0148

Universidad Tecnológica
de Querétaro
Firmado digitalmente por Universidad Tecnológica de
Querétaro
Nombre de reconocimiento (DN): cn=Universidad
Tecnológica de Querétaro, o=Universidad Tecnológica de
Querétaro, ou, [email protected], c=MX
Fecha: 2013.01.07 09:40:06 -06'00'
UNIVERSIDAD TECNOLÓGICA DE QUERÉTARO
Nombre del proyecto:
REMOCIÓN DE CROMO HEXAVALENTE POR TRATAMIENTO
DE LODOS ACTIVADOS EN PROCESO DISCONTINUO
Empresa:
UNIVERSIDAD TECNOLÓGICA DE QUERÉTARO
Memoria
Que como parte de los requisitos para obtener
el titulo de
INGENIERO AMBIENTAL
Presenta:
Andrés Maximino González Azamar
José de Jesús Antonio Martínez Castañón
Asesor de la UTEQ
M en C. Rosalinda Camacho
Asesor de la Estadía
M en C. Rosalinda Camacho
Santiago de Querétaro, Qro. Octubre de 2012
1
RESUMEN
El presente proyecto tiene como finalidad el análisis y la viabilidad en la
remoción de contaminantes generados en las pruebas de DQO y los
contaminantes derivados de cromo antes y después de la estabilización
realizada con Hidróxido de Sodio que se generan en los laboratorios de la
Universidad
Tecnológica
de
Querétaro.
Se
utilizó
un
consorcio
de
microorganismos seleccionados mediante el proceso de aclimatación a los
compuestos tóxicos presentes en los residuos de la prueba de DQO
estabilizados a un un pH de 6.5 a 7.0 con la finalidad de evaluar la remoción de
cromo VI a cromo III. Así mismo, analizar el comportamiento de la masa
microbiana en presencia de dicho contaminante. El análisis se realizó, con una
concentración de 10 mg/L de cromo VI, manteniéndose variable. Los resultados
Presentan un porcentaje de remoción de entre 40 a 65% manteniendo el índice
volumétrico de lodo biológico en forma constante.
Palabras clave: Cromo VI, microorganismo, remoción
2
ABSTRACT
This project aims and feasibility analysis on pollutant removal of chromium VI
that is generated in the laboratories of the Technological University of Querétaro
derived from laboratory analysis. They use a consortium of microorganisms in a
pH of 6.5 to 7.0 in order to evaluate the removal of chromium VI to chromium III.
Also, analyze the behavior of the microbial mass in the presence of that
pollutant. For the analysis, we start with a concentration of 10 mg / L of
chromium VI itself remaining variable. Removal percentage was obtained
between 40 and 65% maintained the rate of biological sludge volumetric
steadily.
Key word: Chrome VI, microorganism, removal.
3
DEDICATORIAS
A Dios por permitirme alcanzar una meta más en mi vida
Con especial dedicación a mi familia, por el apoyo incondicional en
todo momento
A esa personita que siempre estuvo en los momentos más difíciles
pero también en las alegrías y éxitos.
4
AGRADECIMIENTOS
Primero que nada, Doy gracias a Dios por permitirme alcanzar una
meta más en mi vida profesional.
Gracias a cada uno de mis profesores que con su conocimiento y
enseñanza llevo un legado de aprendizaje.
A mis amigos que siempre estuvieron apoyándome en los
momentos más difíciles de mi carrera.
Mi familia, que sin duda alguna son el pilar de mi felicidad y mis
metas alcanzadas.
Y a todos los que estuvieron conmigo, en los momentos de alegría,
tristeza, felicidad, éxitos y fracasos.
A la M. en C Amb. Rosalinda Camacho Olguín por su apoyo
invaluable durante la realización de este proyecto.
Con cariño
5
INDICE
RESUMEN .......................................................................................................... 2
ABSTRACT ......................................................................................................... 3
DEDICATORIAS ................................................................................................. 4
AGRADECIMIENTOS ......................................................................................... 5
INDICE ................................................................................................................ 6
I. INTRODUCCIÓN ............................................................................................. 8
II. Antecedentes................................................................................................. 9
III. justificación ................................................................................................ 10
IV. Objetivo ...................................................................................................... 10
V. Alcance ........................................................................................................ 11
VI. MARCO TEÓRICO ...................................................................................... 13
6.1 Contaminación del agua......................................................................... 13
6.1.1 Aguas residuales.................................................................................... 14
6.1.2 Caracterización de agua residuales ....................................................... 14
6.1.3 Contaminantes del agua ........................................................................ 16
6.1.4Tratamientos biológicos .......................................................................... 17
6.1.5 Biodegradabilidad .................................................................................. 17
6.2 procesos biológicos de tratamiento del agua ...................................... 18
6.2.1 Fangos activados ................................................................................... 18
6.3 Reactores discontinuos secuenciales .................................................. 19
6.3.1 Periodos de saciedad-hambruna ........................................................... 20
6.3.2 Tiempos cortos de desimentación.......................................................... 20
6.3.3 Estrés hidrodinamico.............................................................................. 20
6.4Cinetica de crecimiento ........................................................................... 21
6.4.1 Crecimiento celular ................................................................................ 21
6
6.4.2 Crecimiento con limitación del sustrato .................................................. 22
6.4.3 Crecimiento celular y utilización del sustrato ......................................... 23
6.5 Metales pesados ..................................................................................... 25
Imagen 6.3. Especies de cromo VI dependiendo del pH ................................ 26
VII. Plan de actividades .................................................................................. 30
VIII. Recursos materiales y humanos ............................................................ 31
IX. Desarrollo del proyecto ............................................................................. 34
X. Resultados obtenidos ................................................................................ 37
XI. Análisis de riesgo ...................................................................................... 46
XII. Conclusiones ............................................................................................ 47
XIII. Recomendaciones ................................................................................... 48
XIV. Referencia bibliográfica .......................................................................... 49
7
I. INTRODUCCIÓN
La contaminación causada por la presencia de metales y metaloides es, en la
actualidad, uno de los problemas ambientales más importantes, ya que la
toxicidad total anual de los metales movilizados excede la toxicidad total de los
residuos radiactivos y orgánicos generados por el hombre. Especies metálicas
como el cromo, el mercurio, el cobre, el níquel y el cadmio, además del arsénico
(estrictamente un metaloide), forman parte de la lista de contaminantes
prioritarios de la Agencia de Protección Ambiental de los EE.UU. (EPA).
Además de la presencia natural de las especies químicas en el medioambiente,
las actividades antropogénicas introducen varios centenares de miles de
millones de toneladas por año de metales pesados en el medio terrestre. Al
mismo tiempo que aumenta la preocupación ambiental, la acumulación de
metales en efluentes representa pérdidas económicas significativas en materias
primas. Los métodos biológicos aplicados a la depuración de efluentes
contaminados han tenido una vasta aplicación para la remoción de materia
orgánica. Asimismo, la remoción de nutrientes de las aguas residuales es un
tema sobre el cual se ha venido tomando conciencia de su importancia en los
últimos años. La descarga de nitrógeno, fosforo y metales pesados en cursos
de agua provoca serios problemas de eutroficación pudiendo llegar a
contaminar fuentes subterráneas o superficiales de agua potable lo que es
altamente perjudicial para la salud humana. Para la disposición correcta de
metales pesados como el cromo hexavalente existen varias técnicas entre las
cuales destaca; tratamiento físico-químico e inicialmente como investigación en
tratamiento biológico, una de ellas está la reducción de su valencia de Cr6 a Cr3
siendo última un estado más estable y menos dañino para el ser humano. La
remoción del cromo VI se realiza mediante depuración con microorganismos en
lodos activados.
8
II. Antecedentes
Dado que la normativa sobre vertidos líquidos y almacenamiento de residuos
peligrosos es cada vez más estricta, la acumulación de dichos residuos
peligrosos ya no es una opción. Es por eso que se pretende el desarrollo de
técnicas de remoción a base del tratamientos biológicos por lodos activados
dependiendo de una gran comunidad y una selección bacteriana de
microorganismos que metabolizan dichos metales hasta dejarlos en un estado
más estable. De esta forma se contribuye a una opción más para la eliminación
de cromo VI.
9
III. justificación
Debido a la problemática que se tiene hoy en día a cerca de la generación de
residuos peligrosos líquidos o sólidos, conlleva a buscar nuevas formas de
tratar estos residuos por su peligrosidad en contacto con los seres vivos. Por
ello se han hecho pruebas tratando dichos residuos mediante tratamiento físico
químico, incineración, degradación biológica entre otros. En este proyecto, se
buscara remover compuestos como el cromo hexavalente, cromo trivalente y
otros metales pesados mediante tratamiento biológico, el cual reduce los
metales en un estado más estable y de menor grado de toxicidad.
IV. Objetivo
Proponer la degradación de residuos peligrosos proveniente del laboratorio de
la UTEQ, mediante el tratamiento biológico.
Objetivos específicos

