Artículo en PDF
Cómo citar el artículo
Número completo
Más información del artículo
Página de la revista en redalyc.org
Sistema de Información Científica
Red de Revistas Científicas de América Latina y el Caribe, España y Portugal
Rev. Int. Contam. Ambie. 30 (1) 101-112, 2014
COMPARACIÓN DE UN REACTOR DE BIOMASA SUSPENDIDA Y UN REACTOR DE
BIOMASA ADHERIDA PARA LA BIODEGRADACIÓN DE COMPUESTOS TÓXICOS
PRESENTES EN AGUAS RESIDUALES DE REFINERÍAS DE PETRÓLEO
Lizet Marina NAVA URREGO*, Raquel GASPERÍN SANCHÉZ y Alfonso DURÁN MORENO
Facultad de Química, Universidad Nacional Autónoma de México, Ciudad Universitaria, Coyoacán 04510,
D.F., Mexico
*Autora responsable; aniuk2892@hotmail.com
(Recibido febrero 2013, aceptado diciembre 2013)
Palabras clave: agua desfemada, Fenoles, inhibición, SBR
RESUMEN
Esta investigación comprende un estudio de tratamiento de aguas residuales de una
re±nería utilizando dos rectores biológicos discontinuos secuenciales (SBR, por sus
siglas en inglés
Sequencing Batch Reactor
). El primero de ellos es un reactor de
biomasa suspendida y el segundo es un reactor de biomasa adherida, en el cual se
utilizaron soportes plásticos tipo Kaldnes K1. Debido a la diversidad y complejidad
de las aguas residuales de re±nerías, Fue necesario aclimatar los microorganismos
utilizando la estrategia de e±ciencias ±jas para garantizar una buena degradación de
los compuestos difícilmente biodegradables o recalcitrantes. Los reactores operaron
durante 45 días empleando ciclos de 24 h (llenado, tiempo de reacción, sedimentación,
vaciado y tiempo muerto). La carga orgánica volumétrica aplicada a los reactores
varió entre 0.44 - 0.54 kg DQO/m
3
d; las cargas orgánicas super±ciales oscilaron entre
1.56 - 1.80 g DQO/m
2
d para el reactor de biomasa adherida. El desempeño de los
reactores discontinuos secuenciales se evaluó mediante las e±ciencias de remoción
de DQO, COD y fenoles, obteniendo porcentajes de remoción de 75, 73 y 99 % en
el reactor de biomasa suspendida, mientras que en el reactor de biomasa adherida se
alcanzaron porcentajes de remoción de 77, 81 y 99 %, respectivamente. La concen-
tración de sólidos suspendidos totales en el reactor de biomasa suspendida fue de
aproximadamente 2200 mg SST/L mientras que en el reactor de biomasa adherida se
registró entre 450 y 560 mg SST/L. La relación SSV/SST se mantuvo entre 0.8 y 1
en ambos reactores. La concentración de biomasa adherida a los soportes osciló entre
3.98 gST/m
2
y 5.45 gST/m
2
. En cada reactor se realizaron cuatro per±les para evaluar
la capacidad de los microorganismos para degradar el tipo sustrato al que fueron ex-
puestos en un tiempo determinado. En ambos reactores, los per±les de degradación
1 y 2 mostraron que la máxima remoción de DQO se presentó durante la primera
hora de reacción, mientras que para los per±les 3 y 4 la máxima remoción se alcanzó
después de la segunda hora. En el caso de los Fenoles, en todos los per±les se obtuvo
una remoción de más del 98 % durante la primera hora de reacción, indicando que en
ambos reactores la biomasa fue capaz de degradar los compuestos tóxicos presentes
en las aguas desfemadas sin importar el tipo de aglomeración microbiana utilizada.
Key words: sour water, phenols, inhibition, SBR
L.M. Nava Urrego
et al.
102
ABSTRACT
This study deals with the treatment of an oil reFnery´s wastewater using two sequencing
batch reactors. The Frst one was a suspended biomass reactor and the second was an
attached biomass reactor with Kaldnes K1 carriers. Due to the diversity and complex-
ity of the reFnery wastewater, it was necessary to acclimate the microorganisms using
Fxed efFciency strategy to ensure a good degradation of the poorly biodegradable or
recalcitrant compounds. The reactor operated for 45 days using 24 h cycles (Flling,
reaction time, settle, draw and idle). The volumetric organic loading applied to both
reactors ranged between 0.44 and 0.54 kg COD/m
3
d; the surface loads ranged between
1.56 - 1.80 g COD/m
2
d for the attached biomass reactor. The performance of the
sequencing batch reactors was assessed by the efFciency of COD removal, DOC and
phenols content, obtaining Fnal removal percentages of 75, 73 and 99 % in the suspended
biomass reactor, while the attached biomass reactor reached removal percentages of
77, 81 and 99 %, respectively. The total suspended solids concentration in the reactor
suspended biomass was approximately 2200 mg TSS/L while in the attached biomass
reactor was between 450 and SST 560 mg/L. The VSS/TSS ratio was 0.8 and 1 for both
reactors. The concentrations of biomass attached ranging from 3.98 g/m
2
to 5.45 g/m
2
.
In each reactor were made four proFles for assessing the ability of microorganisms to
degrade type substrate to which they were exposed in a given time. In both reactors,
degradation proFles 1 and 2 showed that a high COD removal occurred during the Frst
hour of reaction, while for the sections 3 and 4 the maximum amount was reached
after the second hour. In the case of total phenols, in all the proFles it was obtained a
removal efFciency of over 98 % during the Frst hour of reaction, indicating that in both
reactors, the biomass was able to degrade toxic compounds present in
sour stripped
water
no matter what type of agglomeration microbial was used.
INTRODUCCIÓN
En las industrias de reFnación de petróleo se gene
-
ran grandes cantidades de agua residual por tonelada
de crudo procesado, dependiendo de la conFguración
del proceso que se maneje. Las aguas residuales de
reFnerías, principalmente las que provienen de los
procesos de craqueo catalítico e hidrotratamiento, se
destacan por presentar altas cantidades de compues-
tos tóxicos, tales como fenoles, nitrógeno amoniacal,
grasas y aceites, cianuros, sulfuros e hidrocarburos aro-
máticos, los cuales al no ser tratados adecuadamente
pueden provocar serios impactos ambientales (Dold
1989, Al Zarooni
et al.
2006, Coelho
et al.
