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. 32 (3) 267-279, 2016
DOI: 10.20937/RICA.2016.32.03.02
TRATAMIENTO DE AGUA RESIDUAL DOMÉSTICA MEDIANTE UN REACTOR RAFA Y UNA
CELDA MICROBIANA DE COMBUSTIBLE
Cindy Yajaira MARTÍNEZ-SANTACRUZ
1
, David HERRERA-LÓPEZ
1
*,
Rubén Fernando GUTIÉRREZ-HERNÁNDEZ
2
y Ricardo BELLO-MENDOZA
1,3
1
El Colegio de la Frontera Sur. Carretera Antiguo Aeropuerto km 2.5, Tapachula, Chiapas, México, C.P. 30700
2
Instituto Tecnológico de Tapachula. Carretera Antiguo Aeropuerto km 2, Tapachula, Chiapas, México, C.P. 30700
3
University of Canterbury. Private Bag 4800, Christchurch, Nueva Zelanda, 8140
*Autor para correspondencia: dherrera@ecosur.mx
(Recibido: marzo 2015; aceptado noviembre 2015)
Palabras clave: digestión anaerobia, remoción de materia orgánica, sistema acoplado, densidad de potencia,
efciencia coulómbica
RESUMEN
Se evaluó el desempeño de un sistema compuesto por un reactor anaerobio de Fujo
ascendente (RAFA) y una celda microbiana de combustible (CMC) en el tratamiento
de agua residual de baja carga, así como la recuperación de energía de este sistema.
El reactor RAFA (1 L) se alimentó de manera continua con agua residual domés-
tica bajo tiempos de retención hidráulica (TRH) de 12 y 6 h. La CMC (250 mL)
fue operada por lotes y alimentada con agua residual cruda (TRH = 12 h) o con el
eFuente del reactor RA±A (TRH = 6 h). Se encontró que la remoción de materia orgánica
en el sistema acoplado RA±A-CMC (88 % en demanda química de oxígeno (DQO),
75 % de carbono orgánico total (COT) y 79 % de sólidos suspendidos totales (SST))
²ue superior a los niveles observados en el reactor RA±A (76 % DQO, 66 % COT y
73 % SST) y en la CMC (60 % DQO, 53 % COT y 40 % SST) cuando estos ²ueron
operados de manera individual. La mayor densidad de potencia obtenida con la CMC
fue de 176 mW/m
2
, utilizando una resistencia de 1000 Ω, en tanto que la efciencia
coulómbica fue de 8 %. El sistema RAFA-CMC demostró ser una buena alternativa
para el tratamiento de agua residual y la generación simultánea de electricidad aún
bajo condiciones de limitación de sustrato, es decir, con baja concentración de materia
orgánica en el inFuente.
Key words: anaerobic digestion, organic matter removal, coupled system, power density, coulombic e²fciency
ABSTRACT
The per²ormance o² a system consisting o² an up-Fow anaerobic sludge blanket (UASB)
reactor and a microbial fuel cell (MFC) for the treatment of low-strength wastewater
and the recovery of energy was evaluated. The UASB reactor (1 L) was continuously
fed with raw domestic wastewater under hydraulic retention times (HRT) of 12 and 6 h.
The MFC (250 mL) was operated in batch mode and fed with either raw wastewater
(HRT = 12 h) or the e²Fuent ²rom the UASB reactor (HRT = 6 h). It was ²ound that
the removal of organic matter by the coupled UASB–MFC system (88 % chemical
C.Y. Martínez-Santacruz
et al.
268
oxygen demand (COD), 75 % total organic carbon (TOC) and 79 % total suspended
solids (TSS)) was higher than the levels obtained by the UASB reactor (76 % COD,
66 % TOC and 73 % TSS) and the MFC (60 % COD, 53 % TOC and 40 % TSS) when
these were operated individually. The highest power density obtained in the MFC was
176 mW/m
2
with 1000
Ω resistance, whereas the coulombic efFciency was 8 %. The
UASB-MFC system proved to be a good alternative for the treatment of wastewater
and the simultaneous generation of electricity even under substrate limiting conditions,
such as low concentration of organic matter in the in±uent.
INTRODUCCIÓN
El tratamiento de agua residual doméstica en
reactores anaerobios de lecho de lodos y ±ujo as
-
cendente (RAFA) presenta importantes ventajas
frente a los métodos aerobios convencionales tales
como la generación mínima de lodos excedentes y la
producción de metano (Chernicharo 2006, Foresti
et
al
. 2006, Cervantes
et al
. 2011). Con el uso de estos
reactores se han reportado eFciencias de remoción
de demanda química de oxígeno (DQO) y de sólidos
suspendidos totales (SST) superiores al 60 % y 50 %,
respectivamente (Elmitwalli
et al.
2003, Halalsheh
et al.
2005, Das y Chaudhari 2009). Sin embargo,
los e±uentes suelen requerir postratamiento para
mejorar su calidad, lo que puede ser visto como una
desventaja del proceso de tratamiento anaerobio.
Las modestas eFciencias de remoción que suelen
presentar los reactores RAFA se deben, en parte, a
las características mismas del agua residual domés-
tica tales como su composición compleja y su baja
concentración de materia orgánica (i.e. sustratos),
lo que puede limitar la actividad microbiana (Van
Haandel
et al.
