP. Los reactores se operaron en continuo durante 180 d, en 140 de los cuales la velocidad de carga de 24DCP se fue incrementando desde 5 hasta 105 mg 24DCP L-1 d-1, mientras que se utilizó una velocidad de carga orgánica (VCO) inicialmente de 4 g DQO L-1 d-1 que se disminuyó durante el transcurso de la operación a 2 g DQO L-1 d-1 para mejorar la eficiencia de decloración. En ambos reactores se obtuvieron eficiencias de consumo de DQO y de degradación de 24DCP superiores al 80% y 90%, respectivamente, con velocidades de carga de 24DCP de hasta 60 mg 24DCP L-1 d-1, siendo el rendimiento metanogénico muy superior en el reactor EGSB. Al aumentar la velocidad de carga de 24DCP hasta 105 mg L-1 d-1, en el reactor UASB disminuyeron paulatinamente las eficiencias de consumo de DQO y degradación de 24DCP hasta valores en torno al 60 y 20%, respectivamente, mientras que el reactor EGSB logró mantener ambas eficiencias en valores en torno al 80%. La actividad metanogénica del reactor UASB resultó insignificante, mientras que en el reactor EGSB se obtuvieron valores medios de 0,1 g CH4-DQO g-1 DQO consumida. En los 40 últimos días se disminuyó la velocidad de carga de 24DCP paulatinamente hasta 25 mg 24DCP L-1 d-1 y se aumentó la VCO hasta 6 g DQO L-1 d-1 con el objetivo de recuperar el rendimiento de ambos reactores y principalmente la actividad metanogénica. Así, la actividad metanogénica de los reactores UASB y EGSB se incrementó hasta valores en torno a 0,1 y 0,2 g CH4-DQO g-1 DQO, respectivamente, pero la eficiencia de degradación de DQO sólo pudo recuperarse en el reactor EGSB, lo que sugiere la aparición de una inhibición irreversible en alguna etapa del catabolismo de la glucosa en el reactor UASB, provocada por la carga aplicada de 24DCP. Esta inhibición no debió afectar a las bacterias decloradoras, ya que la eficiencia de degradación de 24DCP si fue recuperada en ambos reactores hasta valores en torno al 80%. Finalmente, mediante estudios de microscopía electrónica de barrido (SEM) se comprobó que la morfología granular de ambos reactores no se vio afectada por el 24DCP, aunque se encontraron mayores concentraciones de sólidos volátiles en el lodo del reactor Resumen 17 EGSB al final del experimento, lo que permite parcialmente explicar las diferencias encontradas entre ambos reactores. En el Capítulo 3, con el objetivo de profundizar en el estudio del proceso de biodegradación de 24DCP, se realizaron ensayos en discontinuo utilizando lodo granular anaerobio procedente del reactor EGSB empleado en el Capítulo 2. Los ensayos se realizaron sin agitación a 30 ± 1 ºC utilizando el mismo medio de reacción que en el Capítulo 2, al que se añadió Na2S·10H2O y se intercambió el espacio de cabeza por N2:CO2 80:20 para asegurar condiciones anaerobias. Se ensayaron concentraciones de 24DCP entre 10 y 250 mg L-1, empleando concentraciones de glucosa de 4 g L-1 (identificada como baja carga) y 35 g L-1 (identificada como alta carga). Los resultados se discutieron mediante el análisis de la evolución de 24DCP, DQO, CH4 producido, glucosa e intermedios de reacción (ácidos grasos volátiles, ácido láctico y etanol). Los microorganismos implicados en la degradación de la glucosa emplearon rutas metabólicas diferentes según la concentración de glucosa ensayada. Así, en los ensayos a alta carga la glucosa fue fermentada mediante la ruta heteroláctica (vía fosfocetolasa), generando de esta forma etanol y ácido láctico, mientras que en los ensayos a alta carga la ruta principal fue la ácido-mixta (vía glucólisis), generando etanol y los ácidos láctico, acético y fórmico. En ambos casos tuvo lugar también la fermentación propiónica, la oxidación anaerobia de ácido propiónico a etanol y ácido acético, la oxidación anaerobia de ácido láctico y la oxidación anaerobia de etanol (por acción de las sintrofobacterias), aunque esta reacción estuvo parcialmente inhibida en todos los ensayos, por lo que la acumulación de etanol no debe atribuirse a la presencia del 24DCP. La acumulación de