Arranque y estabilización de reactor biológico.

Utilizar residuos peligrosos para la degradabilidad mediante tratamiento
biológico.

Análisis de parámetros físicos y químicos.

Observación de la tasa de crecimiento de microorganismos en función
del sustrato.
10
V. Alcance
En un periodo de 4 meses se buscará aclimatar, degradar microorganismos de
lodos activados para remover y/o reducir contaminantes inorgánicos procedente
de los laboratorios del edifico de Tecnología Ambiental, en la Universidad
Tecnológica de Querétaro.
11
MARCO TEÓRICO
12
VI. MARCO TEÓRICO
6.1 Contaminación del agua
La contaminación del agua puede ser definida como la introducción de
sustancias o energía en el medio ambiente por el hombre, que puede causar
peligro a la salud humana, daño a los recursos y sistemas ecológicos, daño a
estructura o interferencia con legítimos usos del medio ambiente (Harrison,
1996).
Para saber si el agua está contaminada primero hay que saber cuáles son sus
propiedades físicas y químicas y de esta forma saber si existe materia extraña y
de qué manera afecta. A la materia extraña también se le puede clasificar como
viva o inerte, orgánica o mineral, radiactiva o no radiactiva, toxica o inofensiva,
natural o añadida por el hombre. La mayoría de los compuestos orgánicos que
se encuentran en el agua son desintegrados por bacterias, protozoarios y otros
microorganismos mayores. Estos microorganismos, mediante reacciones donde
utilizan oxigeno, transforman sustancias ricas en energía a sustancias con
menor energía. Los organismos que se encuentran en el agua compiten por
obtener el oxigeno de sustancias que son introducidas en ella. La Demanda
Bioquímica de Oxigeno, DBO, es la velocidad en que la materia orgánica puede
consumir oxigeno por descomposición bacteriana. Esto dependerá de factores
como temperatura del medio ambiente, tipo de microorganismos y de los
elementos nutritivos presentes.
13
6.1.1 Aguas residuales
Las aguas residuales corresponden a las aguas provenientes de las actividades
humanas, tanto domésticas como industriales. Las características de esta agua
dependen del origen de donde estas provienen (de uso doméstico, industriales,
lluvia) así como también de las transformaciones que han podido sufrir antes de
llegar a la planta en estaciones de regulación y esencialmente en el propio
alcantarillado. Las aguas residuales de uso doméstico, básicamente contienen
contaminantes orgánicos y de nutrientes. Por definición las aguas residuales
urbanas corresponden a las aguas utilizadas para la eliminación del
excremento, orina y las que proceden del uso doméstico tales como lavado de
ropa, limpieza de casa, baño, etc. Los que constituyen la fracción más
importante de las aguas residuales urbanas. Estas aguas contienen materias en
suspensión que corresponde a arenas y diversas materias insolubles, materias
inorgánicas, grasas, detergentes y sales diversas (Metcalf y Eddy. 2003. Waste
water Engineering, treatment and reuse, Fourth Edition, Ed. McGraw-Hill. pp.64-66).
6.1.2 Caracterización de agua residuales
En cuanto a las aguas residuales urbanas se refiere, la magnitud y
características físico-químicas van a estar dadas por el tamaño y el nivel
socioeconómico de la población. También será afectado por la presencia
industrial dentro de los límites de cobertura del sistema de alcantarillado y por la
calidad del mismo, ya que va a incidir el nivel de infiltración de aguas lluvias
(Cisternas, 2000).
En la tabla 6.1 se muestran las principales propiedades físicas, químicas y
biológicas de las aguas residuales.
14
Tabla 6.1. Características físicas, químicas y biológicas del agua residual y sus
procedencias (Metcalf y Eddy. 2003. Waste water Engineering, treatment and reuse,
Fourth Edition, Ed. McGraw-Hill pp. 66-67).
15
6.1.3 Contaminantes del agua
El agua residual está compuesta por distintos tipos de contaminantes. Las
normas que regulan los tratamientos secundarios están basados en las tasas
de eliminación de materia orgánica, sólidos en suspensión y patógenos en el
agua residual. Las normas creadas más recientemente son más exigentes aún,
porque consideran la eliminación de nutrientes y contaminantes prioritarios y si
el efluente tratado se pretende reutilizar también se debe considerar la
eliminación de compuestos orgánicos refractarios, metales pesados y sólidos
inorgánicos disueltos (Metcalf and Eddy, 2003. Waste water Engineering, treatment
and reuse, Fourth Edition, Ed. McGraw-Hill).
Algunos contaminantes de importancia en el tratamiento del agua residual son
entre otros:
• Materia orgánica biodegradable: compuesta principalmente por proteínas,
carbohidratos, grasas animales. Provoca el agotamiento de los recursos
naturales de oxígeno y el desarrollo de condiciones sépticas cuando se vierte
agua residual sin tratar.
• Sólidos en suspensión: dan lugar al desarrollo de depósitos de fango y de
condiciones anaerobias cuando se vierte agua residual sin tratar a un curso
receptor.
• Nutrientes: Tanto el nitrógeno como el fósforo, junto a al carbono, son
nutrientes esenciales para el crecimiento. Cuando se vierten a un curso
receptor, estos nutrientes favorecen el crecimiento de una vida acuática no
deseada, eutrofización.
16
6.1.4Tratamientos biológicos
La depuración del agua residual a través de procesos biológicos tiene por
objetivo la coagulación y eliminación de los sólidos coloidales no sedimentables
y la estabilización de la materia orgánica. Si se trata de agua residual doméstica
o urbana el principal objetivo es la reducción de la materia orgánica presente y
la eliminación de nutrientes como el nitrógeno y el fósforo. La eliminación de
compuestos a nivel de traza que puedan resultar tóxicos también constituye un
objetivo de tratamiento importante. La eliminación de la DBO, la coagulación de
los sólidos coloidales no sedimentables y la estabilización de la materia
