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
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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
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o, D
M: D
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aliz
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n, D
P: D
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iner
aliz
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n, D
A: D
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, MC
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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
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(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
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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
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8±4.
54
Car
ga d
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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
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