Biofiltración de agua cruda para el control de manganeso en aguas superficiales

Scientific Reports volumen 13, Número de artículo: 9020 (2023) Citar este artículo

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El control del manganeso (Mn) en los sistemas de aguas superficiales es un desafío para la industria del agua potable, especialmente a través de un marco de sostenibilidad. Los métodos actuales para eliminar el manganeso de las aguas superficiales utilizan oxidantes fuertes que incorporan carbono y pueden ser costosos y perjudiciales para la salud humana y el medio ambiente. En este estudio, utilizamos un diseño de biofiltro simple para eliminar el manganeso del agua del lago, sin pretratamientos convencionales de agua superficial. Los biofiltros con afluente aireado eliminaron el manganeso a concentraciones por debajo de 10 µg/L al recibir agua afluente que contenía > 120 µg/L de manganeso disuelto. La remoción de manganeso no fue inhibida por cargas altas de hierro o remoción deficiente de amoníaco, lo que sugiere que los mecanismos de remoción pueden diferir de los biofiltros de aguas subterráneas. Los biofiltros experimentales también lograron concentraciones de manganeso en los efluentes más bajas que el proceso de tratamiento convencional a gran escala, mientras que recibían concentraciones de manganeso más altas. Este enfoque biológico podría ayudar a alcanzar los objetivos de desarrollo sostenible.

El manganeso (Mn) del agua potable generalmente se elimina para mejorar la estética del agua, ya que el manganeso en partículas puede decolorar el agua y manchar los accesorios y la ropa1. Sin embargo, existe una creciente preocupación de que las altas concentraciones de manganeso puedan afectar la salud y el desarrollo de los niños pequeños2,3,4,5. Tanto las preocupaciones estéticas como las de salud pueden agravarse cuando el manganeso se acumula en los sistemas de distribución. El manganeso acumulado puede movilizarse rápidamente debido a cambios hidráulicos o en la calidad del agua en un sistema de distribución, lo que provoca un pico grande y difícil de predecir en la concentración de manganeso en el grifo6. La acumulación de manganeso también puede aumentar la liberación de plomo7,8. Por lo tanto, se debe maximizar la eliminación de manganeso en las plantas de tratamiento de agua potable.

Health Canada recomienda un objetivo estético de 20 µg Mn/L, pero muchas empresas de servicios públicos apuntan a concentraciones más bajas para evitar los impactos de la acumulación en los sistemas de distribución6,9. Para las plantas de tratamiento de aguas superficiales, estos objetivos se logran comúnmente mediante una combinación de oxidación química con oxidantes fuertes (p. ej., dióxido de cloro o permanganato) seguida de desestabilización de partículas u oxidación catalítica con medios recubiertos de cloro libre y óxido de manganeso6,10. Sin embargo, estas técnicas basadas en productos químicos pueden generar subproductos nocivos y aumentar los costos de tratamiento debido a la demanda de productos químicos, el equipo necesario para la dosificación y la capacitación de los operadores11,12.

Estos enfoques convencionales para el tratamiento del manganeso son insostenibles y no son prácticos en áreas sin acceso a equipos especializados, capacitación y productos químicos para el tratamiento del agua. Su uso entra en conflicto con el Objetivo de Desarrollo Sostenible 6 (ODS6) de las Naciones Unidas, que pretende "garantizar la disponibilidad y la gestión sostenible del agua y el saneamiento para todos"13. Se requieren tecnologías de tratamiento alternativas para el manganeso para lograr estos objetivos. Dichas tecnologías deben ser capaces de eliminar el manganeso a concentraciones por debajo de 20 µg/L mientras reducen el impacto ambiental del tratamiento del agua potable.

La biofiltración es una alternativa tecnológica sostenible para el tratamiento del manganeso que requiere poca o ninguna adición de productos químicos, según la calidad del agua entrante. Los biofiltros son filtros de medios granulares que funcionan con un residuo de oxidante bajo o nulo (es decir, cloro), lo que permite que los microorganismos naturales crezcan y desarrollen biopelículas que recubren el medio14. Estas biopelículas pueden aumentar la capacidad de eliminación de un filtro al absorber y degradar los contaminantes disueltos, que de otro modo no serían retenidos. La biofiltración se usa ampliamente para tratar el agua subterránea, y muchos sistemas de tratamiento solo se componen de aireación y filtración de medios granulares15. El tratamiento de aguas superficiales podría ser más sostenible si se utilizara esta tecnología limpia, pero los estudios que consideran la biofiltración de manganeso en aguas superficiales no han podido proporcionar una guía de diseño ampliamente aplicable. Los hallazgos de los estudios de aguas subterráneas son prometedores, pero pueden no ser directamente aplicables al tratamiento de aguas superficiales porque la mayoría de las aguas subterráneas contienen principalmente contaminantes disueltos y bajas concentraciones de carbono orgánico, en comparación con las aguas superficiales. Por lo tanto, para ayudar a lograr el ODS6, se deben estudiar los biofiltros de agua superficial para establecer su capacidad de eliminación de manganeso y sus principios de diseño.