2006). Para
remover los contaminantes presentes en este tipo de
aguas residuales se han desarrollado y perfeccionado
numerosas tecnologías que comprenden el uso de
tratamientos biológicos y/o procesos físico-químicos
como la adsorción, electrocoagulación, oxidación
química y fotocatálisis, entre otros (Diya’uddeen
et
al
. 2011, Ishak
et al
. 2012). La selección de la mejor
tecnología para el tratamiento del agua residual dentro
de una reFnería depende de sus características, de los
costos de operación y del destino Fnal que se quiera
dar al e±uente ya sea para descargarla a un cuerpo de
agua o para reúso dentro de la misma reFnería.
En la actualidad, uno de los objetivos de este tipo
de industrias es reducir la cantidad de agua fresca
que se utiliza, dejando atrás el concepto de “Fn de
tubo”, procurando implementar plantas compactas
y eFcientes para el tratamiento de aguas residuales,
que logren eliminar efectivamente los contaminantes
y que se obtenga un e±uente de buena calidad que
cumpla con los requerimientos para su reúso. Por
tal motivo, es necesario conocer las características
Fsicoquímicas de todos los compuestos presentes en
el agua residual y contar con un apropiado sistema
de tratamiento para que estos compuestos sean eli-
minados sin importar el proceso del que provengan
(Berné y Cordonier 1995).
Los procesos biológicos tales como el sistema de
lodos activados, lagunas de aireación y Fltros perco
-
ladores, son los más empleados para el tratamiento
de aguas residuales industriales debido a su aplica-
ción a gran escala, fácil operación, mejor control
de variables y porque representan menores costos
con respecto a los tratamientos Fsicoquímicos (Jou
y Huang 2003). Para que un proceso biológico sea
eFciente, la actividad de los microorganismos debe
ser la adecuada y por lo tanto es necesario que sean
previamente aclimatados bajo ciertas condiciones
favorables que les permitan metabolizar el nuevo
BIODEGRADACIÓN DE COMPUESTOS TÓXICOS EN AGUAS RESIDUALES DE REFINERÍAS DE PETRÓLEO
103
sustrato que se les está proporcionando (Moreno-
Andrade 2006). Debido a la complejidad que presenta
la matriz de las aguas residuales de refnería, el Fenol
es generalmente el parámetro elegido para indicar el
nivel de toxicidad del agua residual y el rendimiento
de biodegradación en los sistemas de tratamiento
(Viero
et al.
2008).
Dependiendo de la forma de aglomeración mi-
crobiana que se utilice, los procesos biológicos se
pueden clasifcar en dos tipos: sistemas de biomasa
en suspensión y sistema de biomasa adherida (bio-
películas). En los reactores con biomasa en suspen-
sión los microorganismos se asocian en ±óculos,
los cuales están suspendidos en el líquido gracias al
mezclado. Los ±óculos presentan un área superfcial
alta, que permite una buena penetración de nutrientes
y oxígeno. Al fnal del proceso, se utiliza un tanque
sedimentador para separar los microorganismos de la
fase líquida y recircular una parte de la biomasa. Un
claro ejemplo de este tipo de reactores es el conocido
sistema de lodos activados. Sin embargo, como toda
tecnología, los tratamientos biológicos convencio-
nales presentan algunas desventajas; por ejemplo,
tienen únicamente la capacidad de remover materia
orgánica de fácil a mediana degradación y el siste-
ma presenta poca estabilidad cuando en el in±uente
hay presencia de compuestos tóxicos, los cuales no
son removidos totalmente, por lo que se obtiene un
e±uente de baja calidad. Además, los reactores de
biomasa suspendida presentan problemas operativos
como ±otación de lodos debido a la presencia excesi
-
va de bacterias flamentosas, como consecuencia de
niveles bajos de oxígeno disuelto y pH, defciencia
de nutrientes, variaciones de temperatura, tiempos
de retención celular altos y relaciones bajas de A/M
(alimento/microorganismos) (Martins
et al.
2004).
Por otro lado, en los reactores con biomasa ad-
herida (biopelículas) los microorganismos crecen
adheridos a un material inerte, ya sea sintético (como
materiales plásticos, espumas, cerámicas, entre otros)
o natural (principalmente rocas, carbón, basalto,
entre otros). En este tipo de reactores las bacterias
se adhieren a la superfcie del material mediante la
producción de sustancias poliméricas extracelulares
(SPE) que actúan como pegamento y permiten el
crecimiento de la biopelícula. Estos sistemas han
demostrado su efciencia y ±exibilidad en el trata
-
miento de aguas residuales con carga orgánica alta
debido a que se caracterizan por presentar una mayor
concentración de biomasa en el reactor; actividad
metabólica elevada atribuida a la alta concentración
de nutrientes adheridos a la biopelícula y a las di-
ferentes interacciones entre especies microbianas;
mejor resistencia a la toxicidad, principalmente por
el efecto protector de la matriz extracelular, la cual
puede reducir la concentración de sustancias tóxicas
en la biopelícula (Cohen 2001). Según Ødegaard
et
al.
(1994), los reactores de biomasa adherida presen-
tan las siguientes ventajas con respecto al sistema
de lodos activados: 1) el proceso es más compacto
debido a la disponibilidad de mayor área de superfcie
específca; 2) no se requiere la recirculación de lodos
para mantener concentraciones de biomasa altas; 3)
se presentan tasas de nitrifcación y desnitrifcación
altas debido a la coexistencia de actividad metabólica
anóxica y aerobia dentro del mismo reactor.
Los reactores discontinuos secuenciales (SBR,
por sus siglas en inglés
Sequencing Batch Reactor
)
son sistemas que emplean un consorcio de microor-
ganismos en suspensión para el tratamiento biológico
de aguas residuales utilizando ciclos de llenado y
descarga en un solo tanque. Los SBR operan bajo
cinco ciclos: llenado, reacción, sedimentación, va-
ciado y tiempo muerto (Moreno-Andrade y Buitrón
2012). Estos reactores usados en el tratamiento
de aguas residuales domésticas e industriales han
demostrado efciencias altas de remoción de conta
-
minantes y ±exibilidad de operación en la mayoría
de los casos (Mahvi 2008); sin embargo, algunos
estudios reportados para el tratamiento de aguas
residuales industriales que presentan una matriz
compleja de contaminantes, como es el caso de las
aguas residuales de refnería, muestran que cuando
las concentraciones de los compuestos tóxicos son
bajas (ejemplo: concentraciones de fenol inferiores
a 100 mg/L), se logran efciencias de remoción por
arriba del 95%, pero cuando las concentraciones de
los compuestos tóxicos aumentan el sistema presenta
una tasa de biodegradación baja y una mala sedimen-
tabilidad de lodos (Diya’uddeen
et al.