orgánica se consiguen biológicamente gracias al accionar de microorganismos,
principalmente bacterias. Bajo este punto de vista se introduce un nuevo
concepto, “la biodegradabilidad”.
6.1.5 Biodegradabilidad
Se sabe que gran parte de las sustancias que transporta el agua residual, ya
sea disuelta, suspendida o coloidal, es materia orgánica, la cual en una parte
importante es biodegradable. La biodegradabilidad de estas sustancias es la
propiedad que permite que las aguas residuales puedan ser depuradas por
medio de microorganismos, los que utilizan estas sustancias como alimento y
fuente de energía para su metabolismo y reproducción. La biodegradabilidad es
una característica de los compuestos orgánicos y tiene relación con el nivel de
susceptibilidad de que éstos sean degradados por microorganismos y por lo
tanto condiciona en gran medida la viabilidad de tratar biológicamente un
influente que contenga un determinado compuesto. Un agua residual que
contenga materia orgánica natural, la degradación será relativamente fácil,
17
aunque hay elementos que escapan a la regla como las grasas y aceites.
(Cisterna, 2000)
6.2 procesos biológicos de tratamiento del agua
Los procesos biológicos en el tratamiento de agua se basan en la utilización,
por parte de microorganismos, de la energía contenida en la materia orgánica
contaminante medida con DBO y/o DQO (Jiménez, 2002). En este proceso,
también conocido como biodegradación, una parte de los contaminantes es
oxidada para producción de la energía requerida por los microorganismos,
mientras que la otra parte es utilizada para formar células.
Los procesos biológicos pueden ser de cuatro tipos: aerobios, anaerobio,
anóxicos y facultativos. Los procesos aerobios requieren oxígeno disuelto; en
los anaerobios hay ausencia de este; en los anóxicos se lleva a cabo en
ausencia de oxígeno, estas son más comunes en medios donde se encuentra
amoniaco, Pueden existir consorcios combinados en los procesos facultativos
existen poblaciones microbianas mixtas que son indiferentes a la presencia o
ausencia del oxígeno (Biotecnología ambiental, Francisco Castillo Rodríguez,María
Dolores Roldán Ruiz. Pp.).
6.2.1 Fangos activados
Se trata de un reactor donde se ponen en contacto el agua residual, la biomasa
y el O2 disuelto, con unas condiciones de agitación que permitan mantener la
biomasa en suspensión en forma de flóculos asegurando un buen contacto con
el O2 disuelto. El proceso de fangos activados, es el mejor cuando se desea un
efluente de alta calidad, el terreno es limitado y los volúmenes a tratar son
18
grandes. Las horas de retención hidráulica con bajos (4 – 8 h) lo que lo hace
más sensible a los choques de carga, vertidos puntuales de sustancias toxicas,
etc. Requiriéndose personal experimentado.
6.3. Reactores Discontinuos Secuenciales (SBR)
Los reactores discontinuos son sistemas cíclicos en los cuales el volumen es
variable a lo largo del proceso. La biomasa granular aerobia se forma en un
Reactor Discontinuo Secuencial SBR (Sequencing Batch Reactors), en estos
sistemas se busca encontrar y desarrollar las bacterias optimas para la
degradación de la materia orgánica que tiene ciertas características en un
proceso que consta de las siguientes fases: periodos de hambruna, tiempos
cortos de sedimentación, tiempos muertos y estrés hidrodinámico.
En el llenado se alimenta al reactor con el agua a tratar. En la fase de reacción,
se degrada el sustrato por los microorganismos. Durante la sedimentación se
deja al tanque en reposo, con el fin de que los lodos activados sedimenten. Así,
cuando se lleva a cabo el vaciado, el agua clarificada es extraída del tanque. De
esta manera termina un ciclo SBR, la fase de tiempo muerto es la que existe
entre al vaciado y el llenado.
Existen diferentes parámetros que permiten analizar un biorreactor, dentro de
los cuales se encuentran los Sólidos Suspendidos Totales (SST), los Sólidos
Suspendidos Volátiles (SSV) y Demanda Química de Oxígeno (DQO). Estos
parámetros nos dan una idea con relación a la cantidad de biomasa presente en
el reactor y de la actividad metabólica de los mismos, al relacionar directamente
la concentración de oxígeno en el tanque con la oxidación del sustrato. Para
19
medir la sedimentabilidad de las partículas, se emplean el Índice Volumétrico de
Lodos (IVL).
6.3.1 Periodos de saciedad-hambruna
Se utilizan tiempos cortos de alimentación para crear periodos de saciedad
seguidos de periodos de hambruna (Beun et al. 1999), caracterizados por la
presencia o ausencia de materia orgánica en el medio líquido respectivamente.
Con
esta
estrategia
de
alimentación
se
logra
la
selección
de
los
microorganismos adecuados para la formación de los gránulos. Cuando la
concentración de sustrato en el medio líquido es alta, los organismos que
forman gránulos pueden almacenar materia orgánica en forma de [[poly-βhidroxibutirato]] que pueden consumir en el periodo de hambruna, con lo que
estos organismos estarán en ventaja en esas condiciones sobre los organismos
filamentosos.
6.3.2 Tiempos cortos de sedimentación
esta presión selectiva hidráulica sobre los microorganismos permite retener la
biomasa granular dentro del reactor, mientras la biomasa floculenta es lavada.
(Qin et al. 2004)
6.3.3 Estrés hidrodinámico
Llas pruebas muestran que la aplicación de altas fuerzas de corte favorece la
formación de gránulos aerobios y mejora las características físicas de los
20
mismos. Los gránulos sólo se forman con valores de esfuerzo cortante
superiores a un valor umbral de 1,2 cm/s en términos de velocidad superficial
ascensional del aire en un reactor SBR. Se forman gránulos más regulares,
más redondeados y más compactos cuanto más alta sea la fuerza de corte
hidrodinámica. (Tay et al., 2001).
6.4 Cinética de Crecimiento
Distinguir las partes que componen el tratamiento biológico o secundario, es