2006). Por otra parte, cuando los
reactores RAFA son operados a altas velocidades
de ±ujo, los sólidos suspendidos presentes en el
in±uente no son apropiadamente retenidos y no se
lleva a cabo la digestión de los mismos, afectando
la eFciencia del sistema (Chernicharo 2006, ²oresti
et al
. 2006, Pham
et al.
2006). Por lo anterior, di-
versas investigaciones han señalado el beneFcio
de aplicar procesos combinados para el tratamiento de
las aguas residuales domésticas con el objetivo
de obtener los beneFcios de los procesos de diges
-
tión anaerobia al tiempo de mejorar la calidad de
los e±uentes tratados y cumplir con las regulacio
-
nes ambientales (Torres 2001, Chernicharo 2006,
Foresti
et al.
2006, Pham
et al.
2006, Van Haandel
et al.
2006).
Las celdas microbianas de combustible (CMC)
son eficientes aún a concentraciones bajas de
sustrato, donde la digestión anaerobia presenta
limitaciones (Logan y Regan 2006b, Pham
et al.
2006). Por lo anterior pueden constituir una al-
ternativa para el tratamiento de aguas residuales
domésticas, ya sea si se les usa de manera indivi-
dual o formando parte de un sistema combinado
RAFA-CMC. En estos dispositivos, los microor-
ganismos que degradan la materia orgánica pre
-
sente en el agua residual transFeren electrones a
un ánodo y de allí éstos pasan hacia un cátodo
a través de un circuito externo, cre
ando un ±ujo
de electrones y generando electricidad en lugar de
consumir energía (Kim
et al
. 2004, Liu
et al
. 2004,
Logan y Regan 2006b). Las CMC han sido aplicadas
a escala de laboratorio principalmente en el trata-
miento de aguas residuales industriales (alimentos,
papel, cerveza, etc.), presentando altas eFciencias
coulómbicas debido a las cargas orgánicas altas y
constantes de estos e±uentes (Liu
et al
. 2004, Logan
2004, Min y Logan 2004, Logan
et al.
2005, Min
et
al
. 2005, Feng
et al
. 2008, Ahn y Logan 2009, Lefeb-
vre
et al
. 2011). En contraste, se han realizado escasas
investigaciones sobre sistemas acoplados a CMC
para el tratamiento de aguas residuales domésticas.
Si bien se ha ensayado la aplicación de CMC en el
tratamiento de e±uentes de baja carga orgánica, esto
se ha hecho utilizando agua residual sintética (a base
de glucosa, acetato, butirato o lactato como donador
de electrones) (Liu
et al.
2005 y Zhang
et al.
2012)
o agua residual doméstica modiFcada para lograr
una carga orgánica constante y con ello mayores
rendimientos de potencia (Liu
et al.
2011, Jiang
et
al
. 2012). Por lo tanto, resulta deseable caracterizar
el desempeño de CMC al tratar agua residual do-
méstica bajo condiciones reales (sin modiFcación
alguna y con concentraciones de DQO ±uctuantes).
De igual forma, es de gran interés investigar el
uso de estos dispositivos para tratar los e±uentes
de reactores RAFA y con ello mejorar su calidad.
Por lo anterior, este trabajo de investigación tuvo
como objetivo comparar el desempeño de un siste-
ma acoplado RAFA-CMC con el de los reactores
individuales en el tratamiento de agua residual real.
TRATAMIENTO DE AGUA RESIDUAL EN UN SISTEMA RAFA-CMC
269
MATERIALES Y MÉTODOS
Agua residual
El agua residual cruda fue recolectada a la entra-
da de la planta de tratamiento de aguas residuales
de El Colegio de la Frontera Sur (ECOSUR) en la
ciudad de Tapachula, Chiapas, México. Estas aguas
residuales se generan en sanitarios, duchas, cocinas y
laboratorios. Las principales características del agua
residual se presentan en el
cuadro I
.
Aparato experimental
El prototipo de reactor RAFA utilizado consistió
en una columna cilíndrica de acrílico con un volumen
de trabajo de 1 L a la que se le instaló un puerto de
alimentación en la parte inferior, un puerto de salida
y un colector de gas en la parte superior, así como tres
puertos de muestreo, cada uno a diferentes alturas de
la columna (
Fig. 1
).
El prototipo de CMC utilizado fue del tipo “H”
(Logan 2008), constituido por dos frascos de vidrio,
cada uno con un volumen de trabajo de 250 mL (
Fig. 1
).
Los frascos se unieron mediante un puente de vidrio
y una membrana de intercambio catiónico (MIC)
(CMI-7000S, Membranes International; Min
et al
.
2005). La MIC fue sometida a un pretratamiento
de acuerdo con las recomendaciones del fabricante.
Como ánodo se utilizó un escobillón de fbras de
carbón (2.5 mm de diámetro y 2.5 mm de longitud,
The Mill-Rose Company) y como cátodo se usó
tela de carbón de 2.6 × 5 cm (Jung y Regan 2007)
cubierta con una película de carbón activado y
platino como catalizador de acuerdo con Logan
et al.