acetato en el medio indica que la vía principal de la metanogénesis fue la hidrogenotrófica. Observando la evolución de los intermedios de degradación de la glucosa al variar la concentración de 24DCP, se pudo establecer que este compuesto inhibió tanto la ruta heteroláctica (alta carga) como la ruta ácido-mixta (baja carga) de la fermentación de la glucosa, la acetogénesis del ácido láctico y la metanogénesis hidrogenotrófica. En ambos ensayos la degradación de 24DCP se produjo principalmente durante las primeras horas del proceso, gracias a la generación de hidrógeno debido a las diferentes etapas fermentativas. Se realizó el análisis cinético de los procesos de degradación de 24DCP, glucosa y metanogénesis hidrogenotrófica. Para ambas cargas de glucosa se observó que la degradación Resumen 18 de 24DCP no estuvo inhibida, y que el perfil de velocidades iniciales pudo ajustarse a la ecuación de Hill. Los valores de los parámetros Vmax y S1/2 fueron similares para ambas cargas de glucosa. En cambio, el valor de la constante de Hill fue diferente, lo que indica que a bajas cargas de glucosa la decloración de 24DCP sucede mediante cooperatividad alostérica positiva, mientras que a concentraciones altas no existe cooperatividad entre el sustrato (24DCP) y los enzimas involucrados en la decloración reductiva. Respecto al efecto del 24DCP sobre la cinética de degradación de la glucosa y la metanogénesis hidrogenotrófica, se encontró que las velocidades iniciales de ambos procesos disminuyen de forma potencial con respecto a la concentración de 24DCP aplicada. Estudiando los perfiles de velocidad instantánea de ambos procesos, se encontró que el área integral se desplazó tanto en el eje temporal como en el eje de velocidad, disminuyendoo tanto la velocidad máxima como la afinidad de los microorganismos por el sustrato, lo cual indica un tipo de inhibición acompetitiva. Por ello, la inhibición de ambos procesos se ajustó a modelos cinéticos de inhibición acompetitiva de orden n. El orden de inhibición fue ligeramente similar para las cinéticas de inhibición del consumo de glucosa y metanogénesis hidrogenotrófica, por lo que el 24DCP ejerció un efecto inhibitorio no selectivo, mientras que la constante de inhibición fue superior en el caso del consumo de sustrato, lo cual indica que el 24DCP afecta de forma más acusada a la metanogénesis hidrogenotrófica que a los procesos de fermentación de la glucosa. El estudio de la biodegradación anaerobia de 246TCP se aborda de forma deductiva, utilizando las conclusiones de ensayos previos como base de partida para los ensayos posteriores. Así, se realizó un ensayo inicial enfocado a la búsqueda de los cosustratos más adecuados para la biodegradación de 246TCP (Capítulo 4). Utilizando la mejor combinación de cosustratos, se realizó un estudio en discontinuo con lodo anaerobio no adaptado, en el que se analizó el efecto de 246TCP sobre la metanogénesis, la degradación de la DQO y la decloración reductiva (Capítulo 5). Posteriormente, con objeto de mejorar la biodegradación del 246TCP, se realizó un ensayo en continuo utilizando reactores EGSB y FBBR bioaumentados con cepas Desulfitobacterium (Capítulos 6 y 7). Finalmente, se analizó la ruta metabólica de degradación de los cosustratos y la cinética de degradación de 246TCP mediante ensayos en discontinuo utilizando lodo extraído de los reactores EGSB (Capítulo 8). Resumen 19 En el Capítulo 4 se estudió la biodegradación del 246TCP empleando varios cosustratos carbonosos: lactato, sacarosa, ácidos grasos volátiles (acético, propiónico y butírico en proporción másica 1:1:1), etanol, metanol, extracto de levadura, formiato y metilamina, con la finalidad de determinar la mezcla de cosustratos óptima con vistas a su utilización en la alimentación de reactores anaerobios de alta eficiencia. El lodo utilizado se obtuvo del reactor EGSB utilizado para tratar 24DCP (Capítulo 2). Se comprobó que la adsorción de 246TCP sobre lodo autoclavado en un medio tamponado sin fuente de carbono resultó