4. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

4.1. Cuantificación y caracterización de efluentes Los efluentes del procesamiento del desecho de jaiba para la obtención de quitina y

quitosano presentan características fisicoquímicas muy diferentes (Tabla 7). El lavado

somero (LS) es un efluente al cual no se le adiciona ningún tipo de sustancia química; se

lleva a cabo con agua corriente y su finalidad es la de humedecer la materia prima y

eliminar los residuos del descarne del caparazón de jaiba y el polvo. En este trabajo, el

pH del agua residual de dicho lavado resultó ser neutro, sin embargo el contenido de

materia orgánica (19553.4±53.9 mg·L-1) fue considerablemente mayor con respecto a los

efluentes provenientes de las otras etapas de procesamiento, lo cual se puede deber a la

gran cantidad de restos que no son removidos en el proceso de descarne.

El efluente de desmineralización (DM) es altamente ácido, como resultado de la

concentración de ácido mineral utilizado para la extracción de minerales como carbonato

y fosfato de calcio principalmente. Su pH fue cercano a uno y su contenido de materia

orgánica fue alta (10107.0±26.9 mg·L-1). Presentó una alta conductividad eléctrica

(456000 µS/cm) atribuida a la alta concentración de minerales disueltos, al igual que una

alta concentración de sólidos totales. Considerando que esta etapa fue la primera en el

procesamiento químico, es posible que además de remover minerales, se hayan

removido partículas orgánicas remanentes del lavado somero, dando como resultado un

alto contenido orgánico.

La etapa de desproteinización (DP) como su nombre lo indica, consiste en remover

proteínas (carne comestible de la jaiba que queda como descarte del producto) por

hidrólisis alcalina. Este efluente presentó un pH de 12.9±0.1 debido al NaOH usado en

el proceso, con una conductividad relativamente baja (26100 µS/cm) en comparación

con la conductividad del efluente de la etapa de desmineralización, ya que la mayor

parte de minerales ha sido removida. La concentración de materia orgánica fue alta

(12704.76±48.3 mg·L-1), lo cual se puede atribuir a la remoción de proteínas, resultando

en un alto contenido de sólidos totales (5.19±0.1 g·L-1).

Tabl

a 7.

Car

acte

rístic

as fi

sico

quím

icas

de

los e

fluen

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roce

sam

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o de

des

echo

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crus

táce

os (j

aiba

)..

MC

0.8±

0.1

4470

0

6.47

±0.3

6

4.57

±0.4

2

9.16

±0.0

6

6.85

±0.0

7

- -

0.00

4±0.

0001

0.00

016±

0.00

01

0.03

1±0.

0013

0.08

6±0.

004

LS: L

avad

o So

mer

o, D

M: D

esm

iner

aliz

ació

n, D

P: D

esm

iner

aliz

ació

n, D

A: D

esac

etila

ción

, MC

: Mez

cla

Com

pues

ta

DA

11±0

.1

3085

00

2.22

±0.2

0.5±

0.1

1.36

±0.0

2

1.31

±0.0

4

1.62±0

.000

1

- - -

0.00

2±0.

000

10.

028±

0.00

2

DP

12.9±0

.1

2610

0

5.19

±0.1

1.17

±0.1

3

12.7

0±0.

04

9.04

±0.0

2

1.98±0

.000

1

-

0.41

4±0.

0001

0.00

2±0.

0001

0.03

6±0.

001

0.09

7±0.

004

DM

0.68±0

.1

4560

00

5.95

±0.3

3.34

±0.2

4

10.1

0±0.

02

3.14

±0.0

4

- - -

0.00

031±

0.00

01

0.1±

0.00

3

0.11

±0.0

03

LS

7.17±0

.1

9100

3.24

±0.2

6

2.94

±0.0

5

19.5

5±0.

05

10.5

7±0.

03

-

1.46±0

.000

1

0.08±0

.000

01

0.00

05±0

.000

1

0.05

±0.0

01

0.1±

0.00

4

Pará

met

ro (g

/L)

Vol

umen

(L)

pH

Con

duct

ivid

ad

(μS/

cm)

SST

SSV

DQ

OT

DQ

OS

CO

3=

HC

O3-

NO

3-

NO

2-

N-N

H3

N-o

rg

La desacetilación (DA) fue la etapa final del proceso, cuyo efluente correspondiente

presentó un pH de 11±0.1, con un contenido de sólidos totales y materia orgánica de

2.22±0.2 g/L y 1369.08±27.6 mg·L-1, respectivamente. La conductividad en este efluente

se vio aumentada 12 veces con respecto al efluente de la desproteinización, atribuido a la

alta concentración de sodio del álcali.