necesario establecer las bases de su funcionamiento. El primer punto que se
debe tratar para entender correctamente los principios que componen el
tratamiento es la cinética de crecimiento biológico, es decir, el comportamiento
y función de los microorganismos en el sistema. Para asegurar el crecimiento
de los microorganismos en un proceso biológico de tratamiento de agua
residual se les debe permitir un tiempo de contacto suficiente con el alimento
(materia orgánica), de manera que estos puedan asimilarlo y de paso removerlo
del agua. Este tiempo requerido depende de la tasa de crecimiento propia de
los microorganismos y ésta a su vez está relacionada con la velocidad con la
que los microorganismos metabolizan o utilizan el residuo. Suponiendo que las
condiciones ambientales
son
propicias y se
encuentran debidamente
controladas, se puede asegurar una estabilización eficaz en la materia orgánica
mediante el control de la tasa de crecimiento de los microorganismos.
21
6.4.1 Crecimiento celular
Tanto en los sistemas de alimentación continua como en los de alimentación
discontinua, la tasa de crecimiento de biomasa se puede definir con las
siguientes expresiones:
(4.1)
Donde:
= Tasa de crecimiento bacteriano, masa/volumen*tiempo
= Tasa de crecimiento específico, tiempo -1
= Concentración de microorganismos, masa/volumen
6.4.2 Crecimiento con limitación del sustrato
Si el sustrato está presente en cantidades limitadas, será el primero en agotarse
y se detendrá el crecimiento. Exponencialmente se ha podido determinar que el
efecto de disponer de cantidades limitadas de sustrato, a menudo, se puede
definir adecuadamente mediante la siguiente expresión desarrollada por Monod:
(4.2)
Donde:
= tasa de crecimiento específico, tiempo-1
= máxima tasa de crecimiento específico, tiempo-1
= concentración del sustrato que limita el crecimiento, masa/unidad
de volumen
22
= constante de velocidad mitad, concentración de sustrato a la mitad
de la tasa máxima de crecimiento, masa/unidad de volumen
El efecto de la concentración del sustrato ( ) sobre la tasa de crecimiento
específico ( ) propuesto por Monod se ilustra en la imagen 6.2 Efecto de la
concentración del sustrato en la tasa de crecimiento de la biomasa
Imagen 6.2 .Efecto de la concentración del sustrato en la tasa
de crecimiento de la biomasa
Sustituyendo la ecuación 4.2 en la 4.1 .la expresión de la tasa de crecimiento
que resulta es:
23
(4.3)
6.4.3 Crecimiento celular y utilización del sustrato
En los sistemas de cultivo de alimentación, tanto continuo como discontinuo,
una parte del sustrato se transforma en células nuevas y otra parte se oxida
dando origen a productos finales orgánicos e inorgánicos. Dado que se ha
observado que la cantidad de células nuevas producidas es la misma para un
sustrato dado, se ha desarrollado la siguiente relación entre el grado de
utilización del sustrato y la tasa de crecimiento.
(4.4)
Donde:
= tasa de crecimiento bacteriano, masa/unidad de volumen
Y= masa de células formadas por unidad de masa de sustrato
consumido, masa/masa
= tasa de utilización de sustrato, masa/volumen *tiempo
Si se sustituye el valor de
en la ecuación (4.4) en el cual el grado de
utilización del sustrato se puede definir como:
(4.5)
24
En la ecuación (6.5) el término
/Y se sustituye por el término q, definido éste
como la tasa máxima de utilización del sustrato por unidad de masa de
microorganismos:
6.5 Metales pesados
6.5.1 Cromo XE ""
El cromo (Cr) es un metal de transición localizado en el grupo VI – B de la tabla
periódica, cuyas especies más estables y abundantes son: la trivalente, Cr III
estado de oxidación más estable y la hexavalente Cr VI, agente de oxidación
fuerte (Soto, 2006). El Cr es de amplia importancia, ya que es utilizado en
distintas actividades industriales y aunque puede existir en diferentes estados
de oxidación, en el ambiente solo se encuentran en forma estable los estados
+3 y +6 (Núñez, 2007).
El Cr VI se encuentra comúnmente en forma de oxianiones hidrosolubles,
cromatos (CrO₄) y dicromatos (Cr₂O₄), mientras que el Cr III en forma de óxidos,
hidróxidos o sulfatos que son menos móviles y existe unido a materia orgánica
en el suelo y en ambientes acuáticos. El Cr VI es un fuerte agente oxidante y en
presencia de materia orgánica, es reducido a Cr III; esta transformación es más
rápida en ambientes ácidos. Sin embargo, niveles elevados de Cr VI pueden
sobrepasar la capacidad reductora del ambiente y puede así persistir como un
contaminante. Diversos compuestos de cromo son contaminantes ambientales
presentes en agua, suelos y efluentes de industrias, debido a que dicho metal
es ampliamente utilizado en distintas actividades manufactureras, tales como
cromado electrolítico, fabricación de explosivos, curtido de pieles, aleación de
25
metales, fabricación de colorantes y pigmentos, entre otros (Gutiérrez y
Cervantes, 2008).
Los compuestos de Cr VI son oxidantes fuertes y altamente solubles, con
capacidad de atravesar fácilmente las membranas biológicas, mientras que los
compuestos de Cr III tienden a formar precipitados relativamente inertes a pH
cercanos a la neutralidad (Nuñez, 2007). Las especies de cromo hexavalentes
existen principalmente como ácido crómico (H₂CrO₄) y sus sales ión hidrógeno
cromato HCrO4–, ión cromato CrO²4–, dependiendo del pH. Las especies
predominantes, como función del pH, son ácido crómico (H2CrO₄) a pH
menores que 1, ión hidrógeno cromato (HCrO²₄–) a pH entre 1 y 6 y, ión
cromato CrO42– a pH sobre 6. El ión dicromato (Cr2O72–) es un dímero del ión
hidrógeno cromato HCrO4–, el cual se forma cuando la concentración de cromo
excede aproximadamente a 1 g.L-1 Dependiendo de la concentración de cromo
y el pH de la solución (Imagen 6.3), el Cr VI puede existir principalmente como
ión dicromato (Cr2O7-2), ión hidrógeno cromato (HCrO-4) y ácido crómico
(H2CrO4) de acuerdo a la siguiente ecuación (Hossain et al., 2005).