2011, Ishka
et
al.
2012). De este modo, la presencia de compuestos
tóxicos in±uye en la actividad de las comunidades
microbianas, causando inhibición y afectando el
desempeño de los reactores SBR. Para evitar estos
problemas, las investigaciones se han enfocado en
realizar modifcaciones en el Funcionamiento de los
SBR incorporando empaques fjos o móviles dentro
de los reactores para el desarrollo de biopelículas.
Se ha demostrado en algunos estudios que los SBR
con biomasa adherida para el tratamiento de e±uen
-
tes de refnerías han tenido una efciencia alta en la
remoción de contaminantes (Silva
et al.
2002, Jou y
Huang 2003, Sokol 2003, Hosseini y Borghei 2005,
Ishka 2012), sin embargo la bibliografía que reporta
el rendimiento de este tipo de sistemas aún es esca-
sa, debido a que la mayoría de las investigaciones
L.M. Nava Urrego
et al.
104
reportadas se han centrado únicamente en resultados
obtenidos con aguas residuales sintéticas simulando
las características fsicoquímicas de los eFuentes de
refnerías.
El objetivo de este trabajo fue estudiar la degra-
dación de los compuestos tóxicos presentes en aguas
residuales de refnerías de petróleo por medio de dos
reactores biológicos discontinuos secuenciales, el
primero un SBR convencional y el segundo un SBR
de lecho móvil usando soportes tipo Kaldnes 1, para
determinar qué tipo de proceso biológico es más
efciente con relación a la carga orgánica aplicada,
concentración de biomasa, actividad metabólica y
resistencia a la toxicidad. Se realizó una aclimatación
de microorganismos que tuvo como objetivo aumen-
tar la capacidad de remoción de contaminantes de
difícil degradación y reducir algún efecto inhibitorio
en los sistemas.
MATERIALES Y MÉTODOS
Agua residual
El eFuente utilizado se conoce como “agua des
-
Femada”, la cual se recolectó a la salida de una torre
agotadora de aguas amargas de una de las refnerías
de petróleo mexicanas. Los parámetros determina-
dos fueron la demanda química de oxígeno (DQO),
carbono orgánico disuelto (COD) y concentración de
fenoles, como se muestran en el
cuadro I
.
Estos análisis se realizaron de acuerdo con
las normas técnicas mexicanas correspondientes:
NMX–AA-030-SCFI-2001(SEMARNAT 2001) para
determinar DQO y la NMX-AA-050-SCFI-2001 (SE-
MARNAT 2001); para cuantifcar la concentración de
fenoles se empleó un fotómetro Spectronic 21D de
Milton Roy. El análisis de COT se realizó de acuer-
do con el método de US EPA 415.1, con un equipo
Shimadzu TOC–V Total Organic Carbon Analyser.
La concentración de fenoles fue el parámetro ele-
gido para indicar la presencia de compuestos tóxicos
en el agua residual y para evaluar el rendimiento de
biodegradación en los sistemas de tratamiento en este
estudio, debido a que los fenoles son de los princi-
pales compuestos presentes en las aguas residuales
de refnerías (Gulyas y Reich 1995).
Para determinar los compuestos orgánicos pre-
sentes en el agua desFemada se realizó un análisis
de cromatografía líquida de alta precisión (HPLC)
en un cromatógrafo Waters (Serie Alliance, modelo
e2695). El procedimiento consistió en separar los
compuestos orgánicos a 30 ºC utilizando una columna
C18 en fase reversa con un volumen de inyección de
muestra de 50 µL. La fase móvil fue una mezcla de
agua ultrapura (±ase A) y metanol (±ase B), con un
Fujo de 0.75 mL/min. Se inició con un gradiente de
100 % de agua ultrapura, el cual cambió a 50 % de
agua y 50 % de metanol al minuto 25. Después de
3 minutos, la composición de la fase móvil retornó
a su valor inicial. La detección de los compuestos
fenólicos se llevó a cabo a una longitud de onda de
254 nm usando un detector de diodos. La técnica se
basó en el trabajo de Suárez (2006), quien reporta la
presencia de diferentes intermediarios del fenol con
tiempos de retención entre los minutos 10 y 13 y
compuestos fenólicos a partir del minuto 16.
Aclimatación de la biomasa
La aclimatación de la biomasa se realizó en un
reactor por lotes con un volumen efectivo de 3 L,
inoculado con lodos activados provenientes de una
planta de tratamiento de agua residual municipal
(Cerro de la Estrella, México), con una concentración
de 6 g SST/L. Se utilizó la estrategia de efciencias
fjas (Buitrón
et al.
2004) en ciclos de 24 h. El reactor
por lotes se alimentó con agua desFemada diluida
con agua destilada a diferentes concentraciones (25,
50, 75 y 100 %V/V) y una solución de nutrientes
necesaria para el crecimiento adecuado de la bioma-
sa. Se realizaron pruebas de DQO, COD y fenoles
en cada ciclo para evaluar la efciencia de remoción
del reactor. La concentración de agua desFemada
se incrementó cuando las efciencias de remoción
de los parámetros anteriormente mencionados eran
constantes por lo menos en tres ciclos.
Operación de los reactores de biomasa suspendida
y biomasa adherida
Se emplearon dos reactores biológicos discon-
tinuos secuenciales (SBR) construidos en acrílico,
con un volumen efectivo de 5 L cada uno. El primer
reactor SBR corresponde al reactor de biomasa
suspendida y el segundo reactor SBR al de biomasa
adherida (lecho móvil) donde se utilizaron soportes
CUADRO I.
CARACTERíSTICAS DEL AGUA RESIDUAL
DE REFINERíA*
Parámetro
Concentración (mg/L)
DQO
572
COD
309
Fenoles
80
NKT
211
* Muestra puntual
BIODEGRADACIÓN DE COMPUESTOS TÓXICOS EN AGUAS RESIDUALES DE REFINERÍAS DE PETRÓLEO
105
tipo Kaldnes K1, de polietileno de alta densidad. La
densidad de estos soportes es de 0.95 g/cm3 y el área
específca para el desarrollo de la biopelícula Fue de
300 m2/m3, lo que corresponde a un porcentaje de
llenado del 60 % del volumen del reactor defnido
como el porcentaje del volumen del reactor ocupado
por los soportes en el tanque vacío (Leiknes y Øde-
gaard 2006)
.