La mezcla compuesta (MC) tuvo un volumen total de 31 L, este parámetro nos permite

conocer la relación de volumen de agua gastada/Kg de materia prima del proceso,

resultando en 77.5 Lagua gastada/Kgmateria prima. Tiene un pH ácido de 0.8±0.1, con un alto

contenido de SST y SSV de 6.47 g·L-1 y 4.57 g·L-1 respectivamente, dando como

resultado una concentración de DQOt de 9.17 g·L-1 y DQOs de 6.9 g·L-1. Estos valores

son altos en comparación a los efluentes de pescaderías y procesadoras de productos

marinos cuyos contenidos de materia orgánica varían entre 2 y 6 g DQO·L-1 (Vidal y

col., 1997). Tiene una conductividad de 44700 µS/cm, lo cual se considera desfavorable

para el tratamiento biológico ya que un alto contenido de sales en el agua aumenta su

presión osmótica ocasionando con ello la lisis celular (Prescott y col., 1999). El

contenido de nitrógeno orgánico es bajo.

4.2. Estudios en Lote

4.2.1. Efecto del Amonio (NH4+) y el Nitrato (NO3

- ) en la Actividad Metanogénica Específica

La caracterización fisicoquímica de los efluentes del proceso de obtención de quitina y

quitosano mostró la presencia de materia orgánica nitrogenada la cual bajo condiciones

anaerobias se oxida generando la formación de amonio, compuesto que puede inhibir la

actividad biológica de la digestión anaerobia. En la Figura 14, se muestra el efecto del

amonio y el nitrato en la AME de la biomasa del digestor de la industria cervecera, sin

previa aclimatación a dichos compuestos, en concentraciones de 0 a 4 g NH4+·L-1, siendo

las mismas concentraciones para el caso del NO3- .

Las pruebas permitieron conocer el comportamiento de la actividad metanogénica de la

biomasa, observándose que el amonio en concentraciones de 1 g NH4+·L-1 no presenta

alteración alguna en la actividad; sin embargo, empezó a disminuir en concentraciones

cercanas a 2 g NH4+·L-1, para finalmente inhibirse en un 96% con una concentración de 4

g NH4+·L-1. La concentración a la cual se inhibe el 50% de la actividad metanogénica

(IC50) fue de 2.8 g NH4+·L-1, la cual se encuentra dentro del rango reportado por Ye Chen

y col. (2008), los cuales mencionan que la IC50 del amonio va de 1.4 a 14 gNH4+·L-1,

siendo este rango muy variado debido principalmente a la diferencia de sustratos e

inoculo utilizados, condiciones ambientales (temperatura, pH) y periodos de

aclimatación,

El estudio del efecto del nitrato (NO3- ) muestra que este compuesto tiene una alta

toxicidad. Esto se puede observar en la disminución de la actividad metanogénica en

concentraciones cercanas a 1 g NO3- ·L-1 con una inhibición de 81%, cesando toda

actividad biológica metanogénica en una concentración de 4 gNO3- ·L-1, obteniendo así

una IC50 de 0.4 g NO3- ·L-1, lo cual podría indicar que la biomasa utilizada en esta prueba

presenta una mayor tolerancia a la presencia de nitrato en comparación a la reportada

por Banihani y col. (2009), quienes mencionan que concentraciones de 0.04 a 0.54

g NO3- ·L-1 puede inhibir la AME en un 95% o más. Por otro lado, mencionan que el

efecto tóxico que presentan los compuestos nitrogenados, puede ser revertido después de

un cierto período de exposición.

Figura 14. Efecto de la concentración de amonio (NH4+) y nitrato (NO3

- ) en la

actividad metanogénica específica.

00.10.20.30.40.50.60.70.8

0 1 2 3 4

gDQ

O-C

H4·g

SSV-1

·d-1

Concentración (mg·L-1)

N-NH4 N-NO3NH4+ NO3

-

4.2.2. Biodegradabilidad Metanogénica Con el fin de comprobar una posible aplicación de un método biológico para remover

contaminantes de estas aguas residuales, se realizaron estudios de biodegradabilidad

bajo condiciones metanogénicas (Figura 15). Las pruebas se realizaron con mezcla

compuesta diluida en una proporción 1:10 con agua destilada, sin una previa

aclimatación de la biomasa, con una concentración inicial de DQO total y soluble de

948.2 y 775.8 mgDQO·L-1, respectivamente.

