Estudio experimental y numérico de la estabilidad en estado estacionario en un biofiltro biodegradante de tolueno

Scientific Reports volumen 12, Número de artículo: 12510 (2022) Citar este artículo

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Se exploraron experimental y numéricamente diferentes estados estacionarios en un biofiltro biodegradable de tolueno. Los resultados experimentales mostraron que un aumento gradual de la concentración de entrada de tolueno durante varias semanas conduce a una concentración de salida constantemente baja, con un aumento drástico en un cambio de concentración de entrada de 7,7 a 8,5 gm−3, lo que indica una alteración en el estado estacionario. Se observó una caída significativa y repentina en la eficiencia de remoción de 88 a 46 %. Un modelo que incluye la dinámica del nitrógeno y la biomasa predijo resultados que coincidían bien con el rendimiento del biofiltro experimental, pero el momento del salto de concentración no se reprodujo exactamente. Un modelo que asume un aumento gradual de la concentración de entrada de tolueno de 0,272 gm−3 por día, reprodujo con precisión la relación experimental entre la concentración de entrada y salida. Aunque hubo variación entre los resultados experimentales y simulados, se encontró una clara confirmación del salto de un estado estacionario a otro.

Las emisiones gaseosas de varios procesos industriales deben tratarse antes de que se liberen al medio ambiente debido a su efecto nocivo en los seres humanos, los animales y el medio ambiente. Las corrientes de gases residuales contienen potencialmente sustancias peligrosas como compuestos orgánicos volátiles (COV) o compuestos olorosos. Las industrias del petróleo y el gas, química y farmacéutica son fuentes antropogénicas de dichos COV. La necesidad de cumplir con una legislación estricta puede representar un desafío, porque cualquier sistema de tratamiento de gases residuales debe ser confiable, sostenible y eficiente. Los métodos físicos y químicos se aplican en la industria, pero a menudo se asocian con desventajas como los costos operativos y la generación de subproductos indeseables en comparación con su contraparte biológica1,2,3,4. El tratamiento del aire contaminado mediante técnicas biológicas es conocido y está bien establecido5,6,7,8,9,10,11. En un biofiltro, los microbios degradan el compuesto de interés y producen agua, dióxido de carbono y calor2,4.

La simulación de un biofiltro permite predecir el comportamiento y la eficiencia de un sistema y es una parte sustancial de la investigación biológica sobre el control de la contaminación del aire en las últimas décadas. Es un método auxiliar para ayudar a los diseñadores y fabricantes de biofiltros, ya que vinculan la cinética de crecimiento biológico con la ingeniería de reacción.

Ottengraf y Van Den Oever12 desarrollaron uno de los primeros modelos en 1983. En su estudio, los resultados experimentales se correspondían bien con un modelo que asume una limitación de transferencia de masa y una cinética de orden cero. Desde entonces, en las últimas décadas se han desarrollado enfoques basados en números, a veces respaldados por datos experimentales de cinética de biofiltros y biopelículas13,14,15,16,17,18,19,20. Estos modelos superan algunas de las limitaciones del modelo de Ottengraf y Van den Oever. Yan et al.21 estudiaron el efecto de la porosidad del lecho del filtro sobre la eficiencia de remoción. Mostraron un impacto bajo (es decir, alta eficiencia) con números de Darcy bajos (< 10–4), mientras que con números de Darcy altos, la porosidad afecta significativamente la eficiencia de remoción. Woudberg et al.22 propusieron un modelo a escala de poros para predecir la caída de presión de un biofiltro. La predicción de Malakar et al.23 volvió al modelo original de Ottengraf y Van Den Oever para describir la capacidad de eliminación teórica y el espesor medio teórico del biofilm en un biofiltro de tolueno. En este estudio, se supuso que la biopelícula era estática. Dorado et al.24 estimaron los parámetros cinéticos de un modelo más sofisticado que implicaba la difusión de biopelículas y la cinética de Monod. En este estudio también se asumió que el espesor de la biopelícula era estático. Con la digitalización continua y el aumento de los datos de biofiltración disponibles, ahora es posible la implementación de enfoques de aprendizaje automático para predecir el rendimiento del biofiltro25.