La mayoría de los estudios de aguas superficiales han considerado biofiltros en un contexto convencional de aguas superficiales, con el biofiltro recibiendo agua que ha sido pretratada con oxidantes y ha sido clarificada. El enfoque de estos estudios ha sido reducir el tiempo para el control efectivo del manganeso (es decir, el tiempo de aclimatación), que puede ser del orden de varios meses16,17,18,19,20. En este estudio, en cambio, proponemos utilizar el enfoque convencional de biofiltración de agua subterránea para tratar el agua superficial. Nuestro objetivo fue determinar si la biofiltración de agua cruda podría ser una barrera efectiva para el manganeso disuelto en el agua superficial. Usando un diseño simple de aireación y biofiltración, se estudiaron cuatro condiciones durante aproximadamente 300 días para demostrar el impacto del oxígeno disuelto, el amoníaco y el hierro en la eliminación de manganeso del agua superficial, con concentraciones de manganeso y hierro que en ocasiones superan los 1,5 mg/L. Un estudio anterior consideró la biofiltración directa de agua superficial, pero se centró en el efecto de la adición de nutrientes y peróxido a menor escala y no consideró el efecto del oxígeno disuelto en la eliminación de manganeso19.

Los experimentos de biofiltración se llevaron a cabo en la planta de tratamiento de agua potable del lago Bennery (BLDWTP) en Nueva Escocia, Canadá, que utiliza un tratamiento de agua superficial convencional (Fig. 1a). Bennery Lake fue elegido para este estudio porque la estratificación estacional conduce a concentraciones excepcionales de manganeso y hierro (Fe), más de 1,5 y 2,0 mg/L respectivamente. El lago se estratifica a principios del verano, provocando el eventual agotamiento del oxígeno disuelto en el hipolimnio. Sin un suministro de oxígeno, los sedimentos del lago Bennery se disuelven, lo que lleva a un aumento constante en la concentración de manganeso y hierro hasta que el lago se desestratifica a principios del otoño. Después de la desestratificación, las concentraciones de oxígeno disuelto aumentan, lo que hace que el manganeso y el hierro disueltos se oxiden y precipiten y regresen al sedimento. Bennery Lake se desestratificó el día 107 de este experimento. Las concentraciones de carbono orgánico son de moderadas a altas en este lago, con el carbono orgánico total (TOC) típicamente por debajo de 6,0 mg/L. Sin embargo, en ocasiones se observaron concentraciones de TOC cercanas a 9,0 mg/L. Tanto la alcalinidad como la dureza son bajas en el lago Bennery de aproximadamente 5,0 y 8,0 mg/L como CaCO3, respectivamente21.

Diagrama conceptual del experimento de biofiltración de agua cruda en comparación con la planta convencional de tratamiento de aguas superficiales que alberga el experimento (a) y diagrama de las condiciones experimentales de biofiltración de agua cruda.

Los biofiltros estaban contenidos dentro de columnas de vidrio de 2,5 cm de diámetro y 200 cm de alto (FlexColumn™ Economy Columns, DWK Life Sciences). Se llenaron con aproximadamente 61 cm de antracita fresca (tamaño efectivo = 0,9 mm) sobre 30 cm de arena fresca (tamaño efectivo = 0,45 mm), coincidiendo con el perfil de medios a gran escala de BLDWTP. Se operaron nueve filtros durante la duración del estudio (286 días) con cuatro condiciones (Fig. 1b). Se alimentaron dos filtros de control con agua cruda no modificada. Los filtros experimentales se alimentaron con Mn disuelto adicional (0,1–0,5 mg/L), siendo las condiciones restantes hierro adicional, amoníaco y hierro y amoníaco combinados en concentraciones de 0,1 mg/L. Todos los biofiltros se operaron a un caudal de aproximadamente 28 ml/min (3,3 m/h) durante la mayor parte del estudio y los caudales se calibraron periódicamente. Esto condujo a un tiempo de contacto con el lecho vacío de 16 minutos o menos, debido a una reducción en el volumen del lecho del filtro con el tiempo a medida que se retiraba el medio filtrante para el muestreo. Los caudales se redujeron a aproximadamente 14 ml/min (1,7 m/h) desde los días 192 a 256 porque el acceso a BLDWTP fue limitado debido a las restricciones locales relacionadas con COVID-19 a partir de diciembre de 2021. Durante este tiempo, la dosificación de manganeso y amoníaco se mantuvo constante, pero la dosificación de hierro se detuvo y no se reanudó. El muestreo tampoco pudo completarse durante este tiempo. Por lo general, los biofiltros se lavaron a contracorriente semanalmente con agua de lago sin tratar o con agua tratada sin cloro a gran escala a un caudal de aproximadamente 150 ml/min hasta que el agua de lavado a contracorriente estuvo visiblemente clara. El retrolavado se redujo a dos veces al mes durante el período de caudales reducidos. Durante los retrolavados, se utilizó una varilla de acero inoxidable para romper el medio y liberar las bolsas de aire formadas durante el lavado.