poco significativa. Se realizó un ensayo de inhibición en el que se empleó acetato en un medio metanogénico, con el fin de obtener la EC50 de la metanogénesis acetotrófica, que resultó ser de 110-115 mg 246TCP L-1. Los ensayos con los cosustratos se realizaron mediante 3 alimentaciones, en las que se adicionó una fuente de carbono y nutrientes, añadiendo el 246TCP en la segunda alimentación. Las concentraciones ensayadas de 246TCP fueron 80 y 113 mg L-1 (EC50), mientras que se emplearon concentraciones de cosustratos de 4 g DQO L-1, salvo en el caso del formiato y la metilamina, que fueron de 2 g DQO L-1 por motivos de toxicidad. Para evaluar la eficacia de los cosustratos se analizó la evolución del 246TCP y de sus intermedios de reacción (24DCP, 26DCP, 4CP y 2CP), así como la producción de CH4. En ninguno de los casos se alcanzó la completa decloración de 246TCP, ya que se acumularon intermedios de degradación propios de la orto-decloración (4CP con metanol, etanol y ácidos grasos volátiles y 24DCP con lactato) o de la para-decloración (en los casos del extracto de levadura y de la sacarosa). Utilizando metilamina y formiato la degradación de 246TCP fue sólo parcial, acumulándose una cantidad significativa al final del experimento. El 4CP resultó el producto más refractario de la degradación anaerobia, ya que solo pudo ser eliminado de forma significativa empleando extracto de levadura, metanol y metilamina como donantes de electrones. En la mayoría de los casos la eficiencia de decloración resultó superior después de la tercera alimentación, excepto para la metilamina y el formiato, los cuales son sustratos directos de la metanogénesis. De esta forma, se comprobó que el consorcio declorador puede ser convenientemente activado si se utiliza un donante de electrones adecuado. La inhibición de la metanogénesis causada por 246TCP resultó especialmente significativa utilizando metilamina, formiato y ácidos grasos volátiles como cosustratos, Resumen 20 mientras que fue muy inferior con el empleo de etanol. Mediante el empleo de metanol y etanol se alcanzaron las mayores velocidades de decloración, por lo que se pueden considerar como los cosustratos más adecuados para el tratamiento de aguas residuales que contengan 246TCP. La adición de sacarosa y de extracto de levadura permite activar la paradecloración, logrando así la decloración completa de 246TCP. Los resultados obtenidos en este estudio se utilizaron para establecer la composición de las aguas residuales sintéticas utilizadas en los ensayos posteriores, de tal manera que se eligió una mezcla de cosustratos constituida por sacarosa, etanol y extracto de levadura en relación de DQO 3:2:0,1 con el objetivo de disponer de fuente de hidrógeno derivada de la fermentación de la sacarosa, optimizar la decloración del 246TCP al utilizar etanol y permitir la activación de la ruta de para-decloración al contener el medio tanto sacarosa como extracto de levadura. En el Capítulo 5 se estudió la degradación de 246TCP en discontinuo empleando el mismo lodo y la misma metodología de trabajo descrita en el Capítulo 4. Se ensayaron concentraciones de 246TCP entre 3,3 y 200 mg L-1, mientras que la concentración de la fuente de carbono se fijó en 4 g DQO L-1 en un medio metanogénico estándar. Se observó una fuerte inhibición de la metanogénesis provocada por el 246TCP, llegando a reducir la actividad metanogénica específica (SMA) en un 83% para una concentración de 246TCP de 200 mg L-1 en la tercera alimentación. La producción de metano tuvo lugar por vía hidrogenotrófica y acetoclástica, sucediendo la primera durante la etapa inicial de acidogénesis de los cosustratos orgánicos. La presencia de 246TCP afectó principalmente a la metanogénesis acetoclástica. Para evaluar la inhibición de la metanogénesis se calcularon las velocidades iniciales de producción de metano a partir de los datos de la metanogénesis acetoclástica en la segunda y tercera alimentación. Estos datos se ajustaron a un modelo de pseudo-primer orden con