Es recomendable que este valor sea
menor al 70 %, con el fn de proporcionar un buen
movimiento de los soportes, sin que se presenten pro-
blemas hidrodinámicos dentro del reactor (Ødegaard
2000, Rusten
et al.
2006).
Ambos reactores se inocularon con la biomasa
previamente aclimatada y fueron alimentados con
agua des±emada sin diluir para dar inicio al arran
-
que en discontinuo por 24 horas durante 45 días. La
Forma de operación de los reactores SBR Fue: llenado
(15 min), fase de reacción (23 h), sedimentación (25
min), vaciado (15 min), tiempo muerto (5 min). Las
condiciones de operación de los reactores se muestran
en el
cuadro II
.
La aireación de los sistemas se realizó con aire
comprimido por medio de un difusor poroso, el cual
fue instalado en el centro de la base de cada reactor.
Durante la operación en discontinuo se mantuvo un
±ujo de aire de 20 LPM (litros por minuto) en cada
reactor, que fue medido y controlado mediante un
rotámetro Omega.
Siguiendo la metodología descrita en el Standard
Methods for the Examination of Water and Wastewa-
ter (APHA 2005), se evaluaron dos veces por semana
los sólidos suspendidos totales (SST) y los sólidos
suspendidos volátiles (SSV) en el licor mezclado
del reactor de biomasa suspendida para analizar el
comportamiento de la biomasa y en la fase acuosa del
reactor de biomasa adherida para cuantifcar el des
-
prendimiento de la biopelícula. Además, se cuantifcó
cada semana la biomasa seca adherida a los soportes
en el reactor de biomasa adherida. Este procedimiento
consistió en retirar un número determinado de sopor-
tes (cinco piezas) del reactor y secarlos en la estufa
a una temperatura de 105 ºC durante 1 hora, para
posteriormente llevarlos a un desecador. Para calcular
la concentración de biomasa adherida se obtuvo un
valor promedio del peso de los soportes retirados
y este valor se restó de un valor promedio del peso
total de cinco soportes limpios. Sabiendo el número
de soportes presentes en el reactor (1031 piezas) se
multiplicó por el valor obtenido anteriormente y se
dividió entre el área superfcial total expuesta para el
crecimiento de microorganismos (1.5 m
2
). Para saber
si existía una variación en el peso de los soportes
limpios, se pesaron individualmente diez piezas y
la variación entre cada una fue de aproximadamente
0.0009 g, lo cual se considera insignifcante.
Después de estabilizarse las efciencias de remo
-
ción, se realizaron cuatro perfles de degradación en
cada reactor. Se usaron diluciones de agua des±emada
con agua destilada con concentraciones de 25, 50,
75 y 100 %. Para cada concentración se evaluó la
capacidad de los microorganismos para degradar
el tipo de sustrato al que fueron expuestos en un
determinado tiempo. Se tomaron alícuotas (80 mL
aprox.) cada 15 minutos durante la primera hora,
posteriormente cada 30 minutos y fnalmente cada
hora para determinar los diferentes parámetros de
respuesta en cada sistema. El tiempo de reacción
de cada perfl fnalizó cuando se obtuvieron valores
constantes en la concentración de fenoles y DQO.
Con los datos obtenidos se calcularon los coef
-
cientes cinéticos usando la ecuación 1 que correspon-
de a la ecuación de Monod linealizada, de acuerdo
con la ecuación de Lineweaver Burck:
max
max
μ
+
S
μ
Ks
=
μ
1
1
1
(1)
Donde:
μ: Tasa específca de crecimiento/h
Ks: Coefciente de saturación media de sustrato, mg/L
μ
max
: Tasa especifca máxima de crecimiento/h
S: Concentración de sustrato, mg/L
Trazando los valores de (1/μ) vs (1/S) en Prism
6 se obtuvieron las constantes cinéticas μ
max
y Ks
para cada reactor.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Análisis cromatográfco
El análisis por cromatografía HPLC del agua
des±emada muestra la presencia de Fenol y o-cresol,
los cuales se registran en los minutos 16 y 23,
CUADRO II.
CONDICIONES DE OPERACIÓN DE LOS
REACTORES
Parámetro
SBR
convencional
SBR de
biomasa adherida
Tiempo de reacción (h)
24
24
Temperatura (ºC)
20
20
pH
6.7 ± 0.3
6.9 ± 0.3
Oxígeno Disuelto (mg/L)
3.4 ± 0.35
3.6 ± 0.3
L.M. Nava Urrego
et al.
106
respectivamente. Además, se observaron algunos
intermediarios de la degradación del fenol como son
el catecol, resorcinol y ácido cis y trans- mucónico
que se registran entre los minutos 10 y 13, como se
muestra en la
fgura 1
.
Aclimatación de la biomasa
La aclimatación se llevó a cabo en un periodo de
20 días en los cuales se incrementó gradualmente la
concentración del agua desfemada. Las mediciones
diarias de los parámetros indicativos muestran que
se obtuvieron eFciencias de remoción entre el 69 %
y 78 % para la DQO y del 75 % al 81 % para el COD.
Con respecto a los ±enoles las eFciencias de remoción
en todos los casos fueron mayores al 98 % para las
cuatro soluciones de agua desfemada durante la etapa
de aclimatación (
Cuadro III
).
En los experimentos realizados con las soluciones
de agua desfemada al 25 %, se obtuvieron los por
-
centajes más bajos de remoción de DQO (69 %) y de
COD (75 %) y esto se atribuye a que en esta fase los
microorganismos empezaban a asimilar el sustrato.
En los siguientes experimentos que involucraron
soluciones de 50, 75 y 100 % de agua desfemada,
se obtuvieron mayores porcentajes de remoción
llegando hasta un 78 % de DQO y 82 % de COD.
La
fgura 2
muestra el comportamiento de la de-
gradación de la DQO, el COD y los fenoles durante
el proceso de aclimatación de los microorganismos
y se observa que fueron necesarios cinco ciclos de
experimentación para cada concentración de agua
desfemada. Se presentó un aumento en la remoción
de materia orgánica hasta lograr su estabilización in-
dependientemente de la concentración inicial del agua
2.00
1.50
1.00
AU
0.50
0.00
2.00
4.00
1
2
3
4
5
6.00
8.00
10.00
12.00
14.00
Minutes
16.0
01
8.00
20.0
02
2.00
24.0
02
6.00
28.0
03
0.00
Fig. 1.