(2006). La cámara catódica se llenó con 250
mL de amortiguador de fosfato (50 mM, pH 7.0),
manteniéndola en condiciones aerobias mediante
el burbujeo continuo de aire. La distancia entre
los electrodos fue aproximadamente de 15 cm. El
ánodo se unió a una resistencia usando alambre de
cobre, mientras que el cátodo se unió a la misma
resistencia pero con alambre de titanio. Se utilizó
una resistencia externa (R
ext
) de 1000 Ω. El voltaje
producido se midió con un multímetro (Steren,
MUL-600) conectado a una computadora personal
por medio de una interfase para el almacenamiento
de los datos.
CUADRO I.
CARACTERISTICAS DEL AGUA RESIDUAL ALIMENTADA A LOS REACTORES RAFA, CMC Y
RAFA-CMC
Medio
DQO
COT
SST
Agua residual de baja carga orgánica
220 mg/L a 370 mg/L
28 mg/L a 50 mg/L
40 mg/L a 70 mg/L
RAFA = Reactor anaerobio de ±ujo ascendente, CMC = celda microbiana de combustible, DQO = Demanda química de
oxígeno, COT = Carbono orgánico total, SST = Sólidos suspendidos totales
v
A
v~
500
OFF
500
200
20
2000 m
2000
2000 h
200 h
20 h
2
200 m
20 m
VΩmA
COM
200
q)
r)
h)
m)
ñ)
n)
i)
k)
j)
l)
o)
p)
a)
b)
c)
d)
e)
f
)g
)
Fig. 1.
Esquema del sistema experimental reactor anaerobio de ±ujo ascendente-celda microbiana de combustible. (a) in±uente, (b)
bomba peristáltica, (c) reactor RAFA, (d), (e), (²) puertos de muestreo, (g) e±uente, (h) cámara anódica, (i) cámara catódica, (j)
membrana de intercambio catiónico, (k) escobillón de fbra de carbón, (l) tela de carbón, (m) alambre de cobre, (n) alambre de
titanio, (ñ) resistencia externa, (o) agitador magnético, (p) bomba de aire, (q) multímetro, (r) computadora.
C.Y. Martínez-Santacruz
et al.
270
Inoculación de los reactores RAFA y CMC
Se usaron dos reactores RAFA, los cuales fueron
inoculados con 500 mL de lodos anaerobios (47 % de
sólidos volátiles) cada uno. Las dos CMC utilizadas
fueron inoculadas con 125 mL de lodos anaerobios
(48.8 % de sólidos volátiles), cada una, y alimentadas
con 75 mL de agua residual cruda cada 24 h bajo
condiciones anaerobias. Durante el arranque de las
CMC se utilizó permanganato de potasio (20 mM)
como electrolito para el cátodo.
Operación de los reactores RAFA y CMC
En una primera etapa experimental, los dos
reactores RAFA fueron alimentados con agua resi-
dual cruda bajo régimen continuo y con tiempos de
retención hidráulica (TRH) de 12 h (RAFA1) y de 6
y 3 h (RAFA2). Paralelamente, las dos CMC fueron
alimentadas con agua residual cruda bajo régimen
de operación por lotes con TRH de 12 h (CMC1)
y 6 h (CMC2). En ambas CMC, la cámara anódica
se mantuvo en condiciones homogéneas por medio
de un agitador magnético a 200 rpm y a la cámara
catódica se añadió periódicamente amortiguador de
fosfato para mantener el volumen de 250 mL.
En la siguiente etapa experimental porciones
del efuente del reactor RAFA2 ±ueron tratadas en
la cámara anódica de la CMC2 la cual se operó con
TRH de 9, 6 y 3 h (
Cuadro II
). Las CMC se operaron
durante 20 ciclos consecutivos para cada valor de
TRH. El estudio se desarrolló a temperatura ambiente
(T
max
33 ºC, T
min
25 ºC).
Cálculos y mediciones analíticas
Se desarrolló una curva de polarización de acuerdo
con lo estipulado por Logan (2008). La curva de pola-
rización se obtuvo al medir el voltaje en la celda con
distintas resistencias externas (R
ext
= 150 a 15 000 Ω).
Con cada resistencia se realizaron tres ciclos, cada
uno con una duración de 21 h. El voltaje de la CMC
se midió cada 15 min por medio de un multímetro
con sistema de adquisición de datos. La corriente (I)
se calculó a partir de I = E
CMC
/R
ext
y la potencia (P)
como P = E
CMC
2
/R
ext
. La densidad de potencia (DP)
y la densidad de corriente (DI) se calcularon con
las siguientes fórmulas: DP= P/A
cat
y DI = E
CMC
/
(A
cat
×R
ext
), respectivamente, normalizadas por el
área del cátodo. En estas ecuaciones, E
CMC
es el
voltaje producido por la celda, R
ext
es la resistencia
externa empleada, P es la potencia de la CMC y A
cat
es el área del cátodo utilizada. La e²ciencia de Cou
-
lomb (EC) se calculó de acuerdo con la fórmula C
E
=
(8×I×t)/(F×
V
an
×∆DQO), donde 8 es una constante
usada para DQO, I es la corriente producida por la
CMC, t es el tiempo que tarda cada ciclo, F es la
constante de Faraday,
V
an
es el volumen de líquido
de la camada anódica y ∆DQO es la variación de
concentración de la DQO.