La máxima velocidad de consumo de DQO se presenta en las primeras 4 horas de

tratamiento ya que se tiene una alta concentración de materia orgánica soluble

disponible, posteriormente se tiene en una fase lenta de consumo de DQO. La cinética

de biodegradabilidad muestra una eficiencia de remoción de DQO total y soluble del 83

y 85% a las 24 horas de incubación, con la producción de 93 mg·L-1 de NH4+. Al respecto

Ruiz y col., (2009) mencionan que la materia orgánica soluble es rápidamente

convertida a metano y dióxido de carbono.

La actividad metanogénica especifica fue de 0.18 gDQO-CH4·gSSV-1·d-1, con una

producción de biogás de 0.07 L-CH4·LReactor-1·d-1. Estos parámetros son bajos en

comparación con los obtenidos utilizando sustratos de fácil degradación como el

acetato, el cual se utilizó como control en la pruebas de inhibición presentadas con

anterioridad, presentando una AME de 0.8 gDQO-CH4·gSSV-1·d-1. Sin embargo estas

cantidades pueden elevarse con una adecuada aclimatación de la biomasa anaerobia a la

muestra problema.

Figura 15. Prueba de biodegradabilidad metanogénica de la mezcla compuesta.

00.10.20.30.40.50.60.70.80.9

1

0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24

Con

cent

raci

ón (g

·L-1

)

Tiempo (día)

DQOt DQOs N-NH4 HCO3NH4+ HCO3-

4.3. Estudios en continuo Los estudios en continuo se realizaron en dos etapas; usando medio mineral sintético a

diferentes relaciones carbono/nitrógeno, y con efluente real.

4.3.1. Operación con medio mineral sintético.

a) Reactor desnitrificante En la Figura 16, se muestra el comportamiento del consumo de materia orgánica. En este

período de operación, la relación C/N se varió aumentando periódicamente la velocidad

de carga orgánica, dando como resultado siete etapas de tratamiento utilizando glucosa

como fuente de carbono. En la Tabla 8, se muestran las condiciones de operación de

cada etapa.

La etapa 1 presentó un período de operación muy estable obteniendo una eficiencia de

remoción del 85% en el día 27, utilizando la C/N estequiométrica de la desnitrificación,

posteriormente se realizó un aumento brusco en la relación C/N, dando como resultado

una disminución de la eficiencia de remoción de DQO (50.84%).

En la etapa 3, se regresó a las condiciones iniciales recuperando la eficiencia de

remoción de materia orgánica. Una vez que se logró estabilizar la eficiencia, se comenzó

a aumentar gradualmente la relación C/N del influente, hasta una máxima relación de 4.

Sin embargo, esta se vio afectada al no alcanzar remociones superiores al 70% en las

etapas 5 y 6.

En la etapa 7 se bajó la carga del influente a 2350.75±34.41 mgDQO·L-1·d-1, dando con

ello una relación C/N de 3. Durante este período de operación se observó una eficiencia

de remoción del 85%, siendo esta similar a la obtenida con una relación C/N

estequiométrica, producto de la aclimatación de los microorganismos desnitrificantes a

altas concentraciones de carbono, ya que la etapa anterior fue en la que se utilizó una

mayor concentración de compuestos carbonados, además de tener una duración de 132

días.

Figura 16. Comportamiento del consumo de materia orgánica en el reactor desnitrificante (TRH 1d; T=35°C).

0

500

1000

1500

2000

2500

3000

3500

4000

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200 220 240 260 280

mgD

QO

·L-1

·d-1

Tiempo (día)

DQO-Inf DQO-Efl

C/N=3

C/N=2.5

C/N=1.4 C/N=3 C/N=1.4

C/N=3 C/N=4

Tabl

a 8.

Con

dici

ones

de

oper

ació

n de

l re

acto

r des

nitri

fican

te.

Rel

ació

n C

/N

1.4 3 1.4

2.5 3 4 3

Rel

ació

n D

QO

/ NO

3-

1.06

2.03

0.97

1.68

2.12

2.72

2.08

Efic

ienc

ia d

e co

nsum

o (%

)

88.4

5±7.

38

78.9

6±21

.55

93.6

8±4.

54

Car

ga d

e ni

trato

(m

g N

O3- ·L

-1·d

-1)

1173

.18±

61.8

5

1674

.52±

61.3

4

1125

.16±

110.

16

Efic

ienc

ia d

e co

nsum

o (%

)

85.1

6±8.

35

50.8

4±24

.91

85.9

5±10

.21

81.3

8±8.