Cromatograma por HPLC del agua desfemada
Número de Pico
Componente
Tiempo de retención (min)
1
Resorcinol
10.547
2
Catecol
11.640
3
Ácido trans-mucónico
13.809
4
Fenol
16.566
5
o-Cresol
23.661
CUADRO III.
REMOCIÓN DE DQO, COD Y FENOLES EN EL PROCESO DE
ACLIMATACIÓN
% de agua
desfemada
Remoción máxima (%)
DQO
COD
Fenoles
Intervalo
Promedio
Intervalo
Promedio
Intervalo
Promedio
25
56-76
69
65-82
75
96-99
97
50
65-80
75
75-85
82
97-99
98
75
68-82
76
78-80
80
98-99
98
100
74-83
78
78-83
81
97-99
98
BIODEGRADACIÓN DE COMPUESTOS TÓXICOS EN AGUAS RESIDUALES DE REFINERÍAS DE PETRÓLEO
107
residual con que se trabajara y se observa que dicho
porcentaje permaneció constante a partir del cuarto y
quinto ciclo de experimentación. Esto signifca que los
microorganismos se adaptaron al tipo de sustrato al que
fueron expuestos y no se presentó un efecto inhibitorio
sobre su actividad por la presencia de componentes
potencialmente tóxicos como el fenol.
Una vez que se logró la aclimatación de los
microorganismos se procedió a inocular el reactor
de biomasa adherida para dar inicio al desarrollo
de la biopelícula en los soportes. Esta etapa tuvo
una duración de cinco semanas. Según Ødegaard
et
al.
(1994) cuando se trabaja con aguas sintéticas o
municipales, el mayor desarrollo de la biopelícula
se obtiene alrededor de dos semanas, sin embargo,
en esta investigación el desarrollo fue más lento y se
atribuye a que las aguas residuales de refnerías pre
-
sentan una matriz muy compleja de contaminantes.
Operación en discontinuo de los reactores de
biomasa suspendida y adherida
Se evaluó la biodegradación de la materia orgáni-
ca a través de la remoción de la DQO, el COD y de
los fenoles durante 45 días, alimentando los reactores
cada 24 h. Los datos obtenidos durante esta etapa se
observan en
cuadro IV
.
La concentración inicial de DQO fue de 487 ±
42 mg/L en el reactor de biomasa suspendida, y se
obtuvo una concentración de salida en el intervalo
de 89 a 149 mg/L, que corresponde a una efciencia
de remoción (ŋ) del 75 %. Para el COD, la concen
-
tración inicial fue de 276 ± 32 mg/L y se obtuvo una
reducción entre 42 y 50 mg/L que equivale al 83 %
de remoción.
La concentración inicial de DQO en el reactor de
biomasa adherida fue de 504 ± 35 mg/L y se registró
una reducción en el intervalo de 78 y 126 mg DQO/L,
con una efciencia de remoción de 79 %. El COD
presentó una concentración inicial de 261 ± 40 mg/L
y se registró una disminución hasta el intervalo de
20 y 38 mg/L, correspondiente al 88 % de remoción.
La carga orgánica volumétrica aplicada al reactor
de biomasa suspendida varió entre 0.44 y 0.52 kg
DQO/m
3
d mientras que para el reactor de biomasa
adherida osciló entre 0.47 y 0.54 kg DQO/m
3
d que
corresponde a una carga orgánica superfcial entre
1.56 - 1.80 g DQO/m
2
d; el valor medio de la carga
orgánica eliminada fue de 0.12 kg DQO/m
3
d y de
0.10 kg DQO/m
3
d, respectivamente. El promedio de
la carga orgánica superfcial removida en el reactor de
biomasa adherida fue de 0.34 g DQO/m
2
d. Aunque
las diferencias obtenidas en la remoción de materia
orgánica son mínimas entre ambos reactores, con
estos datos se observa que cuando hay variaciones
de carga el reactor de biomasa adherida presenta
mejor capacidad de amortiguación que el reactor de
biomasa suspendida.
En general, las remociones de DQO, COD y
fenoles alcanzadas en ambos reactores son buenas
y congruentes con los datos reportados en otros
estudios realizados con aguas residuales de refne
-
ría, en donde se registran efciencias de remoción
de DQO entre el 65 y 90 % y de fenoles arriba
del 90 % (Silva
et al.
2002, Sokol 2003, Hosseini
y Borghei 2005, Viero
et al.
2008, Ishak
et al
.
2012). Sin embargo, se observa que los porcenta-
jes de efciencia de remoción de materia orgánica
obtenidas en el reactor de biomasa adherida fue-
ron ligeramente superiores a los obtenidos en el
reactor de biomasa suspendida. Esto se traduce en
un mejor rendimiento del sistema debido a que los
100
80
60
40
20
0
05
25% AD
50% AD
75% AD
100% AD
DQO
COD
Fenoles
10
Tiempo (d)
Remoción (%)
15
20
Fig. 2.
Ciclos de degradación para cada concentración de agua
desFemada
CUADRO IV.
COMPORTAMIENTO DE LOS REACTORES DE BIOMASA SUSPENDIDA Y BIOMASA ADHERIDA
Reactor
Biomasa
DQO (mg/L)
COD (mg/L)
Fenoles (mg/L)
Entrada
Salida
ŋ (%)
Entrada
Salida
ŋ (%)
Entrada
Salida
ŋ (%)
Suspendida
487 ± 42
119 ± 30
75
276 ± 32
46 ± 4
73
50 ±2.5
0.5 ± 0.2
99
Adherida
504 ± 35
117 ± 29
77
261 ± 40
29 ± 9
81
50 ± 2.5
0.5 ± 0.2
99
L.M. Nava Urrego
et al.
108
microorganismos que se desarrollan adheridos a
una superfcie poseen una mayor actividad metabó
-
lica y se ven menos afectados por alteraciones en las
condiciones ambientales tales como temperatura,
pH, concentración de nutrientes, productos meta-
bólicos y sustancias tóxicas, en comparación con
los microorganismos de crecimiento en suspensión
(Cohen 2001). Con respecto a la concentración
de fenoles en ambos reactores, se inició con una
concentración de 50 ± 2.5 mg/L y se logró alcanzar
concentraciones fnales en promedio de 0.5 mg/L,
indicando que hubo una remoción del 99.9 % en
los sistemas. Algunos autores (Marrot
et al.