Se colectaron muestras de agua en la entrada y
salida de los reactores RAFA y CMC para su ca-
racterización ²sicoquímica. La DQO y los SST se
determinaron de acuerdo con los métodos 5220A y
2540D, respectivamente, ambos descritos en APHA
(1995). El carbono orgánico total se midió con un
analizador automático (Shimadzu, TOC-VCSH). Los
resultados reportados son valores promedio para cada
uno de los TRH establecidos.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Desempeño de los sistemas
El desempeño de los sistemas se presenta en la
fgura 2
. Como era de esperarse, los niveles promedio
de remoción de la DQO, el COT y los SST mejoraron
al aumentarse el TRH. Por ejemplo, la remoción de la
DQO en el reactor RAFA pasó de alrededor de 50 %
con un TRH de 3 h, a 64 % con 6 h de TRH y de
allí a alrededor de 76 % cuando el TRH aumentó a
12 h. El aumento en la remoción de la DQO ±ue aún
más notable en la CMC ya que pasó de 35 % a 60 %
cuando el TRH se incrementó de 6 h a 12 h. Una
tendencia similar fue observada en el sistema RAFA-
CMC, aunque en este caso la mejora ±ue proporcio
-
nalmente menor ya que pasó de 76 % con el TRH de
6 h a alrededor de 88 % con el TRH más alto (12 h).
La mejora en la remoción de la materia orgánica
al aumentar el TRH puede explicarse por el mayor
tiempo de contacto entre los sustratos y la biomasa,
lo que conduce a mayores niveles de degradación.
La mejor retención de los SST en el lecho de lodos
(
Fig. 2c
) también contribuye a una mayor remoción
de la DQO y del COT en el reactor RAFA.
De manera consistente, el sistema RAFA-CMC
mostró niveles de remoción de DQO, COT y SST
CUADRO II.
TIEMPOS DE RETENCIÓN HIDRÁULICA
(TRH) ENSAYADOS EN EL SISTEMA ACO-
PLADO REACTOR ANAEROBIO DE FLUJO
ASCENDENTE - CELDA MICROBIANA DE
COMBUSTIBLE (RAFA-CMC)
Reactor
TRH (h)
RAFA
6
3
3
CMC
6
9
3
TRH total
12
12
6
TRATAMIENTO DE AGUA RESIDUAL EN UN SISTEMA RAFA-CMC
271
superiores a los logrados por los reactores RAFA y
CMC al ser operados de manera individual. En el caso
del COT, el nivel de remoción más alto alcanzado por
el reactor RAFA (65 % con TRH de 12 h) fue sólo
comparable con el nivel más bajo logrado por el sis-
tema RAFA-CMC al ser operado con un menor TRH
(6 h). Con un TRH de 12 h, el sistema RAFA-CMC
alcanzó niveles de remoción de COT de alrededor
de 75 %. Los niveles de remoción más bajos fueron
observados en la CMC lo que puede explicarse por
la menor capacidad de retención e hidrólisis de los
sólidos suspendidos de este tipo de sistemas. En este
aspecto, el reactor RAFA es superior ya que los sóli
-
dos suspendidos son mejor retenidos e hidrolizados
en el lecho de lodos. No obstante, una vez removida
una parte sustancial de los SST por el reactor RAFA
y al ser alimentado el efuente a la CMC,
ésta mostró
capacidad para continuar la degradación de la materia
orgánica, pese a su muy baja concentración y mejorar
así la calidad del efuente ±nal tratado. Es así que el
sistema RAFA-CMC parece combinar las fortalezas
de los reactores individuales. El mejor desempeño
logrado por el sistema RAFA (6 h TRH) – CMC (6
h TRH) frente a la combinación RAFA (3 h THR) –
CMC (9 h TRH), refuerza este razonamiento.
Las e±ciencias de remoción del sistema RAFA-
CMC son similares a las reportadas en otros trabajos
para sistemas acoplados usados en el tratamiento de
aguas residuales domésticas y sintéticas (
Cuadro III
).
Por ejemplo, Jiang
et al
. (2012) y Zhang
et al.
(2012)
obtuvieron e±ciencias de remoción de la DQO de
85 % y 82 %, respectivamente. Esto indica que el
sistema ensayado obtuvo una e±ciencia de remoción
de la DQO aceptable (88 %) en comparación con lo
reportado por estos investigadores. Cabe resaltar el
buen arranque y ²uncionamiento del RAFA y la CMC
observados durante los ensayos, lo que permitió
buenos niveles de remoción de la materia orgánica y
de los SST aún cuando los TRH fueron mucho más
cortos y el sustrato disponible fue más limitado y
variable. Al examinar la información presentada en
el
cuadro III
, hay que tomar en cuenta que es di²ícil
hacer comparaciones entre sistemas, debido a los
múltiples factores involucrados y a las condiciones
específicas de cada unidad experimental. Puede
observarse, sin embargo, que aún hacen ²alta más
trabajos de investigación sobre sistemas acoplados a
CMC que permitan mejores e±ciencias de remoción
de la materia orgánica durante el tratamiento de aguas
residuales domésticas sin modi±cación alguna.
Con las reservas antes señaladas, puede obser-
varse que las e±ciencias de remoción de la DQO
y de los SST mostradas por la CMC con un TRH
Fig. 2.