En Süß y De Visscher26, se demostró que una caída repentina en la eficiencia de eliminación (RE) es potencialmente una implicación de diferentes estados estacionarios que ocurren en la biopelícula si (1) la concentración de contaminantes excede un valor umbral y (2) la degradación del sustrato y el sustrato la inhibición sigue la cinética de Haldane. Sin embargo, la dinámica y la implicación de los estados estacionarios en una biopelícula o biofiltro que trata aeróbicamente los contaminantes gaseosos aún no se comprenden por completo, principalmente porque los modelos de biofiltro existentes no incluyen la naturaleza dinámica del crecimiento y la muerte de la biopelícula durante la biofiltración. En este estudio, planteamos la hipótesis de que los biofiltros pueden pasar de un comportamiento de estado estacionario único a un comportamiento de estado estacionario múltiple, impulsado por el crecimiento del espesor de la biopelícula a medida que el biofiltro se expone a concentraciones de contaminantes cada vez mayores. Al comienzo de la operación del biofiltro, las biopelículas son demasiado delgadas para mostrar múltiples estados estacionarios. A medida que las biopelículas se vuelven más gruesas, el filtro pasa por una fase de alta actividad en condiciones en las que existe un segundo estado estable de baja actividad. En esta etapa, un ligero aumento de la concentración puede hacer que el biofiltro se "bloquee", es decir, que caiga del estado de alta actividad al estado estable de baja actividad.

Para probar esta hipótesis, se realizó un experimento de biofiltración de tolueno con concentraciones de entrada que aumentaron gradualmente hasta niveles altos (> 10 g/m3), y se desarrolló un modelo con un espesor de biopelícula dinámico impulsado por la disponibilidad de nitrógeno para que la biomasa crezca en tolueno.

Se utilizó como lecho filtrante una mezcla esterilizada de compost y astillas de madera (% vol 80/20). En la Tabla 1 se muestra el análisis del lecho filtrante. El análisis fue realizado por AGAT Laboratories. Los productos químicos como el tolueno y los sólidos para el medio de cultivo se obtuvieron de Sigma Aldrich. Se utilizó un medio líquido BH17 adaptado como medio de crecimiento y contenía 1 g L−1 KH2PO4, 1 g L−1 Na2HPO4, 0,5 g L−1 NH4NO3, 0,002 g L−1 FeCl3, 0,002 g L−1 MnSO4·2H2O , 0,2 g L−1 MgSO4·7H2O y 0,02 g L−1 CaCl·2H2O. El medio se esterilizó antes de su uso.

Se usó tolueno como única fuente de carbono. El medio de cultivo se usó para cultivar un degradador de tolueno, Nocardia sp.17. Para introducir microorganismos adicionales en el inoculante, se introdujo una corriente de aire en las botellas de suero. Después de 3 días, se llevaron a cabo placas de células y se siguieron los procedimientos estándar27. Se encontraron otras dos cepas bacterianas. Se probó la capacidad de estas otras dos bacterias para biodegradar el tolueno como única fuente de carbono, primero aislándolas y luego cultivándolas en botellas de suero con tolueno como única fuente de carbono. No se determinó crecimiento microbiano, por lo tanto, estos microbios no pudieron biodegradar el tolueno. Por lo tanto, se supone que Nocardia sp. es el único microbio que degrada el tolueno en la mezcla y que las otras cepas eran bacterias autótrofas. No se llevó a cabo una caracterización adicional de los microbios. Nocardia sp. ya que se cultivaron microbios que degradan el tolueno y dos que no degradan el tolueno a temperatura ambiente (21–22 °C) en botellas de suero selladas con un septo de goma de butilo y engaste de aluminio.