un término de inhibición, encontrándose que el efecto inhibitorio de 246TCP resultó diferente en ambas alimentaciones, lo cual implica que los metanógenos acetoclásticos se adaptaron al 246TCP hasta una concentración de 25 mg 246TCP L-1. De igual forma, el 246TCP ejerció un efecto inhibitorio sobre la degradación de la DQO, viéndose reducida tanto su velocidad inicial como su velocidad media de degradación. Para concentraciones de 246TCP superiores a 50 mg L-1, la reducción de la DQO fue comparativamente inferior que la producción de metano en la segunda alimentación, lo cual refuerza la hipótesis de que la metanogénesis hidrogenotrófica tuvo lugar durante las primeras Resumen 21 etapas del proceso, dado que este tipo de metanogénesis no causa una reducción significativa en la DQO. Por otra parte, se encontró una relación lineal entre las velocidades medias de degradación de DQO y producción de metano, lo cual implica que la inhibición de ambos procesos fue proporcional. Los valores calculados de las velocidades iniciales se ajustaron a un modelo de Monod con un término de inhibición acompetitiva. Los parámetros del modelo de Monod modificado se calcularon previamente utilizando los datos de la evolución de la DQO en el ensayo blanco. Estos valores se fijaron en el posterior ajuste de las velocidades iniciales teniendo en cuenta el efecto inhibitorio del 246TCP. Comparando los parámetros obtenidos en los procesos de metanogénesis acetoclástica y degradación de DQO, se puede afirmar que los organismos metanógenos acetoclásticos resistieron concentraciones de 246TCP más elevadas que los acidógenos pero, bajo concentraciones inhibitorias, su actividad se vio seriamente dañada. En el proceso de degradación de 246TCP se observó un periodo de latencia que dependió de la concentración inicial de este compuesto, alcanzando las 300 h en el caso de concentraciones de 200 mg L-1. La ruta de degradación de 246TCP transcurrió principalmente mediante orto-decloración, generando en todos los casos una elevada cantidad de 4CP, aunque la aparición de pequeñas concentraciones de 26DCP y 2CP indican que la ruta para también tuvo lugar. La concentración acumulada de 4CP no fue proporcional a la concentración inicial de 246TCP, lo cual confirma la hipótesis de que el proceso de biodegradación del 246TCP estuvo inhibido. Tanto las velocidades iniciales (calculadas a partir del periodo de latencia) como la evolución de la concentración de 246TCP se ajustaron así al modelo de Haldane. Dicho modelo permitió describir adecuadamente los resultados experimentales obtenidos para todas las concentraciones de 246TCP ensayadas. En el Capítulo 6 se estudió la biodegradación de 246TCP empleando reactores EGSB y FBBR inoculados con cepas del género Desulfitobacterium, mientras que los aspectos microbiológicos de los reactores se abordan en el Capítulo 7. El estudio se llevó a cabo en tres reactores idénticos a los utilizados en la biodegradación de 24DCP en continuo (Capítulo 2). Dos de ellos se operaron como reactores EGSB y se inocularon con una mezcla de lodos granulares anaerobios procedentes del reactor EGSB empleado para tratar 24DCP (Capítulo 2) y de un reactor UASB industrial situado en una planta de reciclado de papel. El tercero se operó como reactor FBBR, utilizando como soporte carbón activo granular. La Resumen 22 biomasa se activó en los reactores EGSB hasta alcanzar condiciones estacionarias. Posteriormente, uno de los dos reactores EGSB (EGSB-Bio) y el reactor FBBR fueron bioaumentados con una mezcla equimásica de D. hafniense PCP-1, D. hafniense TCP-A y D. chlororespirans. El otro reactor EGSB se utilizó como control (EGSB-C). Durante el periodo de bioaumentación se trabajó en régimen discontinuo con adiciones sucesivas de fuente de carbono y 10 mg 246TCP L-1 d-1, por lo que este periodo sirvió además de aclimatación de la biomasa a 246TCP. Tras el periodo de bioaumentación, los reactores se operaron en continuo empleando un tiempo de retención hidráulico de 24 h durante 248 