E±ciencias de remoción logradas por los reactores de
lecho de lodo anaerobio y fujo ascendente (RAFA), celda
microbiana de combustible (CMC) y sistema acoplado
(RAFA-CMC). (a) demanda química de oxígeno (DQO),
(b) carbono orgánico total (COT), (c) sólidos suspendidos
totales (SST)
100
80
(a)
Remoción de DQO (%)
60
40
20
0
RAF
AC
MC
RAF
AC
MC
RAF
AC
MC
Sistema acoplado
RAFA 3h
RAFA 6h
CMC 6h
RAFA 12h
RAFA 3h + CMC 3h
RAFA 3h + CMC 9h
RAFA 6h + CMC 6h
CMC 12h
120
100
80
(c)
Remoción de sólidos suspendidos totales (%)
60
40
20
0
Sistema acoplado
100
80
(b)
Remoción de carbono orgánico total (%)
60
40
20
0
Sistema acoplado
Promedios
C.Y. Martínez-Santacruz
et al.
272
CUADRO III.
REMOCIONES DE MATERIA ORGÁNICA Y DE SÓ
LIDOS OBSERVADAS EN EL REACTOR DE LECHO DE LODO ANAEROBIO Y FLUJO ASCEN
-
DENTE (RAFA) Y EN LA CELDA MICROBIANA DE COMBUSTIBLE (CMC), ASÍ COMO EN LOS SISTEMAS ACOPLADOS
Reactor
Sustrato
Aplicación
Condiciones
Remoción
Referencia
RAFA-RBS
ARD
Tratamiento de agua residuales domésticas
DQO= 240 a 762 mg/L
SST= 100 a 310 mg/L
TRH= 4 y 3 h (UASB)
57 % de DQO (4 h)
52.4 % de DQO (3 h)
53.4 % de SST (3h)
Moawad
et al.
2009
CMC- FotobiorreactorARD
Tratamiento continuo de aguas residuales
domésticas
DQO= 321±6 mg/L
TRH= 126.5 h
85 % de DQO
Jiang
et al.
2012
RAFA-CMC
AR con
glucosa
Eliminación de sulfuros y generación de
energía
DQO= 2000 mg /L
TRH= 40 h (30 días)
82 % de DQO
Zhang
et al
. 2012
RAFA- CMC
ARD
Tratamiento de agua residual de baja carga
DQO= 220 a 370 mg/L
COT= 28 a 50 mg/L
SST= 40 a 70 mg/L
TRH= 12 y 6 h
88 % de DQO (12 h)
76 % de DQO (6 h)
Este trabajo
CMC
(Doble cámara)
ARD
Remoción de materia orgánica y
desnitrifcación
DQO= 394±143 mg/L
SST= 349±62 mg/L
TRH=96 h
65 % de DQO
30 % de SST
Lefebvre
et al
. 2008
CMC
(Doble cámara)
ARDM
Eliminación de materia orgánica (DQOS y
COT)
DQO= 2250-2268 mg/L
COT= 812 mg/L
TRH= 8 h
80 % de DQO
Buitrón y Pérez 2011
CMC
(Doble cámara)
ARDM
Tratamiento de agua residuales domésticas
20 % ARD
80 % SS
TRH= 2.3 días (21 ciclos)
80 % de DQO.
Buitrón y
Cervantes-Astorga 2013
CMC
(Doble cámara)
ARD
Tratamiento de agua residual de baja carga
DQO= 220 a 370 mg/L
COT= 28 a 50 mg/L
SST= 40 a 70 mg/L
TRH= 12 y 6 h
60 % de DQO (12 h)
35 % de DQO (6 h)
Este trabajo
RAFA
ARD
Tratamiento de agua residuales domésticas
DQO= 240 a 340 mg/L
T= 13.5 °C a 15 °C
TRH de 10-11 h
54-58 % de DQO
75-85 % de SST
Álvarez
et al.
2006
RAFA
ARD
Tratamiento de agua residuales domésticas
DQO= 180 a 210 mg/L
TRH= 8, 6 y 4 h
72 % de DQO (8 h)
70 % de DQO (6 h)
67 % de DQO (4 h)
Das y Chaudhari 2009
RAFA
ARD
Tratamiento de agua residual de baja carga
DQO= 220 a 370 mg/L
COT= 28 a 50 mg/L
SST= 40 a 70 mg/L
TRH= 12, 6 y 3 h
76 % de DQO (12 h)
64 % de DQO (6 h)
50 % de DQO (3 h)
Este trabajo
RBS = Reactor biológico secuencial, ARD = Agua residual doméstica, ARDM = Agua residual doméstica modifcada, SS = Solución sintética, DQO = Demanda química de oxí
-
geno, DQOS = Demanda química de oxígeno soluble, SST = S
ólidos suspendidos totales, COT = Carbono orgánico total, T = Temperatura, TRH = Tiempo de retención hidráulica
TRATAMIENTO DE AGUA RESIDUAL EN UN SISTEMA RAFA-CMC
273
de 12 h, son similares a las reportadas en otros trabajos
(
Cuadro III
). Por ejemplo, Lefebvre
et al.