Los experimentos de biofiltración de tolueno se llevaron a cabo en un biofiltro a escala de laboratorio con un relleno como el descrito anteriormente, inoculado con 100 mL de inoculante (OD650 alrededor de 0,2). La columna estaba hecha de policarbonato con una altura total de 63 cm y un diámetro interno de 10 cm. En el fondo, se usaron perlas de vidrio a una altura de 5 cm y una placa de plexiglás perforada de 1 cm para distribuir uniformemente la corriente de gas de entrada. Los puertos de muestreo para medir las muestras de gas se centraron en la parte superior e inferior de la columna y se sellaron con septos de GC (0,95 cm de diámetro). El biofiltro se llenó con medios filtrantes esterilizados, que contenían inoculante disperso a una altura de 25 cm y se colocó en una campana extractora a temperatura ambiente de 21–22 °C. El montaje experimental se basa en17. Se usó una bomba de aire (pond master Ap-40) para generar una corriente de aire, que se dividió y se envió a través de dos botellas de lavado de gas, una llena con agua del grifo (resistividad 0,0029 MΩ, dureza 169 mg/L como CaCO3, pH 7,8) , y uno lleno de tolueno. Posteriormente, los dos flujos de gas se combinaron y mezclaron en una botella de lavado de gases vacía antes de introducirlos en el biofiltro. El flujo fue controlado por dos rotámetros (Cole-Parmer) ubicados después de la división del flujo de gas, y se midió el caudal total (TI-400) antes del puerto de muestra y la entrada.

La eficiencia de eliminación (RE), la tasa de carga de entrada (ILR), la capacidad de eliminación (EC) y el tiempo de residencia en lecho vacío (EBRT) se usan comúnmente para describir el rendimiento de un biofiltro y se definen de la siguiente manera:

donde Ci, C0, Q y V representan la concentración de entrada [gm−3], la concentración de salida [gm−3], el caudal volumétrico [m3 h−1] y el volumen del biofiltro [m−3], respectivamente.

Una corriente de aire contaminada con tolueno fue tratada bajo diferentes condiciones operativas. Se mantuvo una EBRT de 4,5 min y se realizó un aumento gradual de la concentración de entrada. Este EBRT es más alto que lo típico pero no inusual cuando la concentración de entrada es alta28,29,30. Se realizó una prueba de adsorción de tolueno con relleno de filtro esterilizado y no indicó adsorción.

Los parámetros operativos de los experimentos de biofiltro se muestran en la Tabla 2.

Se usó una jeringa hermética al gas SGE de 250 µL para extraer e inyectar 200 µL de muestra de gas desde los puertos de muestreo de gas hacia el analizador. Las muestras de gas se analizaron con un cromatógrafo de gases (GC-2014, Shimadzu) equipado con una columna capilar FID y Rtx®-Wax (30 m × 0,53 mm × 1 µm). Las temperaturas del inyector y del detector se fijaron a 250 °C. La temperatura del horno para el tolueno fue de 80 °C. Se utilizó helio como gas portador.

La multiplicidad de estados estacionarios en un biofiltro aeróbico rara vez se estudia y comprende. Las simulaciones con un modelo de biopelícula de Süß y De Visscher26 mostraron que pueden existir diferentes estados estacionarios dentro de una biopelícula, sin considerar otros mecanismos de retromezcla. También se estableció que un cambio en el estado estacionario puede conducir a una disminución repentina de RE por un pequeño aumento de la concentración del contaminante. Para investigar más a fondo los posibles estados estacionarios en un biofiltro, se desarrolló un modelo de biofiltro completo con dinámica de biopelícula basado en una serie de suposiciones sobre el biofiltro y la biopelícula:

Se supone que el flujo de la fase gaseosa se comporta en un patrón de flujo de pistón. Por lo tanto, se desprecia la dispersión axial.

Debido a la baja concentración de la fase gaseosa, el equilibrio gas-biopelícula en la interfaz se describe mediante la ley de Henry.

Se asume una geometría plana de la biopelícula.

Se supone que la cinética de Haldane describe la biodegradación del sustrato y la inhibición del sustrato.

El oxígeno no se considera un factor limitante.

El ciclo del nitrógeno inorgánico se considera en el modelo y se describe en 17.

La difusión de tolueno en la biopelícula sigue la ley de Fick.

Para minimizar el tiempo de cálculo del modelo, se utilizó la colocación ortogonal31 tanto en la fase gaseosa como en la fase de biopelícula, unidas mediante el uso de la ley de Henry en la superficie de la biopelícula. Para predecir la concentración de salida del biofiltro, el material de empaque se dividió en 25 puntos de colocación a lo largo de la altura del biofiltro. Para cada punto de colocación en la fase gaseosa, se calculó la concentración de la fase gaseosa y se modeló una biopelícula que constaba de 10 puntos de colocación para calcular la tasa de reacción promedio, la tasa de crecimiento neto y el perfil de concentración de la biopelícula. Además, también se consideró un ciclo de nitrógeno en el modelo32. Se utilizó Matlab para resolver la ecuación del modelo. Las integraciones numéricas de ecuaciones diferenciales ordinarias se realizaron con la función ode15s de Matlab.