2006,
Duan 2011) han demostrado que factores abióticos
como la aireación y el mezclado no inFuyen en la
volatilización de los fenoles debido a que son muy
solubles en agua y su presión de vapor es baja, por
lo tanto se atribuye que la disminución de las con-
centraciones se debe a la biodegradación.
Cuantifcación de biomasa
En la
fgura 3a
se muestra la cuantifcación de
biomasa durante el periodo de operación de los re-
actores biológicos secuenciales. Se observa que en
el reactor de biomasa suspendida la concentración
de sólidos suspendidos totales en los primeros diez
días de operación en discontinuo aumentó hasta
estabilizarse en aproximadamente 2200 mg/L. Es-
tos valores son congruentes con los encontrados en
los sistemas de lodos activados (1200 - 4000 mg
SSLM/L) (Metcalf y Eddy 2004). La relación de
SSV/SST se mantuvo prácticamente estable entre 0.8
y 0.85, indicando el poco grado de mineralización del
lodo en suspensión.
En el caso de la concentración de SST en el reactor
de biomasa adherida, se observa que la concentración
de la biomasa en suspensión es relativamente baja, en
un intervalo entre 450 y 560 mg SST/L, mostrando
que no se presentó un desprendimiento considerable
de la biopelícula. Con respecto a la concentración de
biomasa seca adherida a los soportes se observó un
aumentó a lo largo del tiempo de experimentación. Se
registraron valores que oscilaron entre 3.98 g ST/m
2
y
5.45 g ST/m
2
a di±erentes cargas orgánicas superfcia
-
les entre 1.56 - 1.80 g DQO/m
2
d
.
Estos valores están
dentro del intervalo reportado por Valdivia (2005) que
menciona que para el tratamiento de aguas residua-
les domésticas la concentración de biomasa oscila
entre 4 y 9 g ST/m
2
. Aygun
et al.
(2008) mencionan
que la cantidad de biomasa adherida a los soportes
se incrementa con el aumento de la carga orgánica
superfcial, lo mismo ocurre en este estudio en donde
a mayor carga orgánica aplicada se obtiene mayor
cantidad de biomasa adherida (
Fig. 3b
).
La relación
de SSV/SST fue de 0.9 y 1. Además, los resultados
son congruentes con observaciones hechas a los so-
portes en el laboratorio; cada semana se visualizaba
que el grosor de la biopelícula en los soportes iba
aumentando. No hubo formación de biopelícula en
la parte externa de los soportes debido a la erosión
causada por las frecuentes colisiones entre las piezas
y las paredes del reactor, como lo mencionan algunos
autores (Ødegaard
et al.
1994, Rusten
et al.
2006).
Perfles de degradación
Se realizaron cuatro perfles de degradación en
cada reactor para evaluar la capacidad que tienen
los microorganismos para degradar el sustrato al que
Fig. 3.
(a) Concentración de SST en los reactores de biomasa suspendida y adherida (b) Comportamiento de la concentración de
biomasa adherida con respecto a las cargas orgánicas superfciales
012345
6
0.0
0.5
1.0
1.5
2.0
2.5
3.0
a)
b)
Concentración de SST (g/L)
Tiempo (semanas)
SST en R. B. suspendida
SST en R. B. adherida
1.5
1.6
1.7
1.8
4.0
4.5
5.0
5.5
Biomasa seca adherida (gST/m
2
)
Carga orgánica (gDQO/m
2
d)
BIODEGRADACIÓN DE COMPUESTOS TÓXICOS EN AGUAS RESIDUALES DE REFINERÍAS DE PETRÓLEO
109
fueron expuestos en un tiempo determinado y obser-
var si se registraba una disminución en su actividad
enzimática. El tiempo de reacción fue diferente para
cada concentración empleada de agua desfemada.
En la
fgura 4
se observan las curvas de degrada-
ción de la DQO en los reactores de biomasa suspen-
dida y biomasa adherida. El mayor consumo de DQO
se registró durante la primera hora en los perFles 1
y 2, mientras que para los perFles 3 y 4 la máxima
remoción se alcanzó después de la segunda hora, para
luego mantenerse casi constante en ambos reactores.
En la
fgura 5
se aprecia que en los dos reactores
se removió más del 98 % de ±enoles en cada perFl
de degradación durante la primera hora de reacción,
indicando que la biomasa fue capaz de degradar los
compuestos tóxicos presentes en las aguas desfema
-
das sin importar el tipo de aglomeración microbiana
utilizada. En general, las concentraciones Fnales
obtenidas de DQO y fenoles en los dos reactores son
similares, sin embargo se observa que el reactor de
biomasa adherida presenta un mejor rendimiento y
mayor estabilidad frente a variaciones de la relación
A/M (alimento/microorganismos) y eliminación de
contaminantes.
Determinación de coefcientes cinéticos
Los coeFcientes cinéticos se obtuvieron con los
resultados obtenidos de la DQO para cada concentra-
ción de agua desfemada debido a que se trata de un
agua real con una matriz compleja de contaminantes.
La ecuación de Monod se linealizó de acuerdo con
la ecuación de Lineweaver-Burk para cada reactor
(biomasa suspendida y biomasa adherida) como se
muestra en las
fgura 6
y
7
.
En general, se puede observar que con los datos
experimentales obtenidos hay un buen ajuste para
el modelo propuesto, mostrando coeFcientes de co
-
rrelación (r
2
) mayores a 0.9 en ambos reactores. Se
determinó la ordenada en el origen, que corresponde
a la tasa máxima especíFca de crecimiento (µ
max
) y
012345
6
50
100
150
200
250
300
350
400
DQO (mgO
2
/L)
Tiempo (h)
R. Biomasa adherida
25%
50%
75%
100%
012345
6
50
100
150
200
250
300
350
400
DQO (mgO
2
/L)
Tiempo (h)
R. Biomasa suspendida
25%
50%
75%
100%
Fig. 4.
PerFles de degradación de la DQO en los reactores de biomasa suspendida y biomasa adherida
012345
6
0
10
20
30
40
50
Concentración de Fenoles (mg/L)
Tiempo (h)
R. Biomasa adherida
25%
50%
75%
100%
0
123456
0
10
20
30
40
50
Concentración de Fenoles (mg/L)
Tiempo (h)
R. Biomasa suspedida
25%
50%
75%
100%
Fig. 5.
PerFles de degradación de ±enoles en los reactores de biomasa suspendida y biomasa adherida
L.M. Nava Urrego
et al.