(2008) ob-
tuvieron efciencias de remoción de 65 % en el caso de
la DQO y de 30 % en el caso de los SST. Por su parte,
Buitrón y Pérez (2011) lograron una efciencia más
alta (80 % de remoción de la DQO soluble y el COT)
aunque en este caso usando agua residual adicionada
con glucosa para mantener una concentración de la
DQO
más alta y constante. De manera similar, Buitrón
y Cervantes-Astorga (2013) reportaron efciencias
de remoción de 80 % de DQO. En este trabajo, los
autores utilizaron agua residual doméstica adicionada
con CH
3
COONa como fuente de carbono, solución
amortiguadora de fosfatos pH 7.0, vitaminas y solu-
ciones de minerales, para mantener una concentración
estable de la DQO. Las efciencias de remoción de la
DQO observadas en nuestro estudio parecen bajas si
se les compara con los valores reportados por otros
autores. Sin embargo, debe tomarse en cuenta que la
alta efciencia de remoción de la DQO obtenida en
esos trabajos pudo verse favorecida por una mayor
concentración de DQO soluble y de Fácil degradación.
El desempeño del reactor RAFA se compara favo-
rablemente con los resultados conseguidos en trabajos
anteriores (
Cuadro III
). En el estudio realizado por
Álvarez
et al.
(2006) se lograron efciencias de remo
-
ción de la DQO de 54-58 % y de remoción de SST de
75-85 %. Das y Chaudhari (2009) encontraron efcien
-
cias de remoción de la DQO
de 72 %, 70 % y 67 %
con TRH de 8 h, 6 h y 4 h, respectivamente. Por su
parte, Moawad
et al.
(2009) obtuvieron remociones de
52 % para el caso de la DQO y 53 % en el de los SST.
Cabe resaltar que el reactor RA±A en nuestro estudio
presentó efciencias de remoción aceptables a pesar
de los Factores que pudieron limitar el desempeño del
proceso, tales como la baja concentración del in²uen
-
te, las amplias variaciones en la DQO de entrada y la
composición compleja y variable del agua residual.
Desempeño electroquímico y efciencia coulóm
-
bica de la CMC
Se obtuvieron diferentes voltajes durante el trata-
miento del agua residual doméstica en la CMC (
Fig. 3
).
Se seleccionaron 10 ciclos, los cuales mostraron un
patrón de salida de voltaje similar. Se observó un
comportamiento semiestable en la generación de
voltaje con algunos de los TRH utilizados. El voltaje
y la densidad de potencia generada con cada uno de
los TRH ensayados se muestran en el
cuadro IV
.
Se obtuvo una densidad de potencia máxima de 173
mW/m
2
y un valor mínimo de 0.04 mW/m
2
. Los va-
lores de voltaje y de densidad de potencia obtenidos
por la CMC son similares a los reportados en otros
estudios (Liu y Logan 2004, Liu
et al.
2004, Kim
et
al.
2005, Lefebvre
et al.
2008, Hays
et al
. 2011, Ahn
y
Logan 2013, Buitrón y Cervantes-Astorga 2013).
La CMC alcanzó una eficiencia coulómbica
máxima de
alrededor de 8 % con un TRH de 12 h.
Con los otros TRH, la EC varió desde 0.2 % hasta 4 %
(
Cuadro IV
). Las bajas efciencias coulómbicas
alcanzadas por la CMC pueden deberse a la com-
posición compleja del agua residual doméstica, la
que contiene sustratos Fermentables pero también
aceptores de electrones alternos, tales como nitratos
y sulFatos, que son responsables de una
pérdida
importante de los electrones transferidos (Liu y Lo-
gan 2004, He
et al.
2005, Logan y Regan 2006b). De
igual forma, puede ocurrir una competencia por dona-
dores de electrones entre las bacterias electroactivas
y los organismos fermentativos y metanogénicos
300
a)
b)
200
100
250
150
50
0
02
04
06
0
T 3h
T 6h
T 9h
Tiempo (h)
Voltaje (mV)
80
100
1000
600
800
400
200
0
02
04
06
0
Tiempo (h)
Voltaje (mV)
80
100
120
T 6h
T 12h
Fig. 3.
Voltaje en Función del tiempo de tratamiento. (a) celda
microbiana de combustible (CMC) alimentada con el
e²uente del lecho de lodo anaerobio y ²ujo ascendente
(RAFA), tiempo de retención hidráulica (TRH) 3 h
(
T3 h), TRH 6 h (
T6 h), TRH 9 h (
T9 h),
(b) CMC alimentada con agua residual cruda, TRH 6 h
(
T6 h), TRH 12 h (
T12 h)
C.Y. Martínez-Santacruz
et al.
274
involucrados en el proceso de remoción de la materia
orgánica (He
et al.
2005 Lefebvre
et al
. 2008, Katuri
et al
. 2011). Otra razón podría ser una baja densidad
de bacterias exoelectrogénicas y una baja producción
de mediadores (Liu
et al
. 2004). Debido a lo anterior,
las efciencias coulómbicas que registra la literatura
varían de acuerdo con la confguración de las CMC
y el tipo de sustrato empleado (Alzate-Gaviria
et
al.
2008). No obstante, las efciencias coulómbicas
observadas en este estudio (0.2 a 8 %) se encuentran
dentro del rango reportado por otros autores (Liu
et
al.
2004, He
et al.
2005, Hays
et al
. 2011, Buitrón
y Cervantes-Astorga 2013) y son típicas para aguas
residuales domésticas.