Imagen 6.3. Especies de cromo VI dependiendo del pH
26
6.5.2 Toxicidad del Cromo. XE ""
Los efectos biológicos del cromo dependen de su estado de oxidación. El Cr VI
es considerado la forma más tóxica del metal, debido a que atraviesa fácilmente
las membranas biológicas y puede ser transportado activamente al interior de
las células por medio del transportador de sulfato; por su analogía química con
el sulfato, el cromato es un inhibidor competitivo del transporte de aquel ión
esencial. El Cr VI es altamente tóxico para todas las formas de vida, siendo
mutagénico y carcinogénico en el hombre y mutagénico en bacterias. Se ha
propuesto que la toxicidad del Cr VI se debe a que, al igual que otros metales,
produce estrés oxidativo. En este proceso dentro de las células se generan
intermediarios reducidos de cromo que, en presencia de H2O2, funcionan como
catalizadores de una reacción tipo Fenton, llevando a la formación de Especies
Reactivas de Oxígeno (ERO). Conduce el consecuente daño oxidativo,
produciendo peroxidación de lípidos, oxidación de proteínas y daños a los
ácidos nucléicos (Gutiérrez y Cervantes, 2008).
Por otra parte, el Cr III es relativamente inocuo debido a su insolubilidad e
incapacidad para atravesar las membranas biológicas; dicha especie constituye
un oligoelemento indispensable para procesos bioquímicos y fisiológicos en
células superiores, en cantidades muy pequeñas. El Cr III específicamente tiene
acciones en el metabolismo de la glucosa, el colesterol y los ácidos grasos,
además de desempeñar un papel importante en diferentes reacciones
enzimáticas (Gutiérrez y Cervantes, 2008). En pequeñas cantidades, el cromo
se considera un nutriente esencial para numerosos organismos, pero en niveles
elevados, es tóxico y mutagénico (Srinath et al., 2002). La toxicidad de los
metales pesados es muy amplia. Su acción directa sobre los seres vivos ocurre
a través del bloqueo de las actividades biológicas, es decir, la inactivación
enzimática por la formación de enlaces entre el metal y los grupos sulfhidrilos (–
27
SH) de las proteínas, causando daños irreversibles en los diferentes
organismos (Vullo, 2003).
6.5.3 Organismos Involucrados en la Remoción de Cromo
Las células microbianas interaccionan con el cromato a diferentes niveles:
pared celular, periplasma y membrana plasmática, hasta el citoplasma y los
organelos celulares (en el caso de los hongos). Es muy común que los
microorganismos nativos de sitios contaminados con cromato muestren
resistencia al ión, debido a que poseen mecanismos activos o pasivos que les
permiten removerlo o destoxificarlo, algunos de los cuales son de interés e
importancia biotecnológica. Entre las bacterias descritas se incluyen las
cianobacterias Nostoc calcicola HH-12 y Chroococcus sp. HH-11, Acinetobacter
sp., Streptococcus equisimilis (CECT 926), Bacillus coagulans (CECT 12) y E.
coli. También, en algunos casos, ha sido utilizada la cepa transgénica de E. coli
que expresa las proteínas captadoras de metales MerP de la bacteria Gram
positiva Bacillus cereus RC-607 o de la bacteria Gram negativa Pseudomonas
sp. K-62 ; respecto de los hongos, se han utilizado Aspergillus sp. e Hirsutella
sp., Rhizopus nigricans, Rhizopus cohnii, Trichoderma viridae, Penicillium
chrysogenum, entre otros. (Gutiérrez y Cervantes, 2008). La remoción de Cr VI
por levaduras también está ganando mucha atención desde que éstos
microorganismos eucarióticos se han experimentado para ser útiles en
procesos biotecnológicos (Villegas et al., 2008).
Algunos estudios han reportado que Cr VI es reducido a Cr III por un gran
número de especies de bacterias como: Pseudomonas fluorescens LB300,
28
Bacillus sp., Enterobacter cloacae HO1, Enterobacter aerogenes , Escherichia
coli, Shewanella spp., y Pseudomonas aeruginosa, en estos estudios, la
glucosa o ácidos orgánicos fueron usados como fuente de carbono y energía.
Existen datos en los que se reporta que los compuestos aromáticos pueden ser
utilizados como fuente de energía para la reducción del Cr VI, existen diferentes
comportamientos para utilizar los metabolitos formados durante la degradación
de compuestos aromáticos como fuentes de carbono para la reducción de Cr VI
(Huaxiao et al., 2009). También han sido reportadas en la disminución de
cromato como Alcaligenes, Corynebacterium, Micrococcus, y Vibrio. Tanto
aerobios como anaerobios son activos. Bajo condiciones adecuadas, se ha
logrado 99% de reducción de Cr VI, pero a concentraciones muy altas del ión, el
porcentaje de reducción disminuye (Otidiano et al., 2007). La incorporación de
cromato a través del transportador de sulfato ha sido demostrada en varios
tipos
de
bacterias
como
Salmonella
typhimurium,
Escherichia
coli,
Pseudomonas fluorescens y Alcaligenes eutrophus; la alteración en la función
de dicho transportador causa el fenotipo de resistencia a cromato (Gutiérrez y
Cervantes, 2008).
Consorcios microbianos también han sido reportados para la biosorción de Cr
como en el trabajo realizado por Muneer et al. (2009), quienes utilizan una
bacteria (Bacillus thuringiensis), una levadura ( Candida etschllsii ) y un
protozoo (Stilonychia mytilus). Al igual que Sannasi et al. (2006) quien utiliza un
consorcio de seis bacterias Gram negativas y tres Gram positivas para la
biosorción de Cr VI. Chirwa et al. (2000) reporta en su investigación la remoción
de Cr VI de manera anaeróbica conjuntamente con la degradación de fenol
realizado por un consorcio de bacterias. Yun-guo et al. (2008) utiliza como
consorcio a Bacillus sp. y Pseudomonas putida Migula en la remoción
simultánea de Cr VI y fenol.
29
VII. Plan de actividades
30
VIII. Recursos materiales y humanos
Dentro de los recursos materiales y humanos para la puesta en marcha de la
biocinética, se necesitaron diferentes equipos y materiales de laboratorio, tales
como:
Equipo y/o material