85

67.2

4±6.

14

51.3

2±11

.63

85.3

0±3.

13

Car

ga d

e D

QO

(m

gDQ

O·L

-1·d

-1)

1244

.25±

131.

54

3404

.07±

149.

26

1098

.77±

49.2

5

1895

.39±

55.2

2

2394

.90±

63.0

9

3064

.493

±110

.67

2350

.75±

34.4

1

Tiem

po d

e op

erac

ión

(día

)

0-27

28-6

1

62-8

2

83-9

5

96-1

16

117-

249

250-

285

Etap

a

1 2 3 4 5 6 7

En la Figura 17, se muestra el comportamiento de los compuestos nitrogenados. Durante

la operación del reactor se modificó la carga de nitrato teniendo así, tres períodos de

operación. En la tabla 8, se muestran las condiciones de operación de cada etapa.

La operación con muestra sintética, muestra que la eficiencia de remoción promedio de

NO3- fue de 87%. La etapa 2 presentó la menor eficiencia de remoción (78.96%),

producto de los cambios en las condiciones de operación del reactor desnitrificante al

aumentarse la relación C/N de 1.4 a 3 del influente. La etapa 3 presentó la mayor

eficiencia de remoción de nitrato (94%) aproximadamente, sin mostrar alteraciones en

los aumentos graduales en la relación C/N.

En la Figura 18 se muestra la producción de biogás. De acuerdo a las cargas de nitratos

del influente, la cuantificación de biogás incluye tanto la producción de nitrógeno

molecular (N2) como la producción de CO2. Estos resultados demuestran que el NO3-

removido del influente fue casi totalmente transformado a biogás según la

estequiometria de la reacción 6 (Sorensen y Jergensen, 1993), la relación C/N necesaria

para reducir el nitrato hasta nitrógeno molecular es de 1.069, excluyendo la producción

de biomasa.

0.208C6H12O6 + NO3 - → 0.5N2 + 1.25CO2 + 0.75H2O + OH- Reacción 6

La producción de biogás se mantuvo constante durante todo el período de operación a

excepción de los días 28-62, en los cuales se muestra un descenso en la producción de

biogás producto del cambio brusco en la relación carbono/nitrógeno del reactor. Durante

el período de remoción de nitrato considerada como estable, se obtuvo una producción

de biogás de 1101.22±434.87 mlbiogás·d-1. La producción de biogás fue 23.82% mayor a

la producción de N2 calculada teóricamente en base a la reacción 6, considerado la

carga y la eficiencia de remoción de nitrato. El cálculo de la producción de N2 se realizó

mediante la ecuación de gases ideales, considerando la presión de la ciudad de

Hermosillo, Sonora.

Figura 17.Comportamiento del consumo de nitrato en el reactor desnitrificante

(TRH 1d; T=35°C).

0

250

500

750

1000

1250

1500

1750

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180 200 220 240 260 280

mgN

O3- ·L

-1·d

-1

Tiempo (día)

N-NO3-Ifl N-NO3-EflNO3- - Efl NO3

- - Inf

C/N=1.4 C/N=4

C/N=2.5 C/N=3 C/N=1.4

C/N=3 C/N=3

Figura 18. Producción de biogás en el reactor desnitrificante (TRH 1d; T=35°C).

0

500

1000

1500

2000

2500

27 42 57 72 87 102 117 132 147 162 177 192 207 222 237 252 267 282

Bio

gás (

mL

·d-1

)

Tiempo (día)Biogás Biogás teóricoBiogás N2 teórico

Una vez que la eficiencia de remoción de materia orgánica y nitrato del reactor

desnitrificante se estabilizó en 85 y 94% respectivamente, con una relación C/N=3 se

realizaron pruebas de actividad desnitrificante para conocer la capacidad de remoción

específica de nitrato de la biomasa. El análisis de la actividad desnitrificante (Figura 19)

muestra una eficiencia de remoción de nitrato del 90 % en las primeras 12 horas,

disminuyendo rápidamente. La actividad desnitrificante de la biomasa del reactor fue de

17.59 gNO3-·gSSV-1·L-1, con una C/N=3.

La operación del reactor se inició con una C/N=1.4 siendo esta la relación

estequiométrica de la desnitrificación, permitiendo eficiencias de remoción de materia

orgánica y nitrato superiores al 85 y 88%, respectivamente. Los resultados obtenidos

muestran la importancia de establecer una relación C/N balanceada. Ruiz y col. (2006)

mencionan que el uso de relaciones C/N cercanas a la estequiométrica permite altas

eficiencias de desnitrificación sin la acumulación de intermediarios, mientras que el uso

de relaciones altas provoca una importante actividad metanogénica permitiendo con ello

tener ambos procesos en un mismo reactor.