BLWDTP produjo agua durante 6 a 7 h cada día, por lo tanto, el agua cruda se almacenó en depósitos de plástico de 200 L para permitir el flujo continuo a través de biofiltros piloto. A todos los filtros, excepto a los controles, se les había agregado manganeso disuelto a los depósitos de almacenamiento usando una solución madre acidificada (1 o 10 g Mn(II)/L, Mn(II)SO4·H2O, Fisher Scientific). Se añadió bicarbonato de sodio (Fisher Scientific) directamente a los depósitos de almacenamiento para compensar la pérdida de alcalinidad de la solución madre acidificada. Las soluciones madre diluidas de hierro y amoníaco se almacenaron en recipientes más pequeños (15–40 L) y se bombearon a un recipiente de mezcla intermedio (5 L) con el agua cruda modificada para producir el agua afluente del biofiltro. Estas soluciones madre diluidas se prepararon a partir de amonio concentrado (1 g NH4 como N/L, NH4Cl, Fisher Scientific), hierro (1 g Fe(II)/L, FeSO4·7H2O, Fisher Scientific) y soluciones madre de manganeso y agua laca sin tratar. agua. Las soluciones diluidas que contenían hierro se acidificaron por debajo de pH 4 usando HCl 1 N (Fisher Scientific) para evitar la oxidación rápida por oxígeno antes de la biofiltración. El agua afluente del biofiltro para los filtros experimentales se aireó entre los días 63 y 130 usando una bomba de aire de acuario, después de lo cual la concentración de oxígeno disuelto en el agua cruda estuvo cerca de la saturación. El depósito de almacenamiento para el filtro F-Mn se aireaba directamente porque no había un recipiente de mezcla intermedio para los filtros que no alimentaban hierro o amoníaco.

Las mediciones de la calidad del agua se realizaron dos veces por semana, excepto el carbono orgánico total (COT), que se midió dos veces por mes. Las muestras de efluentes se tomaron primero dejando que el agua efluente goteara en la cristalería directamente desde el filtro (es decir, sin tocar la tubería). Las muestras del afluente se recolectaron en material de vidrio directamente del tubo del afluente del filtro. Después de completar el análisis en el sitio, el agua se transportó en botellas limpias y empapadas en HNO3 (Fisher Scientific) al laboratorio de agua limpia de Dalhousie para un análisis adicional.

El pH del agua (8157BNUMD, Orion), la temperatura y la concentración de oxígeno disuelto (083005MD, Orion) se midieron en el sitio inmediatamente después del muestreo. Las mediciones de oxígeno disuelto comenzaron el día 53. La concentración de manganeso, hierro, amoníaco y TOC se midieron en el Laboratorio de agua limpia de Dalhousie. El manganeso y el hierro se midieron mediante espectrometría de masas de plasma de acoplamiento inductivo (ICP-MS, iCAP™ RQ, Thermo Fisher). Las muestras se dividieron y la mitad del volumen se pasó a través de filtros de membrana de nitrato de celulosa de 0,45 µm acondicionados con un cartucho de filtro de jeringa. Todas las muestras de manganeso y hierro se conservaron en tubos de polipropileno nuevos acidificando con trazas de metal HNO3 (Fisher Scientific) a pH < 2 antes del análisis.

El amoníaco se midió mediante espectrofotometría UV-vis (DR5000™ o DR6000™, HACH). El método de salicilato se usó con más frecuencia (0,01–0,50 mg NH3-N/L, método 8155, HACH), pero la escasez de reactivos hizo que se usara el método TNT de rango ultrabajo (0,02 a 2,5 mg NH3-N/L, TNT 830, HACH). Para el análisis de TOC, las muestras se conservaron acidificando con H3PO4 (Fisher Scientific) a pH < 2 y se analizaron con un analizador de TOC (TOC-VCPH, Shimadzu).

Se utilizó el fraccionamiento de flujo de campo de flujo asimétrico (FFF) para evaluar las partículas coloidales (es decir, menores de 0,45 µm) en agua del lago Bennery no tratada, utilizando los métodos descritos por Trueman et al.22. En resumen, las muestras primero se filtraron a través de filtros de membrana de nitrato de celulosa cebados de 0,45 µm, luego se fraccionaron utilizando un sistema FFF de flujo asimétrico (AF2000 Multiflow, PostNova) con una membrana de polietersulfona de 300 Da y una válvula de inyección manual con un bucle de muestra de poliéter éter cetona de 1 ml. . Luego, las partículas fraccionadas se analizaron primero con un detector UV-vis (SPD-20A, Shimadzu), seguido de ICP-MS.

Se tomaron muestras del medio filtrante una vez cada dos semanas. Se usaron palas de acero inoxidable esterilizadas en autoclave para homogeneizar primero las pocas pulgadas superiores del medio filtrante y luego para recolectar una muestra de 1 a 4 g. La muestra de medios se almacenó en tubos de plástico estériles de 50 ml (Falcon®, VWR™) y se transportó en hielo al laboratorio de agua limpia de Dalhousie para su procesamiento inmediato. El trifosfato de adenosina (ATP) se midió inmediatamente usando un kit de prueba comercial (Deposit & Surface Analysis, LuminUltra®) y un luminómetro (PhotonMaster™), siguiendo las instrucciones del fabricante. Luego se prepararon medios adicionales para el análisis de metales mediante secado en horno a 105 °C o secado al aire en un gabinete desecador a temperatura ambiente. Los metales se extrajeron mediante digestión ácida caliente, siguiendo el método EPA 3050B23 y se midieron mediante ICP-MS.