Hach DR 2000

Espectrofotómetro de luz

Pecera

Manguera

Estufa

Matraz volumétrico

Desecador

Espátula

Balanza analítica

Medidor de pH

Digestor para DQO

Medidor de conductividad

Pipeta volumétrica

Papel filtro

Pipeta serológica

Crisol gosh

Vasos de precipitado

Capsula de porcelana

Perilla

Gradilla
visible
31
Reactivos

Dicromato de potasio

Hidróxido de sodio al 50%

Sulfato de plata

acido nítrico concentrado

1,5 Difenilcarbazida

biftalato de potasio patrón

acetona

acido sulfúrico concentrado
primario
32
DESARROLLO DEL
PROYECTO
33
IX. Desarrollo del proyecto
9.1 estabilización de reactor biológico
El presente proyecto se realizó en un reactor con capacidad de 35 litros, la
operación se hizo lo más apegado posible a un SBR (Sequencing Batch Reactors)
y al método propuesto por Betancur MJ, Moreno JA, Moreno-Andrade I & Buitrón
G en 2006. El tratamiento de agua residual se dividió en cuatro etapas:
alimentación, y reacción, sedimentación, descarga y tiempo muerto. Se inoculo
en una proporción de 10 litros de lodo activado y 20 litros de agua residual
municipal y se procedió a la estabilización del reactor durante 6 días. En esta
etapa se busco mejorar la comunidad microbiana del lodo biológico a fin de
tener una diversidad de microorganismos.
La estabilizacion se obtuvo al tener un porcentaje de lodo entre 50% y 65%
dado por el IVL en el reactor asi como una constante generacion de lodo en
minimos porcentajes, obtenido por la operación del reactor de forma discontinua
(SBR).
Imagen 9.2. Estabilización de reactor biológico.
34
9.2 sustitución de agua cruda
Una vez que se mantuvo el porcentaje de lodo biológico y aclimatación del
mismo, se procedió a realizar diluciones de residuos de DQO con una
estabilización del PH en 7, en agua residual urbana de manera tal que los
microorganismos iniciaran una nueva etapa de selección y aclimatación
bacteriana con la materia inorgánica principalmente residual de cromo.
Dilución de 50 mL de residual de DQO en 5000 mL de agua residual urbana,
teniendo una concentración de 200 mg/L de residual de DQO.
La alimentación de agua residual se llevaron a cabo en los siguientes horarios;
07:00 09:00, 14:00, 18:00 21:00 horas, aumentando la dosis en este último
horario. Los muestreos se realizaron cuatro veces al día; siendo estos a las
9:00, 14:00, 18:00 y 21:00. Se mantuvo la estabilización de pH en un rango de
6.5 a 7.5.
9.3 Análisis de parámetros físicos y químicos
Dentro de las diferentes etapas de inoculación de lodo biológico, estabilización
y alimentación de los diferentes agua residual, se realizaron toma de muestra
para realizar análisis tales como; conductividad, pH, SSTV, SST, DQO con la
finalidad de realizar un registro y análisis del porcentaje de remoción de
contaminantes presentes en el agua residual.
35
9.4 cuantificación del crecimiento de lodo biológico
De acuerdo a la técnica descrita por monod, para realizar el cálculo respecto al
crecimiento de la masa microbiana se describe de la siguiente manera:
Donde:
= tasa de crecimiento específico, tiempo-1
= máxima tasa de crecimiento específico, tiempo-1
= concentración del sustrato que limita el crecimiento, masa/unidad
de volumen
= constante de velocidad mitad, concentración de sustrato a la mitad
de la tasa máxima de crecimiento, masa/unidad de volumen
36
X. Resultados obtenidos
10.1 Análisis e interpretación de resultados
Concluido la el proceso de tratamiento de agua residual en conjunto con los
residuos de DQO provenientes de los laboratorios de Tecnología Ambiental.
Los análisis que se determinaron buscar fueron; DQO, SST, SSTVLM, pH,
CONDUCTIVIDAD. Estos parámetros físicos y químicos ayudaron a verificar el
comportamiento de la tasa de crecimiento de los microorganismos, así como la
degradación de contaminantes suministrados durante la puesta en marcha del
reactor biológico.
Los análisis presentados en las siguientes tablas que se presentan a
continuación:
Tabla 10.1 Resultados del comportamiento de la conductividad (µS) en el reactor
biológico
DIA
CONDUCTIVDAD
DIA
CONDUCTIVDAD
DIA
CONDUCTIVDAD
1
2625
10
3029
19
4567
2
2576
11
2890
20
4287
3
2677
12
3058
21
4050
4
2090
13
4330
22
4564
5
2200
14
4390
23
4050
6
2250
15
4885
24
4475
7
2400
16
4920
25
4163
8
3130
17
4460
26
4225
9
2789
18
4110
.
37
A continuación se presenta la imagen 10.4 de la conductividad, el cual nos
indicará la relación que hay con la salinidad en el licor mezcla.
Imagen 10.4 Comportamiento de la conductividad en el reactor biológico
La conductividad eléctrica da una idea de la salinidad del medio, y por tanto, de
la proporción de nutrientes minerales presente. Se ha observado que una
conductividad alrededor de 2.5-3.5 mS.cm-1 es adecuada para el sistema. La
conductividad, se eleva considerablemente a partir del día 13, debido a la
adición de residuos peligrosos líquidos mezclado en el agua cruda. Esto
implicaría una excesiva salinidad para el sistema biológico.
38
Tabla 10.2 datos obtenidos del reactor biológico.
DIA
1
2
3
4
5
6
7
8
9
pH DIA
pH
DIA
pH
7.4
7.0
6.6
7.0
6.8
6.9
7.1
7.3
7.5
7.3
7.3
7.1
6.5
6.6
6.1
7.1
7.1
7.2
19
20
21
22
23
24
25
26
7.1
7.0
7.0
7.0
7.0
7.0
7.0
7.0
10
11
12
13
14
15
16
17
18
A continuación se muestra la imagen 10.5, indicando el comportamiento de pH
dentro del reactor biológico.
Imagen 10.5 Comportamiento de pH en el reactor.