110
CUADRO V.
COEFICIENTES CINÉTICOS
Biomasa suspendida
Biomasa adherida
S (mg/L)
µ
max
(h
–1
)
Ks (mg DQO/L)
S (mg/L)
µ
max
(h
–1
)
Ks (mg DQO/L)
94
0.043
215.0
143
0.045
170.9
145
0.021
196.3
185
0.044
258.1
261
0.020
314.4
305
0.029
387.0
400
0.015
491.1
390
0.019
435.2
la pendiente, que corresponde al coefciente de satu
-
ración de sustrato Ks dividido por µ
max
.
Los diagramas determinan que los sistemas están
siendo afectados por un inhibidor y el tipo de inhi-
bición que más se ajusta es el de inhibición mixta.
Saboury (2009) menciona que en la inhibición mixta
se presentan cambios en Ks (aumenta) y µ
max
(dis-
minuye) al mismo tiempo y la intersección de las
líneas se puede presentar por arriba o por abajo del
eje X (eje positivo o negativo). En este estudio, la
intersección se da por abajo del eje X y se atribuye a
la complejidad de la composición del agua residual
con la que se trabajó. La variación de los coefcientes
cinéticos, como se muestra en el
cuadro V
, confrma
la inhibición mixta dentro de los reactores debido a
que la velocidad máxima de crecimiento disminuye
y el coefciente de saturación media aumenta, como
se mencionó anteriormente.
Fig. 6.
Linealización de la ecuación de Monod para la cinética de degradación en el reactor
de biomasa suspendida
160
120
80
40
0
–40
Y = 66075*X – 66.56
r
2
= 0.9705
Y = 15720*X – 48.93
r
2
= 0.9950
Y = 9351*X – 47.85
r
2
= 0.9728
Y = 5000*X – 23.15
r
2
= 0.9983
0.005
0.010
0.015
1/S
1/u
0.020
0.025
25%
Reactor de biomasa suspendida
50%
75%
100%
–80
Fig. 7.
Linealización de la ecuación de Monod para la cinética de degradación en el reactor
de biomasa adherida
160
120
80
40
0
–40
Y = 22910*X – 652.84
r
2
= 0.9604
Y = 13347*X – 3387
r
2
= 0.9971
Y = 5378*X – 22.57
r
2
= 0.8924
Y = 3796*X – 22.20
r
2
= 0.9374
0.005
0.010
0.015
1/S
1/u
0.020
0.025
25%
Reactor de biomasa Adherida
50%
75%
100%
–80
BIODEGRADACIÓN DE COMPUESTOS TÓXICOS EN AGUAS RESIDUALES DE REFINERÍAS DE PETRÓLEO
111
De acuerdo con los resultados obtenidos, se puede
determinar que la afnidad de los microorganismos al
sustrato es baja en ambos sistemas, ya que los valores
de Ks son superiores a la concentración de sustrato,
siendo más altos en el reactor de biomasa suspendida;
se confrma que el reactor de biomasa adherida es
más resistente a la presencia de compuestos tóxicos.
También, como se ha mencionado, el agua residual
posee múltiples sustratos que hacen que los microor-
ganismos presentes en el medio muestren preferencia
por algunos de estos compuestos favoreciendo así
su degradación, pero sin permitir una degradación
total de los contaminantes. En este sentido, se puede
afrmar que a pesar de que los Fenoles se remueven
satisfactoriamente, hay compuestos presentes en el
agua des±emada que los microorganismos no son
capaces de degradar. Los valores de los coefcientes
cinéticos obtenidos en este estudio son similares a
los reportados por Rahman (2004), el cual también
considera a la DQO como sustrato.
CONCLUSIONES
En el proceso de aclimatación de la biomasa se
obtuvieron remociones de fenoles superiores al 98 %
y de más del 69 % de la materia orgánica, por lo cual
se considera que los microorganismos se adaptaron
adecuadamente a la degradación de los compuestos
presentes en el agua des±emada. Las remociones de
DQO, COD y fenoles alcanzadas en ambos reactores
son buenas y congruentes con los datos reportados
en otros estudios realizados con aguas residuales de
refnerías.
La carga orgánica eliminada y las efciencias
de remoción de DQO y COD durante la operación
en discontinuo fueron ligeramente más altas en el
reactor de biomasa adherida (77 y 81%, respectiva-
mente) en comparación con el reactor de biomasa
suspendida (75 % de DQO y 73 % de COD), lo
que se traduce en una mayor capacidad de remo-
ción de materia orgánica y mayor estabilidad del
sistema cuando hay presencia de compuestos de
difícil degradación. Tanto en el reactor de biomasa
suspendida como en el de biomasa adherida se rea-
lizaron cuatro perfles de degradación a diFerentes
concentraciones de agua des±emada con el fn de
determinar si los microorganismos aclimatados
eran capaces de degradar dichas concentraciones de
sustrato. Se observó que los fenoles no causan un
efecto inhibitorio sobre la actividad de los microor-
ganismos pero hay presencia de compuestos recal-
citrantes que in±uyen en la degradación de materia
orgánica (DQO y COD) obteniendo efciencias de
remoción no mayores al 80 %. Los datos obtenidos
se ajustaron a la linealización del modelo de Monod
para obtener los coefcientes cinéticos y se observó
una inhibición mixta en los sistemas debido a las
variaciones de Ks y µ
max
.
AGRADECIMIENTOS
Se agradece a Petróleos Mexicanos (PEMEX)
por su autorización para la recolección de agua
des±emada dentro de una de sus refnerías. A la
Coordinación de Estudios de Posgrado (CEP) de la
Universidad Nacional Autónoma de México por el
otorgamiento de la beca de doctorado a la estudiante
Lizet Marina Nava Urrego. Al Consejo Nacional de
Ciencia y Tecnología (CONACyT) por la beca para
la realización de estudios de maestría de Raquel
Gasperín Sánchez.
REFERENCIAS
Al Zarooni M., Elshorbagy W. (2006). Characterization
and assessment oF Al Ruwais refnery wastewater. J.
Hazard. Mater. 136, 398405.
APHA (2005). Standard Methods for the Examination of
Water and Wastewater. 21
a
ed. American Public Health
Association. Washington, EUA. 1368 pp.
Aygun A., Bilgehan N., Berktay A. (2008). In±uence oF
high organic loading rates on COD removal and sludge
production in moving bed bioflm reactor. Environ.
Eng. Sci. 25, 1311-1316.