Todo el análisis estadístico se realizó en el entorno de programación R a través del IDE RStudio utilizando el paquete base R versión 4.0.224. Se utilizó un nivel de significación de α = 0,05 tanto para las correlaciones de Spearman como para las pruebas de suma de rangos de Wilcoxon. Se supuso que las medidas de cada parámetro eran independientes entre sí. Los valores de p no se informaron para las correlaciones calculadas en todo el conjunto de datos porque es probable que las observaciones estén correlacionadas con observaciones anteriores, lo que puede dar como resultado valores de p bajos poco realistas25. La visualización de datos y el cálculo de las funciones de distribución acumulativas empíricas también se completaron en R utilizando el conjunto de paquetes Tidyverse versión 1.3.026. Las desviaciones estándar que se muestran en las cifras se calcularon para cada grupo (representado por color) durante un período de tiempo determinado. El período fue de 1 día para todas las figuras excepto S6, donde el período fue de 1 semana. El diagrama conceptual (Fig. 1) fue creado con Biorender.com.

La calidad del agua afluente varió a lo largo del estudio e incluyó tres fases: estratificación del lago (días 0 a 107), desestratificación del lago (días 107 a 256) e interrupción posterior a COVID (días 256 a 285). Antes de la desestratificación, la concentración de oxígeno disuelto en el agua sin tratar (es decir, el agua que alimenta los filtros de control) disminuyó constantemente, hasta un mínimo de 1,4 mg/L (Fig. 2a). Esta caída en el oxígeno resultó en un aumento significativo en la concentración total de hierro y manganeso en el agua cruda, ambos alcanzando un máximo de 2300 µg/L (Fig. 2b). Antes de la desestratificación, la proporción de hierro que pasaba por un filtro de 0,45 µm disminuyó de tal manera que más del 50 % del hierro eran partículas, lo que sugiere que el hierro se oxidó y conglomeró en los depósitos de almacenamiento (Figura complementaria S1). Después de la desestratificación y la correspondiente disminución de la concentración de hierro, la porción de partículas disminuyó a aproximadamente el 25% de la concentración total. Esta tendencia no se observó para las concentraciones de manganeso, que en su mayoría se disolvieron antes de la desestratificación y luego 30-70% de partículas (Figura complementaria S1). La concentración promedio de amoníaco en el agua cruda fue de 0,05 ± 0,02 mg/l, con un máximo de 0,1 mg/l antes de la desestratificación y cayendo por debajo de 0,04 mg/l después. La temperatura promedio del agua afluente fue de 17 ± 2 °C; sin embargo, el agua estuvo más fría durante varias horas después de que se rellenaron los depósitos de almacenamiento cuando la temperatura del lago disminuyó (Fig. S2 complementaria). El pH aumentó constantemente de 5,8 a 6,1 antes de la desestratificación (Fig. 2c), mientras que la concentración de TOC aumentó considerablemente de 5 mg/L a más de 8 mg/L después de la desestratificación, pero disminuyó lentamente hasta cerca de 6 mg/L (Fig. 2d ). Cuando se reanudó el muestreo después de que terminaron las restricciones locales de COVID-19, las condiciones de calidad del agua afluente se habían estabilizado en su mayoría. Las concentraciones de hierro estaban por debajo de 500 µg/L, mientras que el manganeso estaba típicamente por debajo de 70 µg/L. El pH se había reducido entre 5,7 y 5,9, pero la concentración de oxígeno disuelto fue inicialmente más baja y aumentó con el tiempo debido a la cobertura temporal de hielo.

Agua cruda (es decir, agua que alimenta los filtros de control), concentración de oxígeno disuelto (a), concentraciones de hierro y manganeso sin filtrar (b), pH (c) y concentración de TOC (d) a lo largo del tiempo. Las barras de error representan la desviación estándar. Las líneas discontinuas representan la división entre la estratificación y la destratificación del lago. La brecha en los datos representa el período de interrupción de COVID.

El agua de entrada para los filtros experimentales se ajustó para manganeso, hierro, amoníaco y oxígeno disuelto. Mientras el lago estaba estratificado, las concentraciones de hierro y manganeso aumentaron ligeramente en estos filtros. Sin embargo, después de que el lago se destratificó, la dosis de manganeso se incrementó para compensar la disminución repentina de la concentración de manganeso disuelto en el agua cruda, desde una concentración de agua cruda de 36 ± 15 µg/L hasta una concentración en el afluente de 131 ± 51 µg/L. La concentración de amoníaco aumentó constantemente por encima de la concentración de agua cruda en F-NH3 A/B y F-Both A/B hasta una concentración promedio de 0,11 ± 0,05 mg/L. La concentración de oxígeno disuelto en los filtros experimentales también aumentó por encima de la concentración de agua sin tratar a 7,1 ± 1,2 mg/L durante el período de aireación (Fig. 2a). La temperatura de los filtros experimentales fue comparable a la de los filtros de control.