d, en los cuales se aumentó progresivamente la velocidad de carga de 246TCP desde 10 hasta 250 mg L-1 d-1. Inicialmente se empleó una VCO de 8 g L-1 d-1 para promover el crecimiento de biomasa en el reactor FBBR, disminuyéndose a lo largo del experimento a 4 g L-1 d-1. Diariamente se determinaron las eficiencias de degradación de DQO, de 246TCP y de decloración, así como la actividad metanogénica. Además, periódicamente se extrajeron muestras de lodo y carbón activo de los reactores y se fijaron para su posterior análisis morfológico mediante SEM y microbiológico mediante hibridación in situ con sondas fluorescentes (FISH), así como para estudiar la composición en SSV y SST. En los tres reactores se observó que la vía preferencial de decloración sucedió en posición orto, generando principalmente 4CP. En el reactor EGSB-C se detectó además una elevada concentración de 24DCP en los efluentes para velocidades de carga de 246TCP superiores a 100 mg L-1 d-1, lo cual implica la aparición de fenómenos de inhibición competitiva. También se detectaron en los efluentes de sendos reactores concentraciones de intermedios propios de para-decloración (26DCP y 2CP), durante los primeros días de operación. En los reactores EGSB la eficiencia de decloración comenzó a aumentar a partir del día 150, alcanzándose valores máximos de decloración en los últimos días de estudio en torno al 40% en el reactor EGSB-Bio, respecto al 20% en el reactor EGSB-C. En el reactor FBBR, la eficiencia de decloración se estabilizó en valores en torno al 50% en los últimos días de operación. La presencia de 246TCP afectó de manera diferente en cada reactor a la eficiencia de degradación de DQO y a la actividad metanogénica, resultando siempre inferior en el reactor EGSB-C. Los estudios morfológicos mediante SEM mostraron que el interior de los gránulos pertenecientes a los reactores EGSB permaneció bastante homogéneo. Mediante estudios Resumen 23 FISH se puso de manifiesto que el lodo de partida contenía aproximadamente un 34% de microorganismos pertenecientes al género Desulfitobacterium, que mediante hibridación con sondas específicas resultaron pertenecer a la especie D. hafniense, mientras que no se detectaron bacterias pertenecientes a la especie D. chlororespirans. La única diferencia microbiológica relevante entre el reactor EGSB-C y los reactores EGSB-Bio y FBBR fue la presencia de esta última especie. Además, se observó que dicha especie se asentó en los dos reactores bioaumentados. Por otra parte, no se detectaron cambios significativos en la proporción de organismos del dominio Archaea (representado principalmente en los reactores anaerobios por metanógenos) en los reactores EGSB, lo cual justifica la estabilidad mostrada en la actividad metanogénica en los reactores. En el reactor FBBR, por el contrario, la comunidad metanogénica se desarrolló a lo largo de todo el periodo de estudio, llegando a suponer el 35% de los microorganismos adheridos al carbón activo. Al finalizar el periodo de estudio en continuo, se llevaron a cabo dos experimentos en estado no estacionario. En el primero se aumentó la velocidad de carga de 246TCP desde 250 hasta 1000 mg L-1 d-1 durante 22 horas, para volver después a la velocidad de carga inicial. En el segundo, se añadió un pulso de carga puntual de 246TCP para elevar la concentración en el interior de los reactores hasta 1000 mg L-1, trabajando con una velocidad de carga de 250 mg L-1 d-1. En ambos estudios el reactor EGSB-Bio demostró ser más estable que el reactor EGSB-C, mostrando periodos de inhibición por el aumento de carga de 246TCP más cortos y menos intensos. Por otra parte, el reactor FBBR presentó una elevada estabilidad, ya que apenas disminuyó su rendimiento por los cambios de velocidad de carga aplicados. La bioaumentación, por tanto, no mejoró la eficiencia general del sistema, pero sí incrementó la resistencia del mismo a condiciones inhibitorias extremas durante periodos relativamente cortos, mejorando la estabilidad de los reactores a largo