La ley de Fick se usa para describir la difusión molecular en este modelo:

donde J, DA, CA y x se refieren al flujo de difusión del componente A [gSustrato m−2 h−1], el coeficiente de difusión del componente A [m2 h−1], la concentración del compuesto A [gSustrato m−3 ] y la coordenada de longitud [m] en la dirección del espesor del biofilm. La velocidad de reacción se calculó con la cinética de Haldane, que incluye la inhibición del sustrato, de la siguiente manera:

Vmax es el parámetro de actividad [gsustrato gdw Biomasa degradante del sustrato−1 h−1], Ks es el parámetro de afinidad [gsustrato m−3], KI es el parámetro de inhibición [gsustrato m−3] y ρbio refleja la densidad de biomasa de los microorganismos en la biopelícula [gdw m−3].

Para calcular el perfil de concentración en el biofilm, velocidad de difusión y reacción, se unieron las Ecuaciones (5) y (6), considerando el espesor del biofilm L [m], la coordenada de distancia en el biofilm x [m] y una coordenada de distancia adimensional en la biopelícula x′ (= x/L) utilizando un balance de materia, lo que conduce a la siguiente expresión.

Para resolver la ecuación anterior, se utilizaron las siguientes condiciones de contorno:

donde el límite interior de la biopelícula lejos del gas está representado por x = 0. La ecuación diferencial parcial en Eq. (7), que es de primer orden en el tiempo y de segundo orden en el espacio, se resolvió mediante la colocación ortogonal para aproximar el perfil de concentración en la biopelícula y como lo describen Villadsen y Stewart31. A continuación, se calculó la concentración en la fase gaseosa en cada punto de colocación equiparando la transferencia de tolueno en la fase gaseosa hacia la biopelícula con la biodegradación integrada de tolueno en la biopelícula.

dónde

Aquí υ expresa la velocidad superficial [mh−1] y A el área superficial específica de la biopelícula [m2 kg−1].

Para tener en cuenta el crecimiento del biofilm, se debe considerar la tasa de crecimiento neto del microorganismo. Como se mencionó anteriormente, el ciclo del nitrógeno se considera en este modelo y una parte de él se expresa en la siguiente ecuación:

donde, µmax, µnet, Ninorg kN_Nitrogen y a, expresan la tasa de crecimiento máxima [h−1], la tasa de crecimiento neta [h−1], la concentración de nitrógeno inorgánico del material de empaque [gN kgcompostdw−1], la Michaelis–Menten constante para la utilización de nitrógeno [gN kgcompostdw−1] y la tasa de descomposición [h−1], respectivamente. El crecimiento de la biopelícula en función del tiempo se describe mediante

donde X es la concentración de biomasa [gdwbiomass kgcompost−1].

La tasa de consumo de nitrógeno inorgánico, rN, se calcula de la siguiente manera:

donde fN es la fracción de nitrógeno de los microorganismos, y \(\overline{\mu }\) es la tasa de crecimiento promedio sobre la biopelícula, calculada de manera similar a \(\overline{r }\). A es el área específica de la biopelícula [m2 kgcompost−1]. La dinámica del nitrógeno inorgánico se calcula de la siguiente manera y se muestra en 32:

donde Ninorg, kminN y kuptakeN representan el contenido de nitrógeno inorgánico en el material de empaque [gN kgdw-1], la constante de tasa de mineralización de nitrógeno [h-1] y la constante de tasa de absorción de nitrógeno [h-1], respectivamente.