Filter F-Mn fue el primero en acercarse al objetivo de tratamiento de manganeso de 20 µg/L (Fig. 3). Sin embargo, durante este tiempo este filtro se alimentó sin querer con menos manganeso que los otros filtros experimentales y no puede compararse directamente con ellos. Esta reducción en la concentración de manganeso afluente fue causada por la aireación del almacenamiento de agua principal para F-Mn, en comparación con la aireación del punto de mezcla en los otros filtros experimentales. La aireación del almacenamiento de agua disminuyó la concentración de manganeso al permitir que el manganeso disuelto se elimine mediante mecanismos de eliminación biológicos o heterogéneos en el reservorio10. Todos los filtros experimentales restantes comenzaron a acercarse al objetivo de tratamiento con manganeso 1 o 2 semanas antes de la desestratificación, pero solo F-Mn logró el objetivo durante este tiempo. Los filtros de control no pudieron eliminar más del 30% del manganeso afluente mientras el lago estaba estratificado (Figura complementaria S3). Después de la desestratificación del lago Bennery el día 107, las concentraciones de manganeso disuelto en el afluente se redujeron a 107 ± 58 µg/L y todos los filtros tenían típicamente concentraciones de manganeso en el efluente por debajo de 20 µg/L. Las concentraciones de efluentes parecían acercarse a un límite, entre 6 y 10 µg/L. El funcionamiento de los biofiltros a un caudal reducido durante 64 días no afectó el rendimiento de eliminación de manganeso en ninguna condición después de que se reanudó el caudal original. Con base en estos datos, es probable que sea posible una excelente eliminación de manganeso del agua no tratada que contiene concentraciones muy altas de manganeso y hierro mediante la biofiltración de agua cruda, siempre que haya suficiente oxígeno disuelto.

Media de manganeso disuelto en biofiltros de agua cruda, agrupados por condición de entrada. Las barras de error representan la desviación estándar. Las líneas discontinuas verticales representan la división entre la estratificación y la destratificación del lago.

La eliminación de hierro disuelto fue moderada o deficiente para todos los filtros, y rara vez superó el 40% (Figura complementaria S3). A veces, los filtros no eliminaban hierro o incluso lo liberaban, especialmente cuando las concentraciones de hierro afluente alcanzaban sus valores máximos. Después de que Bennery Lake se destratificara, las concentraciones de hierro de los efluentes se estabilizaron a un nivel constante en todos los filtros (Figura complementaria S4). Este resultado fue inesperado porque el hierro a menudo se elimina fácilmente del agua aireada antes de que llegue al biofiltro27,28. Sin embargo, los experimentos anteriores en BLDWTP tuvieron una eliminación de hierro similarmente baja19. Se planteó la hipótesis de que el hierro en Bennery Lake no está realmente disuelto, ya que el hierro suele estar en las aguas subterráneas, y en cambio estaba parcialmente compuesto de partículas de tamaño coloidal que pueden estar unidas a la materia orgánica. El fraccionamiento del tamaño del hierro afluente se investigó mediante FFF y se confirmó que una parte del hierro que pasaba por el filtro de 0,45 µm no se disolvió realmente y se observó en el rango de 100–2000 kDa (Fig. 4). Las mediciones de absorbancia UV a 254 nm también sugieren que esta fracción del hierro puede estar unida a materia orgánica, indicada por los picos superpuestos. Estas partículas de tamaño coloidal no parecen interactuar con el biofiltro, lo que indica que el hierro que se elimina generalmente representa la porción realmente disuelta. Afortunadamente, el hierro que pasa a través de este biofiltro inicial puede eliminarse mediante la aplicación de coagulantes antes o después de eliminar el manganeso y el hierro disueltos.

Fractograma de hierro para una muestra de Bennery Lake no tratada tomada el día 116.

La eliminación de amoníaco fue inicialmente deficiente en F-NH3 A/B y F-Both A/B (0,11 ± 0,05 mg/L de influente), a pesar de que las concentraciones solo aumentaron moderadamente sobre el agua sin tratar (0,05 ± 0,02 mg/L), con algunos filtros incluso parece generar amoníaco en lugar de eliminarlo (Figura complementaria S5). La eliminación aumentó con el tiempo, y la mayoría de los filtros lograron una eliminación de amoníaco del 50 % o más 2 semanas antes de la desestratificación y durante 6 semanas después. Después del día 145, la eliminación de amoníaco fue inconsistente, con F-NH3 B funcionando mejor antes de la interrupción de COVID. Después de la interrupción por COVID, la eliminación de amoníaco fue inconsistente entre los filtros, pero generalmente fue superior al 40 % una semana después de volver al caudal normal.

Se esperaba que se necesitarían altos niveles de remoción de amoníaco antes de poder lograr la remoción de manganeso disuelto, según los estudios de biofiltros de agua subterránea que sugieren que las bacterias nitrificantes pueden ser responsables de la remoción de manganeso al proporcionar sitios de adsorción, alterar las condiciones de oxidación-reducción o permitir el crecimiento de bacterias oxidantes de manganeso15,28. Sin embargo, se lograron concentraciones de manganeso en el efluente por debajo de 20 µg/L a pesar de la eliminación inconsistente de amoníaco en los filtros alimentados con amoníaco adicional. El impacto reducido de la eliminación de amoníaco en la eliminación de manganeso en estos biofiltros puede deberse a que la concentración de amoníaco fue más baja que en otros estudios. Por ejemplo, Ramsay et al.28 encontraron que la remoción de manganeso no ocurrió antes de la remoción de amonio a través de biofiltros de aguas subterráneas con una concentración de amonio entrante de aproximadamente el doble de la concentración en este estudio (es decir, 0.2 mg/L). Sin embargo, McCormick et al.20 sugieren que la nitrificación a través de biofiltros de agua superficial con una concentración de amoníaco entrante comparable (0,1 mg/L) fue importante para el desarrollo de la eliminación de manganeso. Las investigaciones futuras sobre la comunidad microbiana presente en los biofiltros pueden proporcionar una explicación.