Cuando la relación C/N se aumentó manteniendo la concentración de nitratos constante,

se obtuvo una eficiencia de remoción de nitrato superior al 93% usando una relación

DQO/ NO3- igual a 2.08 (C/N=3), la cual no presentó alteraciones significativas durante

las variaciones de carga de materia orgánica, debido posiblemente a la aclimatación de

los microorganismos a la presencia en exceso de DQO. En lo que respecta a la remoción

de materia orgánica, presentó una disminución importante en comparación a la obtenida

usando relaciones C/N estequiométricas, obteniéndose eficiencias de remoción mínimas

de 50.84±24.91 y 51.32±11.63 % en relaciones C/N de 3 y 4 respectivamente. Es

importante denotar que al final del proceso de aclimatación la eficiencia de remoción de

la materia orgánica aumentó, siendo similar a la obtenida usando una C/N

estequiométrica. Esto muestra la importancia de la aclimatación de los

microorganismos, previo a la interacción con el efluente problema.

Figura 19. Actividad específica desnitrificante de la biomasa del reactor

desnitrificante.

00.10.20.30.40.50.60.70.80.9

1

0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24 26 28

Con

cent

raci

on (g

/L)

Tiempo (horas)

Nitrato (N-NO3) DQOsNO3-

Glass y Silverstein (1999), reportan que después de una aclimatación gradual de la

biomasa se obtuvieron eficiencias altas de desnitrificación en aguas residuales con una

alta carga de nitratos (8.2 g NO3- ·L-1) y salinidad. Dhamole y col. (2007), mencionan que

después de una estrategia de aclimatación consistente en aumentos graduales de las

concentraciones de nitrato, permitieron la completa remoción de nitrato en una

concentración máxima de 9 g NO3- /L en 6 horas.

b) Filtro Aerobio Nitrificante En la Figura 20 se muestra el comportamiento de la materia orgánica durante la

colonización y adaptación a condiciones nitrificantes del reactor. El proceso de

colonización tuvo una duración de 25 días, en este período de operación el reactor se

manejó como un sistema de lodos activados utilizando relaciones C/N altas, con la

finalidad de producir suficiente biomasa para la formación de biopelícula en el soporte

de zeolita natural. La eficiencia de remoción de materia orgánica fue de 91.9±4.57%,

observándose que no existe alteración alguna en esta al aumentar la velocidad carga

orgánica. Al respecto Ying y col. (2010), mencionan que el proceso de lodos activados

es ampliamente utilizado en el tratamiento de aguas residuales municipales, generándose

grandes cantidades de biomasa que tiene que ser purgada del reactor periódicamente.

Este proceso permite la eliminación de compuestos orgánicos, nitrogenados y

fosforados, debido a la amplia variedad de microorganismos que participan en el

proceso.

Una vez lograda la formación de biopelícula (Figura 40 y 41 de Anexos B.4), se

comenzó a disminuir gradualmente la carga orgánica con el fin de adaptar el reactor a

condiciones nitrificantes. Durante esta etapa la remoción de materia orgánica fue similar

a la obtenida durante la colonización, además de presentar una producción

estequiométricamente baja de nitrato de 51 mg NO3- ·L-1·d-1, lo cual evidenció la

presencia de bacterias nitrificantes. La baja producción de nitrato en presencia de

materia orgánica se debe a que las bacterias nitrificantes se inhiben al competir por

oxígeno y espacio en el reactor con las bacterias heterotróficas (Michaud y col., 2006).

Figura 20. Comportamiento del consumo de materia orgánica en el filtro aerobio

(TRH 0.5 d; T=35°C).

0

20

40

60

80

100

0

1

2

3

4

5

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90

Eficiencia (%

)(gD

QO

·L-1

·d-1

)