Curva de polarización y densidad de potencia de
la CMC
Las densidades de corriente y de potencia genera-
das por la CMC variaron en función de la resistencia
externa
aplicada. La
fgura 4a
presenta la curva de
voltaje en Función de la resistencia externa en tanto que
la
fgura 4b
presenta las curvas de polarización y de
densidad de potencia obtenidas al alimentar la CMC
con agua residual doméstica cruda. La mayor densi-
dad de corriente (0.023 mA/cm
2
) se obtuvo con la re-
sistencia más pequeña utilizada en el ensayo (150 Ω).
La densidad de corriente disminuyó a medida que
aumentó la resistencia externa. Este comportamiento
es similar a lo reportado anteriormente e indica que
bajas resistencias externas favorecen la transferencia
de electrones al ánodo por la bacterias exoelectro-
génicas, lo que aumenta la generación de corriente
eléctrica (densidad de corriente; Katuri
et al
. 2011).
Lo observado se puede explicar por las diferentes ci-
néticas en la utilización de sustratos, por variaciones
en las actividades metabólicas microbianas y por las
tasas de transferencia de electrones bajo diferentes
resistencias externas (Picioreanu
et al.
2008).
Con una resistencia de 5500 Ω se obtuvo una
densidad de potencia máxima de 28.59 mW/m
2
(DI = 0.006 mA/cm
2
y E
mfc
= 0.44 V). Este valor de
densidad de potencia es similar a los valores repor-
tados por otros investigadores en el tratamiento de
aguas residuales domésticas (
Cuadro V
). La densi-
dad de potencia alcanzada es mayor a la reportada por
Rodrigo
et al.
(2007) y similar a la lograda por Liu y
Logan (2004) y Liu
et al
. (2004) al utilizar una CMC
alimentada con agua residual doméstica de baja carga
orgánica. De acuerdo con la literatura, la generación
de poder (densidades de potencia máxima) varía
CUADRO IV.
VOLTAJE, DENSIDAD DE POTENCIA Y E±ICIENCIA COULÓMBICA PARA CADA UNO DE LOS TIEM
-
POS DE RETENCION HIDRÁULICA (TRH) ENSAYADOS
TRH
Sustrato
Voltaje
(mV)
Densidad de
potencia (mW/m
2
)
Efciencia
coulómbica (%)
3 h
Agua residual previamente tratada por reactor RAFA
V
min
= 15 – V
max
= 283
11
4
6 h
Agua residual previamente tratada por reactor RAFA
V
min
= 3 – V
max
= 11
0.04
0.2
6 h
Agua residual cruda
V
min
= 25 – V
max
= 122
5.02
0.7
9 h
Agua residual previamente tratada por reactor RAFA
V
min
= 13 – V
max
= 237
8
3
12 h
Agua residual cruda
V
min
= 76 – V
max
= 999
173
8
RA±A = Reactor anaerobio de ²ujo ascendente
Fig. 4.
Curvas de polarización y de poder. (a) voltaje obtenido
en función a la resistencia, (b) densidades de corriente y
de poder obtenidas durante la caracterización de la celda
microbiana de combustible.
b)
a)
0.6
0.5
0.4
0.3
0.2
0.1
0.0
0
2000
Voltaje (V)
4000
6000
r
2
=0.99
y0+a(1-b*)
Resistencia (Ω)
8000
10000120001400016000
0.6
0.4
0.2
0.0
0.000
Voltaje (V)
0.005
0.010
0
10
20
Densidad de poder
(mW/cm
2
)
30
r
2
=0.99
r
2
=0.95
Densidad de corriente (mA/cm
2
)
0.015
Curva de polarización
Densidad de poder
0.02
00
.025
TRATAMIENTO DE AGUA RESIDUAL EN UN SISTEMA RAFA-CMC
275
CUADRO V.
DENSIDADES DE POTENCIA OBTENIDAS EN CELDAS DE COMBUSTIBLE MICROBIANAS Y SUS ESPECIFICACIONES TÉCNICAS
Celda
Inóculo
Sustrato
Desempeño
Condiciones
Referencia
Doble cámara con puente salino
Agua residual modifcada
Agua residual modifcada
P
An
= 14 mW/m
2
DQO= 2250-2268 mg/L
O
t
= 8 h
R= 1000
Ω
Buitrón y Pérez 2011
Doble cámara con puente salino
Lodos anaerobios
Agua residual doméstica
P
An
= 25 mW/m
2
DQO= 300 mg/L
O
t
= 12 d
R= 125
Ω
Rodrigo
et al
2007
Doble cámara
con membrana (Nafon 117)
Lodos anaerobios
Agua residual modifcada
P
An
= 8 mW/m
2
T= 30 ºC
O
t
= 50 h
R= 470 Ω
Kim
et al.
2005
Doble cámara con membrana
(Nafon 117)
Agua residual doméstica
Agua residual doméstica
P
An
= 9.4 mW/m
2
P
Anv
= 0.19 mW/m
3
DQO= 394±143 mg/L
R= 5000 Ω
Lefebvre
et al.
2008
Doble cámara
con membrana (Nafon 117)
Agua residual modifcada
Agua residual doméstica
P
Anv
= 20.3 mW/m
3
DQO= 321±6 mg/L
R= 25 Ω
Jiang
et al.