La aireación del agua afluente del biofiltro mejoró la eliminación de manganeso disuelto cuando las concentraciones de oxígeno disuelto en el agua cruda estaban por debajo de 5 mg/L. Se esperaba este resultado porque la fuente de manganeso disuelto era el sedimento del lago expuesto a agua anóxica, y la eliminación biológica del manganeso suele ser un proceso aeróbico29. Los filtros experimentales se airearon desde el día 63 hasta el día 130, tiempo durante el cual la concentración de manganeso disuelto en el efluente fue significativamente menor que la de los filtros de control como grupo (p = 0,007, Wilcoxon Rank Sum). La aireación desencadenó el inicio de la eliminación efectiva de manganeso disuelto en los biofiltros experimentales, con todo el grupo acercándose a la eliminación completa incluso cuando las concentraciones de manganeso excedían 1 mg/L, antes de que el lago se destratificara (Fig. 3). Los filtros de control solo pudieron eliminar de manera efectiva el manganeso disuelto después de que el lago se destratificó, y la concentración de oxígeno disuelto aumentó posteriormente de 2,5 ± 0,8 mg/L a 8,1 ± 1,2 mg/L. La relación entre la concentración de oxígeno disuelto y el manganeso disuelto en el efluente está respaldada por una correlación negativa moderada en todo el conjunto de datos (ρ = − 0,58, Spearman).

La concentración de oxígeno disuelto a menudo se descuida en el tratamiento de manganeso en aguas superficiales porque la eliminación de manganeso disuelto generalmente depende de oxidantes fuertes o reacciones catalizadas por cloro libre6. Sin embargo, el impacto significativo de la concentración de oxígeno disuelto en la eliminación de manganeso disuelto observado en este estudio sugiere que merece consideración. Las biopelículas que contienen óxido de manganeso que probablemente son responsables de la eliminación de manganeso a través de los biofiltros de agua cruda pueden acumularse en varios lugares en un tren de tratamiento convencional. En particular, la acumulación de estos sistemas biológicos inorgánicos es probable en las líneas de transmisión, en las superficies de los tanques y en los mantos de lodo6,30. Cuando el oxígeno disuelto está disponible libremente, las biopelículas de manganeso pueden eliminar el manganeso disuelto del agua y acumular óxidos de manganeso, proporcionando una fuente adicional de capacidad de eliminación de manganeso en el sistema de tratamiento. Sin embargo, si la concentración de oxígeno disuelto se agota debido a la estratificación o a una demanda de oxígeno inesperada, como una proliferación de algas, las biopelículas de manganeso pueden perder su capacidad de eliminación y/o pueden liberar Mn(II) disuelto en el agua más allá del punto de control. Los óxidos de manganeso residuales generados por la oxidación química también son susceptibles al agotamiento del oxígeno disuelto porque los óxidos de manganeso no son estables en ambientes anóxicos.

Estudios previos han observado una correlación negativa entre la remoción de manganeso y la carga de hierro (es decir, hierro removido en cada corrida del filtro). Por ejemplo, Bruins et al.15 encontraron que los filtros con cargas de hierro superiores a 2,7 kg Fe/m2 por ciclo de filtrado no podían lograr una eliminación completa del manganeso (> 80 %), y propusieron que los minerales de óxido de hierro cubrían los sitios de adsorción del manganeso disuelto en el filtro o que el hierro disuelto compitió con el manganeso disuelto por los sitios de adsorción. Los biofiltros en este estudio tenían cargas de hierro extremadamente altas, a veces excediendo los 100 kg Fe/m2 por corrida de filtro cuando las concentraciones de hierro afluente eran más altas (Figura complementaria S6). Estas altas cargas de hierro no inhibieron la eliminación de manganeso disuelto, y la mayoría de los filtros lograron una eliminación de manganeso > 80 % después del período de aclimatación inicial. Esto es lo contrario de lo que Bruins et al.15 observaron en más de 100 biofiltros de aguas subterráneas, lo que puede indicar que los mecanismos de eliminación de manganeso en los biofiltros de aguas superficiales difieren de los biofiltros de aguas subterráneas. Sin embargo, el impacto limitado de la carga de hierro también puede deberse a diferencias en la hidráulica y la química del agua en este estudio. Por ejemplo, los biofiltros en este estudio se lavaron a contracorriente semanalmente, independientemente de la pérdida de carga, lo que podría permitir la acumulación de óxidos de hierro capaces de adsorción de manganeso disuelto que se habrían eliminado de un filtro a gran escala15.