Tiempo (día)COV Eficiencia

A partir del día 95 se eliminó completamente la fuente de materia orgánica. La carga de

amonio y bicarbonato fue modificada para tener condiciones nitrificantes, esto provocó

una disminución de la biomasa heterótrofa permitiendo la proliferación de bacterias

nitrificantes. En la Tabla 9 se muestra el perfil de la carga de bicarbonato (HCO3- ) y

amonio (NH4+) en el influente

En la Figura 21, se muestra el comportamiento de los compuestos nitrogenados. Durante

la etapa de operación nitrificante, los resultados obtenidos muestran que la biomasa tuvo

una buena aclimatación a estas condiciones, encontrándose eficiencias de conversión de

amonio a nitrato cercanas al 100%, usando relaciones C/N estequiométricas o

superiores. De acuerdo a la reacción 7 (Sorensen y Jorgensen, 1993), se observa que la

relación C/N para oxidar el amonio a nitrato es de 1.7 considerando la formación de

biomasa. La carga de nitrito encontrada en el efluente fue de 33.97±4.78 mg·L-1·d-1 y la

concentración de oxígeno disuelto se mantuvo por niveles superiores a los 6.43±0.63

mg·L-1, medidos en la cabeza del reactor.

NH4++1.83O2+1.98HCO3

- → 0.21C5H7NO2+1.041H2O+0.98NO3- +1.88H2CO3 Reacción 7

Tabl

a 9.

Con

dici

ones

de

oper

ació

n de

l filt

ro a

erob

io n

itrifi

cant

e.

Rel

ació

n C

/N

* 1.68

0.92

4.5 3 2.23

Rel

ació

n (H

CO

3- / NH

4+ )

* 6.63

3.63

17.4

2

11.6

8.7

Con

vers

ión

de a

mon

io

(%) 9 100

70

99

Car

ga d

e ni

trato

en

el e

fluen

te

(mg

NO

3- ·L-1

·d-1

)

50.9

9±19

.66

1201

±7.0

7

2396

±127

.41

1606

.14±

321.

01

Car

ga d

e am

onio

(m

g N

H4+ ·L

-1·d

-1)

164.

1±40

328.

2±20

1000

±100

500±

45

Car

ga d

e

bica

rbon

ato

(mgH

CO

3- ·L-1

·d-1

)

1089

.1±1

00

2178

.2±0

.21

3630

±230

8710

±430

5800

±310

4350

±160

Perío

do d

e O

pera

ción

(d

ía)

0-94

95-1

00

101-

117

118-

122

123-

201

202-

319

Etap

a

Col

oniz

ació

n y

adap

taci

ón

1 2 3 4 5

Figura 21. Comportamiento del nitrógeno en el filtro aerobio nitrificante (TRH

0.5d; T=35°C).

0

200

400

600

800

1000

1200

0

500

1000

1500

2000

2500

0 40 80 120 160 200 240 280 320

(mgN

H4 +·L

-1·d-1)(m

gNO

x-·L

-1·d

-1)

Tiempo (día)

NO3-Efl NO2-Efl NH4-InfNO3- - Efl NH4 ‐ Inf NO2

- - Efl

C/N=3 C/N=4.5

C/N=0.9 C/N=1.7

C/N=2.2

4.3.2. Operación con efluente real

a) Reactor Desnitrificante Una vez que el consorcio bacteriano desnitrificante se encontraba en estado estacionario,

se procedió a analizar el efecto de las aguas residuales del proceso de obtención de

biopolímeros a partir de desechos de jaiba en la desnitrificación, manteniendo constante

la relación DQO/NO3- de 1.6. Al respecto Mosquera-Corral y col. (2001), utilizando

efluentes de la industria conservera, determinaron que es factible el proceso de

desnitrificación, para una velocidad de carga orgánica de 1-1.25 gDQO·L-1·d-1 y

relación C/N cercana a la estequiométrica.

En la Figura 22 se muestra el comportamiento de la materia orgánica durante el

tratamiento desnitrificante en el reactor EGSB. Los resultados se presentan a partir del

día 286, que fue cuando se sustituyó el medio mineral sintético por efluente real.

Durante este período de operación se mantuvo una carga de DQO en la entrada de

1951.89±53.78 mgDQOt·L-1·d-1 y 1597.48±164.67 mgDQOs·L-1·d-1, mientras que la

carga de materia orgánica total y soluble en la salida fue de 370.66±120.77 mgDQOt·L-

1·d-1 y 269.14±100.33 mgDQOs·L-1·d-1, siendo estas cargas estables durante todo el

tratamiento, dando como resultado eficiencias de remoción de DQO total de 81% y

DQO soluble del 83%, demostrando que el consorcio desnitrificante fue capaz de utilizar

la materia orgánica de los efluentes como fuente de carbono y energía. Estas eficiencias

son comparables con las obtenidas por Huiliñir y col. (2008), al estudiar la remoción

simultanea de materia orgánica y nitrogenada de vertidos salmoneros salinos en

reactores tubulares de biomasa adherida, usando cargas orgánicas de 1490 y 11460

mgDQO·L-1·d-1 con relaciones C/N de 18, 39, 80 y 141 mgDQO/mgN-NO3- , logrando

eficiencias de remoción de materia orgánica de 88 y 50%, respectivamente. Gharsallah y

col., (2002) estudiaron el tratamiento de aguas residuales de la industria procesadora de

pescado con alta concentración salina en un reactor de biopelícula, obteniendo

eficiencias de remoción de materia orgánica del 90% con cargas orgánicas de 250 a

1000 mgDQO·L-1·d-1.