El espesor de la biopelícula, L, se calcula con la siguiente ecuación:

En la Fig. 1, se muestran las concentraciones de entrada y salida correspondientes del experimento principal para evaluar la ocurrencia de dos estados estacionarios. La desviación estándar de las mediciones de concentración de salida fue de 0,10 gm-3 (es decir, un error estándar de 0,056 gm-3 basado en mediciones por triplicado). Hasta el día 31, la concentración de salida apenas cambió, aunque la concentración de entrada fue aumentando gradualmente. En este momento se midió una disminución de la RE del 99 al 88 % a medida que la concentración de entrada aumentaba en 4,9 gm-3 (aumento de 2,9 a 7,7 gm-3). La concentración de entrada se ajustó y aumentó antes del día 31 para permitir que la biomasa se ajustara a la nueva carga antes de la medición. Esto se indica en las Fig. 1, 3 y 4 con una concentración de entrada teórica calculada representada como un romboide. El siguiente aumento de la concentración de entrada fue de 0,8 gm-3 (hasta un valor de 8,5 gm-3), lo que condujo a un fuerte aumento de la concentración de salida. Esto corresponde a una disminución de RE de 88 a 46%. Una disminución tan significativa en RE para un pequeño aumento en la concentración de entrada podría indicar que se ha cruzado un límite de una región de estado estacionario estable.

Resultados experimentales de biofiltración de tolueno en condiciones diseñadas para producir dos estados estacionarios (EBRT = 4,5 min). El único punto de datos representado como un romboide representa el aumento teórico en la entrada del biofiltro después de aumentar la concentración de entrada; es decir, marca el momento en que la concentración de entrada cambió al nivel medido el día 31.

Como se discutió y se mostró numéricamente en Süß y De Visscher26 con un modelo de biopelícula, un cambio en el estado estacionario puede explicarse por la degradación del sustrato y la inhibición del sustrato siguiendo la cinética de Haldane y el comportamiento de difusión del contaminante en la biopelícula. Lo distintivo de la cinética de Haldane es que se producen velocidades de reacción bajas a concentraciones altas y bajas y velocidades de reacción altas a concentraciones medias. Con respecto a los experimentos realizados, la transición de velocidades de reacción altas a bajas está en el rango de 7,7 a 8,5 gm−3. Además, las limitaciones de difusión también son un factor importante. Cuando hay concentraciones de rango medio en la superficie de la biopelícula, es posible mantener tales concentraciones en toda la biopelícula, lo que lleva a una alta reactividad y una limitación de difusión pronunciada. Por lo tanto, se mantendrá un gradiente de concentración significativo en la biopelícula y, en consecuencia, mantendrá una concentración de rango medio en el interior de la biopelícula. Por otro lado, si hay una concentración lo suficientemente alta en la superficie de la biopelícula, las velocidades de reacción cerca de la superficie son bajas. Por lo tanto, se puede desarrollar una alta concentración en toda la biopelícula y, por lo tanto, dar como resultado una baja reactividad. En este caso, la limitación de difusión no es pronunciada.

La simulación por computadora desarrollada aquí se usó para predecir las concentraciones de salida en función de las concentraciones de entrada obtenidas de la prueba experimental. Para optimizar el modelo se utilizaron los parámetros A y kmin como variables ajustables. Los demás valores de los parámetros fueron tomados de estudios previos33,34. Los parámetros del modelo utilizado se muestran en la Tabla 2 y los resultados de la simulación y los datos experimentales se muestran en la Fig. 2.

Resultados experimentales y modelo de predicción de biofiltratina de tolueno (EBRT = 4,5 min). El único punto de datos representado como un romboide representa el aumento teórico en la entrada del biofiltro después de aumentar la concentración de entrada; la medición real en la entrada se realizó un día más tarde.