Una diferencia clave entre el agua subterránea y el agua superficial es la concentración y el carácter del carbono orgánico, siendo la concentración y complejidad del carbono orgánico típicamente mayor en las aguas superficiales. En este estudio, la concentración de carbono orgánico fue de moderada a alta, con un rango de 4.8 a 8.8 mg TOC/L, generalmente aumentando durante la duración del experimento. La eliminación de TOC a través de los biofiltros fue deficiente, con un valor medio del 4,5 % y una eliminación máxima del 22 %. No hubo correlación entre la eliminación de TOC y el manganeso disuelto en el efluente (ρ = 0,07, Spearman), lo que indica que no se requería una eliminación sustancial de carbono orgánico para eliminar el manganeso del agua superficial. Además, las concentraciones de carbono orgánico afluente aumentaron con el tiempo, al igual que la eliminación de manganeso, lo que resultó en una correlación positiva (ρ = 0,6, Spearman). Esto muestra que la eliminación de manganeso no fue inhibida por las altas concentraciones de carbono orgánico que se encuentran en las aguas superficiales.

El ATP se cuantificó durante el estudio para determinar si había una relación entre la cantidad de biomasa y la remoción de manganeso. Evans et al.16 encontraron que la eliminación de manganeso era generalmente pobre cuando la concentración de ATP estaba por debajo de 200 ng tATP/cm3 de medio seco. Los resultados de este estudio son similares, pero la eliminación de manganeso no fue constante por encima de ese umbral (Fig. 5a). Se calcularon funciones de distribución acumulativas empíricas para evaluar posibles valores de umbral de ATP (Fig. 5b). Cuando el ATP estaba por encima de 300 ng tATP/cm3, la probabilidad de que el manganeso disuelto en el efluente estuviera por debajo del valor de referencia de 20 µg/L era de 0,75. En consecuencia, la eliminación de manganeso del efluente se correlacionó negativamente con la concentración de ATP (ρ = -0,68, Spearman), lo que sugiere que la acumulación general de biomasa mejoró la eliminación de manganeso. Otros estudios han demostrado que las concentraciones de ATP generalmente no están relacionadas con el rendimiento del filtro y, en cambio, son una indicación general de la madurez del filtro31. El análisis en profundidad de la comunidad microbiana dentro de la biomasa mediante la secuenciación del ADN puede proporcionar más información sobre la relación entre la biopelícula y la eliminación de manganeso.

Relación entre el ATP y el manganeso disuelto en el efluente (a) como un gráfico de dispersión con el tiempo y (b) como una función de distribución acumulativa empírica para el manganeso con múltiples valores de ATP como umbrales.

Se sabe que los biofiltros que eliminan el manganeso del agua acumulan manganeso en los medios filtrantes. Esta acumulación puede conducir a un mejor rendimiento de eliminación de manganeso disuelto, ya que los óxidos de manganeso pueden adsorberse y catalizar la oxidación del manganeso disuelto32. En este estudio, los biofiltros comenzaron a acumular manganeso después de acercarse a la eliminación completa de manganeso (Figura complementaria S7). Cualquier manganeso eliminado antes de esto no tuvo un impacto significativo en la cantidad de medios filtrantes de revestimiento de manganeso. El manganeso siguió acumulándose con el tiempo, lo que provocó una correlación negativa significativa entre el manganeso acumulado y la concentración de manganeso disuelto en el efluente (ρ = − 0,7, Spearman). El aluminio, el calcio y el hierro también estaban presentes en el revestimiento del medio filtrante en altas concentraciones, pero sus concentraciones se mantuvieron estables durante el experimento y no se correlacionaron con las concentraciones de manganeso disuelto en el efluente. Esto sugiere que solo se incorporó manganeso a la biopelícula y/o se adhirió al medio filtrante y se eliminaron otros metales mediante retrolavados periódicos.

Las empresas de agua han estado utilizando tecnologías básicas de aireación y biofiltración para eliminar el manganeso disuelto de las aguas subterráneas durante décadas29. Sin embargo, el manganeso en las aguas superficiales generalmente se controla usando oxidantes fuertes para oxidar y precipitar el manganeso disuelto o usando cloro y medios adsorbentes para adsorber y oxidar el manganeso6. Los estudios han demostrado que los biofiltros de agua superficial pueden ser una barrera de tratamiento viable para el manganeso16,18,20, pero estos estudios consideraron la biofiltración de agua superficial convencional (es decir, el pretratamiento con oxidación química, coagulación, clarificación y biofiltración). El estudio actual es distinto de los estudios previos de agua superficial porque trató el agua superficial usando biofiltración de agua subterránea convencional (es decir, aireación y biofiltración), y los resultados tienen implicaciones sobre cómo la industria del agua puede abordar el control del manganeso disuelto en agua superficial.