Figura 22. Comportamiento del consumo de DQO en el reactor desnitrificante

EGSB (TRH 1d; T=35°C).

0

300

600

900

1200

1500

1800

2100

286 291 296 301 306 311 316 321 326 331

(mg·

L-1

·d-1

)

Tiempo (día)

DQOt-Inf DQOs-Inf DQOt-Efl DQOs-Efl

En la Figura 23, se muestra el comportamiento del nitrato. La velocidad de carga

promedio de nitrato en el reactor fue de 1219.13±69.59 mg NO3- ·L-1·d-1, mientras que la

encontrada en la salida fue de 316.4±71.37 mg NO3- ·L-1·d-1, por lo que el proceso

alcanzó una eficiencia de remoción de NO3- de 74.04%. esta eficiencia es menor a la

obtenida por Huiliñir y col. (2008), al estudiar la remoción simultanea de materia

orgánica y nitrogenada de vertidos salmoneros salinos en reactores tubulares de biomasa

adherida, usando cargas orgánicas de 1490 y 11460 mgDQO·L-1·d-1 con relaciones C/N

de 18, 39, 80 y 141 mgDQO/mgN-NO3- , obteniendo una remoción de nitrato de 98%

para ambas cargas orgánicas, debido posiblemente a la utilización de una relación

DQO/NO3- mayor. La carga de nitrito en el efluente fue menor a 1 mgNO2

-·L-1·d-1 (este

dato no se presenta en la figura).

En la Figura 24 se muestra la producción de biogás. El perfil de biogás durante el

tratamiento tiene un comportamiento estable con una producción de 626.92±64.45 mL·d-

1. De acuerdo a la Reacción 6, la producción de biogás es similar a la formación de N2

estequiometria,. La producción de biogás fue menor en un 10.6% a la esperada

teóricamente, este debido posiblemente a errores en la medición de biogás por fugas.

Durante el tratamiento de la muestra problema se observó una formación de amonio

producto de la amonificación de materia orgánica nitrogenada contenida en el efluente

de proceso de aprovechamiento de desechos de jaiba. Ruiz y col., (2006) mencionan que

cuando se tiene la presencia de materia orgánica y nitrato en las aguas residuales, pueden

ocurrir tres procesos principalmente durante su tratamiento: metanogénesis,

desnitrificación y la reducción desasmilatoria de nitrato a amonio, representando este

último un proceso indeseado ya que representa un paso de retroceso en la eliminación de

nitrógeno. La Figura 25, muestra el comportamiento del amonio en la entrada y salida

del reactor desnitrificante EGSB. La carga de amonio promedio en la entrada fue de

7.14±4.98 mg NH4+·L-1·d-1, con una velocidad de producción de amonio de 110.42±15.41

mg NH4+·L-1·d-1.

Figura 23. Perfil del nitrato en el reactor desnitrificante EGSB (TRH 1d; T=35°C).

0

300

600

900

1200

1500

286 291 296 301 306 311 316 321 326 331

(mg·

L-1

·d-1

)

Tiempo (día)

NO3-Inf NO3-EflNO3- - Efl NO3

- - Inf

Figura 24. Producción de biogás en el reactor desnitrificante EGSB (TRH 1d;

T=35°C).

0

150

300

450

600

750

900

286 291 296 301 306 311 316 321 326 331

Bio

gás (

mL

·d-1

)

Tiempo (día)

Biogás Biogás teoricoN2 teórico Biogás

Figura 25. Perfil del amonio en el reactor desnitrificante EGSB (TRH 1d; T=35°C).