Berné ². y Cordonnier J. (1995). Industrial Water Treat
-
ment. Institut Français du Pétrole Publications. París.
248 pp.
Buitrón G., Moreno J. (2004). Modeling oF the acclima
-
tion/deacclimation process of a mixed culture degrad-
ing 4-chlorophenol. Water Sci. Technol. 49, 79-86.
Coelho A., Castro V. A., Dezzoti M., Sant’ Anna Jr. G. L.
(2006). Treatment oF petroleum refnery wastewater
by advanced oxidation processes. J. Hazard. Mater.
137, 178-185.
Cohen Y. (2001). Biofltration – the treatment oF ±uids by
microorganisms immobilized into the flter bedding
material:a review. Bioresourse Technol. 77, 257-274.
Diya’uddeen B. H., W Daud W.M.A., Abdual Aziz D.R.
(2011). Treatment technologies For petroleum refneries
eF±uents: A review. Process SaF. Environ. 89, 95-105.
Dold P.L. (1989). Current practice for treatment of petro-
leum refnery wastewater and toxics removal. Water
Qual Res J Can. 24, 363-390.
L.M. Nava Urrego
et al.
112
Duan Z. (2011). Microbial degradation of phenol by ac-
tivated sludge in a batch reactor. Environ. Prot. Eng.
37, 53-63.
Gulyas H., Reich M. (1995). Organic compounds at dif-
ferent stages of a reFnery wastewater treatment plant.
Water Sci. Technol. 32, 119-126.
Hosseini S. H., Borghei S.M. (2005). The treatment of
phenolic wastewater using a moving bed bio-reactor.
Process Biochem. 40, 1027-1031.
Ishak S., Malakahmad A., Isa M H. (2012). ReFnery
wastewater biological treatment: A short review. J Sci
Ind Res India. 71, 251-256
Jou C. G., Huang G. (2003). A pilot study for oil reFnery
wastewater treatment using a Fxed-Flm bioreactor.
Adv. Environ. Res. 7, 463-469.
Mahvi A.H. (2008). Sequencing batch reactor: A promis-
ing technology in wastewater treatment. Iran J Environ
Health 5, 79-90.
Marrot B., Barrios Martinez A., Moulin P., Roche N.
(2006).
Biodegradation of high phenol concentration
by activated sludge in an immersed bioreactor. Bio
-
chem. Eng. J. 30, 174-183
Martins A. M. P., Pagillar K. R., Heijnen J. J., van Loos
-
drecht M. C. M. (2004). Bulking Flamentous sludge – a
critical review. Water Res. 38, 793-817.
Metcalf & Eddy, Inc. (2004) Wastewater Engineering:
Treatment and Reuse. 4a ed., McGraw-Hill, Nueva
York, 1848 pp.
Moreno Andrade I. (2006). Biodegradación optima de
compuestos fenólicos en un reactor discontinuo se-
cuencial. Tesis doctoral. Instituto de Ecología. Univer-
sidad Nacional Autónoma de México. México, Distrito
Federal. 147 pp.
Moreno Andrade I., Buitrón G. (2012). Comparasion of the
performance of membrane and conventional sequenc-
ing batch reactors degrading 4-Chlorophenol. Water
Air Soil Pollut. 223, 2083-2091.
Ødegaard H., Rusten B. y Westrum T. (1994). A new
moving bed bioFlm reactor applications and results.
Water Sci. Technol. 29, 157-165.Ødegaard H., Rusten
B. y Westrum T. (1994). A new moving bed bioFlm
reactor applications and results. Water Sci Technol.
29, 157-165.
Ødegaard H. (2000). Advanced compact wastewater treat-
ment based on coagulation and moving bed bioFlm
processes. Water Sci. Technol. 42, 33-48.
Rahman M. M. (2004). Treatment of reFnery wastewater
using cross±ow membrane bioreactor (C²-MBR).
Tesis de Maestría. King Fahd University of Petroleum
& Minerals. Arabia Saudita. 204 pp.
Rusten B., Eikebrokk B., Ulgenes Y., Lygren E. (2006).
Design and operations of the Kaldnes moving bed
bioFlm reactors. Aquacult. Eng. 34, 322–331.
Saboury A.A. (2009). Enzyme inhibition and activation: A
general theory. J. Iran Chem. Soc. 6, 219-229.
SEMARNAT (2001). Norma OFcial Mexicana NMX-AA-
030-SCFI-2001. Análisis de agua- Determinación de
la demanda química de oxígeno en aguas naturales,
residuales y residuales tratadas - Método de prueba.
Secretaría de Economía. Diario OFcial de la ²eder
-
ación. 19 de julio de 2001.
SEMARNAT (2001). Norma OFcial Mexicana NMX-AA-
050-SCFI-2001. Análisis de agua- Determinación de
fenoles totales en aguas naturales, potables, residuales
y residuales tratadas - Método de prueba. Secretaría
de Economía. Diario OFcial de la ²ederación. 19 de
julio de 2001.
Silva M. R., Coelho M.A.Z., Araújo O.Q.F. (2002).
Minimization of phenol and ammoniacal nitrogen in
reFnery wastewater employing biological treatment.
Eng. Term. 33-37.
Sokol W. (2003). Treatment of reFnery wastewater in a
three-phase ±uidized bed bioreactor with a low density
biomass support. Biochem. Eng. J. 15, 1-10.
Suarez M. E. (2006). Catalytic wet air oxidation coupled
with an aerobic biological treatment to deal with indus-
trial wastewater. Tesis doctoral. Escuela de Ingeniería
Química. Universitat Rovira i Virgili. España. 196 pp.
USEPA (1999). EPA Method 415.1 Total Organic Carbon
(Combustion or Oxidation). United States Environ-
mental Protection Agency. Washington, EUA. 4 pp.
Valdivia Soto, C. (2005). Tratamiento de aguas residu-
ales municipales utilizando tres diferentes medios
de soporte en lechos empacados. Tesis de doctorado.
Programa de Maestría y Doctorado en Ingeniería.
Universidad Nacional Autónoma de México. México,
Distrito Federal. 178 pp.
Viero A. F., De Melo T. M., Torres A. P., Ferreira N. R.,
Sant’Anna G. L., Borges C. P., Santiago V. M. J. (2008).
The effects of long-term feeding of high organic load-
ing in a submerged membrane bioreactor treating oil
reFnery wastewater. J. Membrane Sci. 319, 223-230.
logo_pie_uaemex.mx