Todos los biofiltros aireados en este estudio pudieron eliminar consistentemente > 80 % del manganeso disuelto después del período de aclimatación inicial. Esta excelente eliminación dio como resultado una concentración promedio típica de manganeso disuelto en efluentes muy por debajo del objetivo estético canadiense de 20 µg/L (Fig. 3), incluso cuando se suministraron filtros con concentraciones de manganeso superiores a 120 µg/L. El rendimiento de eliminación de manganeso de los biofiltros de agua cruda superó el proceso a gran escala impulsado por permanganato en BLDWTP (Fig. 6), a pesar de que las concentraciones de manganeso afluente no ajustadas cayeron por debajo de 50 µg/L después de la desestratificación. BLDWTP se basa en una mayor eliminación de manganeso mediante la aplicación de cloro después de la filtración para lograr los objetivos del tratamiento. Estos resultados sugieren que un sistema simple de biofiltración de agua cruda podría ser un método viable para controlar el manganeso disuelto de las aguas superficiales similar al presente estudio. Dicho sistema podría implementarse en regiones sin acceso a tecnologías convencionales de tratamiento de manganeso con insumos químicos mínimos.

Efluente de manganeso disuelto para biofiltros de agua cruda y filtro a gran escala BLDWTP después de la desestratificación. Las barras de error representan valores máximos y mínimos. La concentración dada en la leyenda representa la concentración promedio de manganeso afluente durante este período.

Un proceso unitario con el objetivo principal de eliminar el manganeso puede parecer innecesario para las empresas de servicios públicos de aguas superficiales convencionales, pero tiene un precedente. Knocke et al.33 describen contactores de postfiltración, que utilizan cloro libre y medios recubiertos con óxidos de manganeso para eliminar el manganeso disuelto que pasa por los procesos de tratamiento convencionales. Desde entonces, esta tecnología se ha utilizado en plantas de tratamiento a gran escala en Connecticut, Virginia y Maine34,35. A medida que aumenta el costo de los oxidantes, los tratamientos alternativos con manganeso como estos serán cada vez más viables en las plantas de tratamiento de aguas superficiales. Los biofiltros de agua cruda propuestos aquí tienen la ventaja adicional de reducir el impacto ambiental del tratamiento del agua en comparación con los contactores de postfiltración, al no requerir cloro libre para eliminar el manganeso. Sin embargo, los pequeños medios de antracita y arena utilizados en el estudio actual provocarían pérdida de carga por retención de partículas y la correspondiente necesidad de retrolavado frecuente. Este problema podría resolverse utilizando medios de mayor tamaño, pero se requiere un trabajo importante para demostrar la viabilidad de este concepto.

Los resultados de este estudio demuestran que se puede utilizar un enfoque de biofiltración de agua superficial cruda para lograr concentraciones de manganeso disuelto en el efluente por debajo de los valores de referencia de 20 µg/L.

Las altas concentraciones de oxígeno disuelto (> 8 mg/L) fueron fundamentales para lograr bajas concentraciones de manganeso disuelto en el efluente. La aireación también redujo los días de operación antes de que el manganeso fuera efectivamente controlado.

La eliminación deficiente de amoníaco (media del 55 %) y la alta carga de hierro (media de 40 kg de Fe disuelto/m2 por corrida del filtro) no inhibieron la eliminación de manganeso, a diferencia de lo que se ha observado en los estudios de aguas subterráneas.

Los biofiltros de agua cruda lograron concentraciones de manganeso disuelto en efluentes más bajas que el proceso de tratamiento convencional a gran escala, lo que demuestra el potencial para reemplazar los tratamientos convencionales de manganeso con tecnologías biológicas.

El enfoque de biofiltración de agua cruda podría usarse para beber agua en regiones que carecen de acceso a tratamientos convencionales de manganeso. Sin embargo, los requisitos de pérdida de carga y retrolavado pueden impedir la adopción de esta tecnología por parte de las plantas de tratamiento de aguas superficiales convencionales. Sugerimos que los medios de mayor tamaño podrían resolver este problema. Sin embargo, se requiere una investigación sustancial en esta área antes de que se pueda adoptar dicha tecnología.

Los datos que respaldan los hallazgos de este estudio están disponibles del autor correspondiente a pedido razonable.

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Descargar referencias

Este trabajo fue financiado a través del programa NSERC/Halifax Water Industrial Research Chair (IRCPJ: 349838-16) y NSERC Discovery Grants (RGPIN-2018-03780 y RGPIN-2019-04280). Los autores desean agradecer a la empresa de hospedaje Halifax Water por su apoyo en este proyecto y, específicamente, a los operadores de BLDWTP: Kerry-Anne Taylor, Zach Rawlins y Brittini Ruhr.

Centro de Estudios de Recursos Hídricos, Departamento de Ingeniería Civil y de Recursos, Universidad de Dalhousie, Halifax, NS, Canadá

Martin R. Earle, Amina K. Stoddart y Graham A. Gagnon

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MRE realizó experimentos y preparó proyectos de manuscritos. AKS y GAG proporcionaron supervisión y financiación. Todos los autores contribuyeron y revisaron el manuscrito.

Correspondencia a Martin R. Earle.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

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Reimpresiones y permisos

Earle, MR, Stoddart, AK & Gagnon, GA Biofiltración de agua cruda para el control de manganeso en aguas superficiales. Informe científico 13, 9020 (2023). https://doi.org/10.1038/s41598-023-36348-1

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Recibido: 07 febrero 2023

Aceptado: 01 junio 2023

Publicado: 03 junio 2023

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-023-36348-1

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