La predicción del modelo y los resultados experimentales concuerdan bien hasta el día 23. Después de ese día, la concentración de salida prevista aumentó y disminuyó repentinamente durante un período de 8 días. Como se indicó anteriormente, la concentración de entrada se incrementó el día 24 y la medición de la concentración de salida se realizó el día 31. Esto se indica en la Fig. 2, con la concentración de entrada esperada después del ajuste representada como un romboide. Ese aumento de la concentración de entrada provocó el aumento repentino previsto en la salida. La posterior disminución prevista de la concentración de salida es posible debido a la adaptación del sistema al alto aumento gradual de la concentración de entrada (crecimiento de biopelícula). Durante el siguiente período de tiempo (días 31 a 37), la prueba experimental indica un cambio en los estados estacionarios, mientras que la predicción del modelo indica dicho cambio entre los días 37 y 38, con un cambio de concentración de 8,502 a 9,257 gm−3. Esto corresponde a una disminución del 47% en RE. Entre el día 37 y 40 el descenso máximo conseguido en RE es del 72%. El error cuadrático medio (RMSE) entre la concentración de tolueno de salida modelada y medida es 1,39 gm−3 (r2 = 0,900). Aunque el cambio en el estado estacionario no se predice en el mismo período de tiempo y rango de concentración, se puede ver una indicación del cambio. Un ajuste adicional de los parámetros del modelo posiblemente podría aumentar la precisión del modelo. Alternativamente, puede darse el caso de que el modelo de dinámica de nitrógeno de las Ecs. (15-16) no captura completamente la dinámica del desarrollo de biopelículas, particularmente en condiciones que cambian rápidamente. Si este es el caso, entonces se puede esperar que un modelo con una concentración de entrada que aumente más gradualmente pueda describir la relación entre la concentración de tolueno de entrada y de salida de manera más satisfactoria.

Para probar esta hipótesis, se llevó a cabo una segunda ejecución del modelo, donde la concentración de entrada se incrementó constantemente con incrementos uniformes de 0,272 gm-3 por día. Los resultados se muestran en la Fig. 3, superpuestos con los datos experimentales. Para optimizar el ajuste del modelo, el área superficial (A) se aumentó ligeramente de 0,95 a 1,1 m2 kg−1.

Resultados experimentales y concentración de salida prevista con un aumento constante de la concentración de entrada con un aumento constante de la concentración de entrada.

Como se muestra, el cambio previsto en la concentración de salida y el RE correspondiente apenas cambian hasta que se alcanza una concentración de entrada de 7,909 gm−3 el día 29. Luego, el RE disminuyó de 99,93 a 43,79 % el día 30 con un cambio de concentración de 0,272 g −3. Otro aumento gradual de la concentración de entrada condujo a una disminución adicional de RE al 40,39 %. De ahora en adelante se puede observar una disminución continua y lenta de RE en función del aumento de la concentración de salida. Cuando se compara la disminución repentina modelada de RE (del 99,93% al 43,79%) con los resultados obtenidos experimentalmente, se puede observar un comportamiento similar, con un pequeño cambio de concentración de entrada de 0,8 gm−3 en el experimento que conduce a una disminución de la RE del 88 al 46%. Este comportamiento se indica en la Fig. 3 el día 30 para el modelo y el día 37 para el experimento. En consecuencia, en ambos casos, simulación y resultados experimentales, se produce un cambio en el estado estacionario a una concentración similar. El salto modelado es más agudo que el salto observado. Esto se debe a que el modelo asume un espesor de biopelícula transversalmente uniforme, mientras que la biopelícula real no será uniforme dentro de una sección transversal. La concentración de entrada antes del salto fue de 7,909 gm-3 para la simulación y 7,7 gm-3 para el experimento, y la concentración de entrada después del salto observado fue de 8,181 gm-3 y 8,5 gm-3 para la simulación y el experimento, respectivamente. Cuando se expresa en función del tiempo, el RMSE entre el modelo y los resultados experimentales es de 1,36 gm−3 (r2 = 0,907).

La figura 4 se incluye para ilustrar mejor la similitud entre los datos experimentales y la simulación que se muestra en la figura 3. En la figura 4, la concentración de salida se representa frente a la concentración de entrada. Se obtiene una muy buena concordancia (RMSE = 0,40 gm−3, r2 = 0,992). En esta figura, se observa un aumento significativo en la concentración de salida con un pequeño cambio en la concentración de entrada.

Concentración de salida versus concentración de entrada de ensayo experimental y simulación con aumento constante de la concentración de entrada.

Esto indica un salto de un estado estacionario de alta actividad a un estado estacionario de baja actividad. El comportamiento observado no debe confundirse con un colapso de la biopelícula. Una biopelícula colapsada a un cambio de concentración de entrada tan bajo ocurriría durante un tiempo prolongado (días a semanas), no repentinamente, sin considerar ningún otro factor de cambio o inhibición.