En la imagen 10.5 se observa como el pH se mantiene en un rango de entre 6.5
y 7.5, este rango de pH es óptimo para el crecimiento bacteriano. Así mismo,
39
los registros de pH en la salida del tratamiento de agua residual mantuvo
parámetros ligeramente por encima del registrado en el reactor biológico.
Tabla 10.3 Registro de la masa biológica en el reactor utilizando la técnica de SBR.
DIA % IVL DIA
1
2
3
4
5
6
7
8
9
51
40
40
35
37
40
41
51
57
10
11
12
13
14
15
16
17
18
%
IVL
70
64
68
55
51
57
65
63
55
DIA
19
20
21
22
23
24
25
26
%
IVL
67
65
65
68
66
64
61
59
Imagen 10.6 Comportamiento de sedimentabilidad de masa biológica en un tiempo de
30 min
40
El índice volumétrico del licor mezcla mostrado en la imagen 10.6, se mantuvo
muy inestable en los primeros 8 días de aclimatación del microorganismo.
Posteriormente se mantuvo en un rango de 55 a 70 % medido en una probeta
de 100 ml (tiempo de sedimentación, 30 min). A partir del día 15 en el cual se
inicio la remoción de cromo hexavalente, empezó a tener un decrecimiento del
lodo activado debido a que entro en una nueva fase de aclimatación del mismo.
Tabla 10.4 análisis de SST en el efluente del reactor biológico.
DIA
1
2
3
4
5
6
7
8
9
SST
(mg/L)
150
48
72
67
56
62
58
51
46
DIA
10
11
12
13
14
15
16
17
18
SST
(mg/L)
34
26
40
344
378
438
404
400
380
DIA
19
20
21
22
23
24
25
26
SST
(mg/L)
385
399
368
370
400
415
410
420
Imagen 10.7 Resultado final de SST en el efluente (*promedio diario)
41
Representación imagen 10.7 de la remoción de SST en la salida del tratamiento
de agua residual. Como observamos el crecimiento de SST en el efluente se
incrementa a partir del día 15 en el cual se inicia la adición de residual de cromo
hexavalente, en forma paulatina, se observa como la masa biológica disminuye
la eficiencia de remoción de materia orgánica e inorgánica.
Tabla 10.5 comportamiento del licor mezcla en el reactor biológico.
DIA
SSVLM (mg/L)
DIA
SSVLM (mg/L)
DIA
SSVLM (mg/L)
1
2
3
4
5
6
7
8
9
3140
3300
3740
3900
4208
3983
5089
5288
5662
10
11
12
13
14
15
16
17
18
5480
4638
4992
5444
5304
5072
5512
5240
5300
19
20
21
22
23
24
25
26
5200
5380
5170
5100
5325
5284
5149
5200
Tabla 10.6 registro de DQO en el efluente del tratamiento del agua residual.
DIA
DQO (mg/L)
DIA
DQO (mg/L)
DIA
DQO (mg/L)
1
2
3
4
5
6
7
8
9
183
90
137
142
112
91
76
84
62
10
11
12
13
14
15
16
17
18
78
159
178
180
245
390
305
180
305
19
20
21
22
23
24
25
26
340
368
390
330
500
470
520
360
42
Imagen 10.8 Análisis del comportamiento de SSVLM vs DQO durante el tratamiento de
influente.
EL comportamiento que debió mantener un crecimiento en los SSVLM contra
un decrecimiento de DQO. Sin embargo, el comportamiento sucedió de forma
similar, con esto se demuestra que la remoción de materia inorgánica fue baja a
la esperada. Durante los primeros 15 días que comprende el periodo de
estabilización del reactor, la remoción de parámetros como SST y DQO se
mantiene estable. Entra un promedio DQO 2600 mg/L.día manteniendo a su
salida 120 mg/L.día. El incremento de dichos parámetros es debido a la
incorporación de nuevo sustrato diluido en agua residual. Debido a que entro en
una nueva etapa de aclimatación la masa biológica, el porcentaje de
degradación se ve afectada al introducir el nuevo sustrato. Sin embargo,
entrando en el decimo día de alimentación de sustrato, los microorganismo
entran en una nueva fase al reflejarse el porcentaje de degradación de DQO
principalmente.
43
Imagen 10.9 degradación de Cromo Hexavalente mediante proceso de tratamiento
biológico.
A partir del día 15 en el que se inicio la degradación de cromo hexavalente
mediante lodos activados, la degradación del mismo inicio de manera paulatina
teniendo concentraciones iniciales de 4.99 mg/L de Cromo Hexavalente. Aun
cuando al agregar residual de cromo hexavalente diluido en agua residual
municipal, este incrementaba; el DQO, SST, CONDUCTIVIDAD, pero a su vez
realizo remociones considerables de Cr VI.
44
10.2 comportamiento de crecimiento de masa microbiana
De acuerdo a formula de Monod indica el comportamiento de la tasa de
crecimiento, el cual se expresa con la siguiente fórmula:
Donde:
= tasa de crecimiento específico, tiempo-1
= máxima tasa de crecimiento específico, tiempo-1
= concentración del sustrato que limita el crecimiento, masa/unidad
de volumen
= constante de velocidad mitad, concentración de sustrato a la mitad
de la tasa máxima de crecimiento, masa/unidad de volumen
Así mismo la matemática de crecimiento microbiano expresa lo siguiente:
n= número de generaciones n= (logNt – log No) / 0.301
k= velocidad de crecimiento (hr-1) k= n / t (logNt – log No) / (0.301 x t)
Imagen 10.10 Índice de crecimiento bacteriano comparado con remoción de Cr
VI.
45
El comportamiento del crecimiento bacteriano se mantiene estable aun cuando
se agrega nuevo sustrato. Esto es debido a que se mantiene un tiempo de
muerto, es decir, momento en el que entra en una fase anóxico al suspender el
aire en un tiempo de 2 a 5 minutos. De esta forma solo se realiza purga de agua
tratada.
XI. Análisis de riesgo
No tener una adecuada degradación de los metales pesados en tratamientos de
tipo biológico, repercute en la medida en que el efluente sea vertido a
alcantarillado municipal o utilizado en áreas verdes. De acuerdo a la norma