plazo. Los estudios FISH muestran que la especie D. chlororespirans tuvo un papel relevante en la mejora de la estabilidad del sistema. Finalmente, en el Capítulo 8 se estudió la biodegradación anaerobia de 246TCP en digestores discontinuos inoculados con lodo anaerobio extraído de los reactores EGSB empleados en el Capítulo 6. Los ensayos se realizaron con concentraciones de biomasa en torno a 10 g SSV L-1, intentando así simular las condiciones empleadas en los reactores EGSB. Se realizaron cuatro ensayos en serie empleando el mismo agua residual sintética que Resumen 24 en los ensayos en continuo, y concentraciones de 246TCP entre 75 y 150 mg L-1. Entre cada ensayo, el lodo se lavó con solución salina (PBS) y se reactivó durante 3-4 d con agua sintética pero sin 246TCP para eliminar los restos de clorofenoles del ensayo anterior y trabajar así en las mismas condiciones de operación. Tanto la degradación de la DQO como la metanogénesis se vio afectada de forma similar en ambos reactores por la presencia de 246TCP, observándose una progresiva inhibición del consumo de DQO y producción de metano para concentraciones de 246TCP superiores a 50 mg L-1. Ambos procesos inhibitorios sucedieron tras un periodo de latencia, de en torno a 10 h, relacionado con el tiempo necesario para que el tóxico difunda a través de los gránulos y entre en contacto con los microorganismos. La degradación de los cosustratos sucedió principalmente mediante fermentación ácido-mixta, fermentación propiónica y oxidación anaerobia de etanol. Los procesos más afectados por la presencia de 246TCP fueron la metanogénesis acetoclástica y la oxidación anaerobia de propionato, ya que para concentraciones de 246TCP superiores a 50 mg L-1 se acumularon en el medio acetato y propionato. También se vieron afectadas, en menor medida, la acetogénesis de etanol, que se acumuló a concentraciones superiores a 75 mg L-1, y la oxidación anaerobia de lactato, cuya acumulación sucedió a concentraciones superiores a 100 mg L-1. Los datos experimentales se utilizaron para modelizar tanto la metanogénesis como la degradación de 246TCP. La metanogénesis se modelizó separando los términos de producción de metano a partir de acetato (acetoclástica) e hidrógeno (hidrogenotrófica) y simplificando la velocidad de producción de metano a una ecuación de pseudo-primer orden. La ecuación cinética de la metanogénesis acetoclástica fue modificada mediante la adición de un término de inhibición acompetitiva. El ajuste de los datos experimentales al modelo propuesto mostró valores de los parámetros muy similares en ambos reactores, por lo que se puede afirmar que el 246TCP ejerce una acción inhibitoria en la metanogénesis acetoclástica muy parecida sobre ambos lodos. La biodegradación completa de 246TCP se alcanzó, en ambos reactores, sólo en el ensayo con una concentración inicial de 50 mg 246TCP L-1 en ambos reactores. Para concentraciones mayores se acumularon cantidades progresivamente crecientes de 246TCP debido a fenómenos de inhibición. En todos los casos se observó la aparición de intermedios de orto-decloración (24DCP y 4CP). Aunque no se puede descartar la presencia de paraResumen 25 decloración, los procesos orto-declorativos fueron claramente mayoritarios. Además, se observó que una parte importante del 246TCP eliminado se debió a fenómenos adsorptivos. La evolución de 246TCP y sus principales intermedios de degradación (24DCP y 4CP) se modelizó en el ensayo a 50 mg L-1. La desaparición de 246TCP se explicó mediante un proceso de adsorción (pseudo-segundo orden) y un proceso de biodegradación tanto de la fracción en disolución como de la adsorbida en el lodo (Monod). La decloración de 24DCP a 4CP se modelizó mediante el modelo de Monod. Aunque los valores de los parámetros de ajuste al modelo propuesto fueron bastante parecidos con ambos lodos, la constante de Monod fue significativamente menor en el lodo bioaumentado, por lo que se puede afirmar que la bioaumentación mejora la afinidad del lodo por el compuesto.