0

25

50

75

100

125

150

175

286 291 296 301 306 311 316 321 326 331

Con

cent

raci

ón (m

g·L

-1)

Tiempo (día)NH4 - Inf NH4 - EflNH4

+- Inf NH4+- Efl

b) Filtro Aerobio Nitrificante La operación de los reactores en serie se llevó a cabo a partir del día 320. En este día de

operación el efluente del reactor desnitrificante se usó como influente del filtro aerobio

nitrificante. En la Figura 26, se muestra el comportamiento de la DQO en el tratamiento

aerobio nitrificante. La carga orgánica promedio en la entrada del filtro aerobio

nitrificante fue de 664.02±245.48 mgDQOtotal·L-1·d-1 y 418.15±142.32 mgDQOsoluble·L-

1·d-1, mientras que en la salida la velocidad de carga fue de 366.79±110.67

mgDQOtotal·L-1·d-1 y 303.13±100.87 mgDQOsoluble·L-1·d-1, teniendo eficiencias de

remoción de DQO total de 44.7 % y DQO soluble de 27.5%. Esto pone en evidencia la

capacidad del reactor aerobio de eliminar materia orgánica residual del reactor

desnitrificante, en este aspecto cabe mencionar que para el caso de la DQO total, el

reactor aerobio tuvo la función de filtro al retener materia suspendida y coloidal,

mientras que para el caso de la DQO soluble la cual fue removida en un porcentaje bajo,

abre la posibilidad de la coexistencia de microorganismos heterotróficos y nitrificantes

sin que los primeros en mención afectaran la actividad biológica de los microorganismos

nitrificante al competir por oxigeno.

La Figura 27, muestra el comportamiento del amonio y nitrato en el filtro aerobio

nitrificante. El amonio producido durante el tratamiento desnitrificante pasó al filtro

aerobio nitrificante en el cual fue oxidado a nitrato, mientras que el nitrato no consumido

pasó a formar parte de la carga en la salida del reactor nitrificante. La velocidad de carga

del amonio en la entrada fue de 234.74±23.07 mg NH4+·L-1·d-1, teniendo un eficiencia de

conversión de amonio del 100%, al encontrarse una producción de nitrato similar a la

obtenida teóricamente (Reacción 7) en el efluente del filtro aerobio de 1422.83±48.78

mgNO3- ·L-1·d-1, teniendo una velocidad de producción de nitrato igual a 865.24±42.65

mgNO3- ·L-1·d-1.

0

100

200

300

400

500

600

700

800

900

1000

320 321 322 323 324 325 326 327 328 329 330 331 332 333

(mg·

L-1

·d-1

)

Tiempo (día)

DQOt-Inf DQOs-Inf DQOt-Efl DQOs-Efl

Figura 26. Perfil del carbono en el filtro aerobio nitrificante (TRH 0.5d; T=35°C).

Figura 27. Perfil de amonio y nitrato en el filtro aerobio nitrificante (TRH 0.5d;

T=35°C).

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

320 321 322 323 324 325 326 327 328 329 330 331 332 333

Con

cent

raci

ón (m

g·L

-1)

Tiempo (día)NH4-Inf NH4-Efl NO3-Inf NO3-EflNH4

+- Inf NH4+- Efl NO3

- - Inf NO3- - Efl

4.3.3. Eficiencias globales de remoción del tren de tratamiento de las aguas residuales

En la Tabla 10 se muestran las eficiencias globales de remoción de compuestos

orgánicos y nitrogenados en el tren de tratamiento del efluente real. Los resultados

muestran una eficiencia de remoción global de DQO total del 81.2% y DQO soluble de

81.01%. Para el caso del nitrato la eficiencia de remoción global resulta ser de 74.28%,

mientras que para el amonio del 100%.

Las eficiencias globales de remoción de DQO total y DQO soluble fueron superiores al

80%, mientras que la de compuestos nitrogenados resultaron ser del 74.28% para el

nitrógeno de nitrato y del 100% de nitrógeno de amonio. La remoción de materia

orgánica es relativamente menor a la obtenida por Vidal y col. (2007), tratando efluentes

de las procesadoras de harina de pescado, y Gharsallah y col. (2002), tratando efluentes

de la industria procesadora de pescado, las cuales fueron del 90%, aproximadamente. En

el caso de los compuestos nitrogenados la remoción de nitratos resulto ser de 74.28%, la

cual es muy comparable a la obtenida por Mosquera-Corral y col. (2000) tratando el

efluente de un digestor anaerobio de la industria enlatadora de pescado, que fue de 80%

utilizando una carga de nitrato de 0.1-0.22 g NO3- ·L-1·d-1, la cual es 6 veces menor a la

utilizada en este trabajo, aproximadamente.

Tabla 10. Eficiencias globales de remoción de compuestos carbonados y nitrogenados en

el tren de tratamiento.

Compuesto Eficiencia (%)

DQOtotal 81.2

DQOsoluble 81.02

NO3- 74.28

NH4+ 100