vigente en materia de aguas, se estipula máximos permisibles para los casos
de:
NOMBRE
TIPO DE
MAXIMO PERMISIBLE (mg/L)
NORMATIVIDAD
DESCARGA
P.M.
VIGENTE
DQO
C
SST
C
75
NOM-002-SEMARNAT-1997
pH
C
5 a 10
NOM-002-SEMARNAT-1997
Conductividad
C
NA
NOM-002-SEMARNAT-1997
Cromo total
C
0.5
NOM-002-SEMARNAT-1997
NOM-002-SEMARNAT-1997
Debido a que no se pretende realizar tratamiento a gran escala, al tratar estos
tipos de residuos en una PTAR de tamaño real, el cambio sería despreciable,
aun así, no es recomendable, pues para ello, tendría que realizarse una
selección muy estricta de microorganismos para llevar a cabo una remoción que
supere al menos el 97% de efectividad.
46
XII. Conclusiones
Cabe mencionar que la realización del presente proyecto tuvo como finalidad
demostrar la degradación de residuos de cromo VI, se busco analizar la
factibilidad al degradar residuos peligrosos mediante el proceso de tratamiento
biológico en proceso discontinuo.
La estabilización del reactor en los primeros 8 días contribuye a la selección
de microorganismos aun cuando no se cuenta con el equipo necesario para
dicho análisis. Esto se llevo de manera empírica de acuerdo presencia de
microorganismos degradadores en función del pH. La dosificación del residuo
proveniente de los laboratorios, debió iniciar con una dosis no mayor a 10 mg/L
de dicho residuo, para lo cual se inicio con una dosis de 200mg/L. esto pudo
repercutir en el incremento tanto de DQO como en SST que se elevo
considerablemente al no tener una adaptación previa a menor dosis.
Investigaciones sugieren una adaptación de residual de cromo VI en conjunto
con un cosustrato presente de manera natural en el suelo y la adición de un
compuesto comercial llamado que libera hidrogeno (HRC por sus siglas en
ingles), la combinación de estos compuestos favorecen principalmente en las
reacciones redox beneficiándose los microorganismos incrementa hasta en un
100% la remoción del cromo VI.
Sin embargo, se observo una estabilización del lodo biológico, pues este no se
vio afectado en su concentración. Por otro lado, la reducción de DQO a la salida
del efluente se vio incrementado se realizaron las primeras dosificaciones
diluidas de residuos peligrosos. Al termino del tiempo programado en la
biocinética, se pudo observar en los últimos 2 días que los parámetros de salida
empezaron a estabilizarse, esto debido a que se encontraban en la fase
terminal de adaptación del sustrato (residuos peligrosos). Por el contrario, de
esta forma se demuestra que realizar remociones de metales pesados como el
47
cromo hexavalente mediante microorganismos, es una opción eficaz que
brindaría tanto reducción económica como de almacenamiento, entre otras.
XIII. Recomendaciones
La falta de material o equipo para el debido análisis del proceso de reducción
de contaminantes, en gran medida perjudica a no tener datos precisos, por otro
lado el tiempo que se establece para la puesta en marcha del reactor biológico
y el tratamiento de dichos contaminantes, contribuye notablemente un mejor
análisis.
La remoción de contaminantes pesados mediante tratamiento biológico es una
opción factible, sin embargo realizar una adecuada selección de dichos
microorganismos mejorara en gran medida el proceso de remoción de dichos
contaminante.
Utilizar otras fuentes de agua residual en el cual se pueda realizar mezclas y
que favorezca la degradación de cromo.
Programar tiempos de investigación mayores de 4 meses, para un mejor
resultado, así como la obtención de datos más precisos.
Investigación teórica a cerca del tema para tener suficiente fundamentos en la
realización del proyecto.
48
XIV. Referencia bibliográfica
Metcalf y Eddy. 2003. Waste water Engineering, treatment and reuse, Fourth
Edition, Ed. McGraw-Hill
Castelló E. (2002). XXVIII Congreso Interamericano de Ingeniería Sanitaria y
Ambiental.
Recuperado
de:
http://www.bvsde.paho.org/
bvsaidis/mexico26/ii-021.pdf
Aguado
J.
(2006).
Reactores
biológicos
secuenciales
http://www.madrimasd.org/blogs/remtavares/2006/12/01/53336
(SBR)
Valera V. (2006). Obtención de un consorcio granular para la biodegradación de
fenol en un reactor discontinuo de alimentación secuenciada.
Universidad Autónoma del Estado de Hidalgo.
Gutiérrez F. y C. Cervantes; Interacciones microbianas con el cromo:
mecanismos y potencial biotecnológico; Ide@s CONCYTEG; Año 3,
Núm. 37; 21-36.
NOM-002-Semarnat-1997. Que establece los límites máximos permisibles de
contaminantes en las descargas de aguas residuales a los sistemas de
alcantarillado.
NOM-AA-030-SCFI-2001. Determinación de la demanda química de oxígeno en
aguas naturales, residuales y residuales tratadas - método de prueba.
NOM-AA-034-SCFI-2001. Determinación de sólidos y sales disueltas en aguas
naturales, residuales y residuales tratadas - método de prueba.
Alethia VÁZQUEZ MORILLAS et al.Reducción de percloroetileno y cromo
hexavalente mediante FE(0) y bioestimulación de microorganismos
anaerobios. Septiembre 2007.
Cheremisinoff, N. P. 1996 Biotechnology for Waste and Wastewater Treatment, New
Jersey, United States, p 1-25.
Bitton, G. 2005 Wastewater Microbiology, New Jersey, United States, p 225244
49
Betancur MJ, Moreno JA, Moreno-Andrade I & Buitrón G (2006) Practical optimal
control of fed-batch bioreactors for the wastewater treatment. Int. J. Robust
Nonlinear Control. 16: 173-190.
50