En la simulación anterior, la concentración en la biopelícula es baja cuando se predice una actividad alta y alta cuando se muestra una actividad baja. Esto indica una biopelícula no saturada y saturada, respectivamente. Esto se ilustra en la Fig. 5, donde se muestra el perfil de concentración en el biofilm al comienzo del día 37 (888 h) y una hora más tarde (889 h), en el punto 6 de la cuadrícula del biofiltro (es decir, a una altura del biofiltro de 3,25 cm), simulando las condiciones experimentales. La concentración se representa en función de la distancia desde la superficie sólida del material de relleno hasta la superficie de la biopelícula. Como puede verse, la concentración desciende bruscamente hacia el interior de la biopelícula el día 37, lo que indica una biopelícula no saturada y de alta actividad. Una hora más tarde, el día 37.04, la concentración en la biopelícula se ha asentado en un nuevo estado estable asociado con una biopelícula casi saturada y una actividad más baja.

Concentración predicha en la biopelícula mediante el uso de la concentración de entrada experimental, que muestra un cambio repentino de biopelícula no saturada a saturada en una sola hora.

Para validar aún más la precisión y la aplicabilidad de la simulación por computadora, se verificó con un segundo conjunto de experimentos con biofiltros33. En este experimento, la concentración de entrada se incrementó gradualmente y se mantuvo en cada etapa hasta que se alcanzó un estado estacionario. En la Fig. 6 se muestran las concentraciones previstas de salida y de entrada y salida experimentales, y los parámetros del modelo se enumeran en la Tabla 2. Las concentraciones de salida experimentales tienen una desviación estándar de 0,071 gm−3 (error estándar de triplicados 0,041 gm−3). Para lograr un buen ajuste entre el modelo y los datos, el área de superficie específica se redujo en un factor de 4. Esto corresponde con el aumento del tamaño del empaque de alrededor de 6 mm a alrededor de 25 mm (suponiendo partículas esféricas y una densidad sólida de 1000 kg m −3). Estos son valores razonables y se esperaba el aumento porque la paja utilizada como agente de carga en estos experimentos no sostuvo la estructura del biofiltro tan bien como las astillas de madera utilizadas en el primer experimento.

Concentración de entrada y salida experimental y concentración de salida prevista.

El modelo sigue bien los datos experimentales hasta el día 36. Después de eso, el modelo subestima la concentración de salida. Se plantea la hipótesis de que la sedimentación del biofiltro redujo el área superficial específica del biofilm expuesta a la fase gaseosa. Se observó un ligero asentamiento en este biofiltro, a diferencia del biofiltro de los datos de la Fig. 1. El área de superficie específica reducida redujo el área de biopelícula en el biofiltro. A pesar de la falta de ajuste hacia el final del experimento, el modelo mostró un RMSE de solo 0,153 gm−3 (r2 = 0,937). Cuando se consideran solo los primeros 36 días, el RMSE es de 0,059 gm−3 (r2 = 0,950). Las simulaciones indican que la biopelícula está fuertemente limitada por difusión en este biofiltro, por lo que se espera una proporcionalidad directa entre el área y la actividad de la biopelícula. La suposición de proporcionalidad entre la actividad y el área de superficie específica es consistente con Delhoménie et al.35, quienes encontraron que la CE máxima disminuyó al aumentar el tamaño de las partículas, pero aumenta al aumentar el área de superficie específica. Esto implica que en ese momento el área de la superficie del biofilm tiene un impacto más pronunciado en el RE que la actividad del biofilm.

Estos hallazgos están estrechamente relacionados con la naturaleza moderadamente hidrofóbica del tolueno. Zhu et al. 36 encontraron que un biofiltro de tolueno tiene una eficiencia de degradación intermedia entre el isobutanol (H = 0,0005) y el n-hexano (H = 53), lo que indica una limitación de difusión parcial, de acuerdo con la interpretación de los resultados de nuestro modelo. No obstante, la biofiltración puede ser eficaz con constantes de la ley de Henry de 10 y superiores (Haque et al., 37). Ranjbar y Gheeni 38 encontraron que la constante de Henry y el área de superficie específica eran los parámetros más sensibles en su modelo de biofiltro, de acuerdo con nuestros hallazgos. Kalantar et al.39 encontraron que el tolueno tiene una difusión más limitada en un filtro biopercolador de dos fases que lo que se encontró en nuestro trabajo. Sin embargo, los filtros biopercoladores tienen biopelículas más gruesas que los biofiltros, lo que explica la diferencia.

Las precisiones de las predicciones del modelo presentadas aquí son similares a las precisiones típicas de los modelos de biofiltro, como Ranjbar y Ghaemi38, y San Valeo et al.40,41.

Los resultados experimentales y de simulación de un biofiltro de tolueno con una concentración de entrada en constante aumento muestran un salto de un estado estable de alta a baja actividad, aunque en un momento ligeramente diferente. Los resultados mostraron una buena predicción general de la concentración de salida, excepto al final del experimento, donde la sedimentación del material del lecho del filtro puede haber reducido el área de la biopelícula. Una investigación del perfil de concentración de tolueno modelado en la biopelícula antes y después del salto repentino en RE confirmó que la causa del salto es una transición de un estado de alta actividad limitado por difusión a un estado de baja actividad.

Los conjuntos de datos utilizados y/o analizados durante el estudio actual están disponibles del autor correspondiente a pedido razonable.

Área de superficie específica del biofilm (mbiofilm2 mbiofilter−3)

Tasa de descomposición de la biomasa (h−1)

Concentración de sustrato (gm−3)

Concentración de sustrato de salida en la fase gaseosa (gm−3)

Concentración de sustrato de entrada en la fase gaseosa (gm−3)

Coeficiente de difusión del sustrato en el biofilm (m2 h−1)

Tiempo de residencia en cama vacía (h)

Capacidad de eliminación (gm−3 h−1)

Fracción de masa del contenido de nitrógeno en la biomasa degradante de tolueno (gN gbiomasa−1)

Constante de volatilidad adimensional de la ley de Henry (–)

Tasa de carga de entrada (gm−3 h−1)

Constante de velocidad para la mineralización de nitrógeno (h−1)

Constante de velocidad para la absorción de nitrógeno (h−1)

Constante cinética de inhibición del sustrato en fase líquida (gm−3)

Constante de Michaelis-Menten para la biodegradación del sustrato en fase líquida (gm−3)

Constante de Michaelis-Menten para nitrógeno (gN kgcompostdw−1)

Número de puntos de colocación

Contenido de nitrógeno inorgánico en compost (g kgcompostdw−1)

Contenido de nitrógeno orgánico en compost (g kgcompostdw−1)

Caudal volumétrico de gas residual (m−3 h−1)

Eficiencia de eliminación (%)

Volumen del lecho del biofiltro (m3)

Velocidad máxima de reacción (g mbiofilm−3 h−1)

Concentración de biomasa (gdwbiomasa kgcompostdw−1)

Rendimiento (gg−1)

Grosor del biofilm (m)

Porosidad del lecho empacado

Tasa máxima de crecimiento específico de la biomasa (h−1)

Tasa de crecimiento específico neto de la biomasa (h−1)

Densidad del biofilm (gdwbiomass mbiofilm−3)

Densidad aparente (kgcompost mbiofiltro−3)

Velocidad superficial del gas (mh−1)

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miguel dulce

Departamento de Ingeniería Química y de Materiales, Escuela de Ingeniería e Informática Gina Cody, Universidad de Concordia, 1455 De Maisonneuve Blvd. W, Montreal, QC, Canadá

Alex de Visscher

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MS, PhD conceptualizó esta investigación, instaló todos los ensayos experimentales y el equipo de laboratorio, realizó cada experimento, analizó e interpretó la mayoría de los resultados, escribió la mayoría de los códigos de simulación por computadora desarrollados y escribió y revisó el manuscrito. El profesor Dr. ADV proporcionó la incitación para esta investigación, participó parcialmente en la interpretación y análisis de los resultados y partes revisadas de los códigos y manuscritos de simulación por computadora desarrollados.

Correspondencia a Michael Suss.

Los autores declaran no tener conflictos de intereses.

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Süß, M., De Visscher, A. Estudio experimental y numérico de la estabilidad en estado estacionario en un biofiltro biodegradante de tolueno. Informe científico 12, 12510 (2022). https://doi.org/10.1038/s41598-022-15620-w

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Recibido: 03 enero 2022

Aceptado: 27 junio 2022

Publicado: 22 julio 2022

DOI: https://doi.org/10.1038/s41598-022-15620-w

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