2012
Doble cámara
con membrana (Nafon 117)
Agua residual modifcada
Agua residual modifcada
P
An
= 40 mW/m
2
T= 30ºC
O
t
= 232 h
R= 1000 Ω
Min
et al.
2005
Doble cámara
con membrana (Nafon 117)
Lodos anaerobios
Agua residual de baja carga
P
An
=173 mW/m
2
DQO= 220 a 370 mg/L
O
t
= 12 h
R= 1000
Ω
Este trabajo
Una sola cámara con membrana
(Nafon 117)
Agua residual doméstica
Agua residual doméstica
P
An
= 28 mW/m
2
DQO= 200-300 mg/L
O
t
= 120 h
R= 1000
Ω
Liu y Logan 2004
Una sola cámara con membrana
(Nafon 117)
Agua residual doméstica
Agua residual doméstica
P
An
= 26 mW/m
2
DQO= 200-300 mg/L
T= 30ºC
O
t
= 33 h
R= 465
Ω
TRH= 6 h
Liu
et al.
2004
P
An
= Densidad de potencia, P
Anv
= Densidad de potencia en relación al volumen de la cámara anódica, DQO = Demanda química de oxígeno, T = Temperatura, O
t
= Tiempo
de operación de la celda, TRH = Tiempo de retención hidráulica
C.Y. Martínez-Santacruz
et al.
276
signifcativamente conForme a la arquitectura de la
CMC (diFerencias en las confguraciones), materiales,
tipos de sustrato, TRH y tasa de carga (si se maneja
con régimen continuo; Logan
et al.
2006, Wang
et
al.
2011). Por otro lado, Rodrigo
et al
. (2007) men-
cionan que la densidad de potencia máxima tiene una
relación directa con la concentración de la DQO. Es
decir, entre mayor sea la concentración de la DQO
mayor será la densidad de potencia obtenida. Por lo
tanto, la variación de concentración de la DQO en las
aguas residuales utilizadas en el presente trabajo pudo
haber limitado la velocidad de generación de energía
eléctrica, lo cual está relacionado con la formación
de mediadores de la materia orgánica presente en las
aguas residuales.
Efecto de la resistencia sobre la remoción de DQO
en la CMC
Se realizaron pruebas de remoción de materia
orgánica para evaluar el desempeño de la CMC en el
tratamiento del agua residual doméstica. Esto permitió
identifcar la resistencia externa que se utilizaría en el
sistema acoplado RAFA-CMC. En el
cuadro VI
se
presentan los cambios observados en la concentración
de la DQO durante el desarrollo de la curva de polari
-
zación. La concentración inicial de la DQO presentó
variaciones debido a que se trabajó con agua residual
doméstica real (sin modifcación), lo cual implica
±uctuaciones en el contenido de materia orgánica.
Las más altas remociones de materia orgánica (78-
80 %) se obtuvieron con resistencias mayores a 1000
Ω (1000, 3300 y 15 000 Ω), mientras que la efciencia
de remoción más baja (40 %) fue obtenida al utilizar la
resistencia más pequeña (150 Ω). Estos resultados no
concuerdan con el modelo presentado por otros inves-
tigadores al estudiar CMC con agua residual sintética a
base de acetato o glucosa. De acuerdo con esos trabajos,
resistencias externas bajas favorecen el desarrollo de
una biopelícula de microorganismos exoelectrogénicos,
lo que aumenta las densidades de corriente y de poten
-
cia y, por ende, mejora la remoción de materia orgánica
y la efciencia coulómbica (Jang
et al
. 2004, Logan y
Regan 2006a, Alzate-Gaviria
et al
. 2008, Katuri
et al
.
2011, Ren
et al
. 2011, Wang
et al
. 2011). Contrario a
eso, en este estudio se observó que entre más alta Fue
la resistencia externa utilizada mayor fue la densidad
de potencia generada, obteniéndose una mayor efcien
-
cia de remoción de DQO en la CMC (
Cuadro VI
).
Lo que sugiere que en el tratamiento de agua residual
doméstica cruda, la remoción de la DQO, la densidad
de corriente, la densidad de poder y la EC, se ven
in±uenciadas por otros Factores y no s
ólo por la con-
centración inicial de la DQO soluble, como ocurre con
aguas residuales sintéticas.
Las efciencias coulómbicas obtenidas con diFeren
-
tes resistencias externas se muestran en el
cuadro VI
.
Se obtuvo una EC máxima de 4.50
²
1.82 % con una
resistencia externa de 150 Ω. La EC aumentó a me
-
dida que disminuyó la resistencia. Sin embargo, a
ún
utilizando la resistencia más baja (150 Ω), la EC total
de la CMC Fue baja, lo que indica que la mayoría de
la materia orgánica no se utilizó para la generación
de corriente. Este comportamiento concuerda con lo
reportado por Katuri
et al.
(2011) y puede ser explicado
por la competencia entre las bacterias electrogénicas,
Fermentativas y metanogénicas que catalizan las
reacciones de reducción y oxidación involucradas.
En relación con esto, algunos autores indican que el
cambio de la DQO no es s
ólo causado por bacterias
generadoras de energía eléctrica, sino también por la
actividad biológica de bacterias fermentativas y meta-
nogénicas presentes en la biopelícula, que se Favorece
por el aumento de la resistencia externa (Lefebvre
et
al.
2008, Picioreanu
et al
. 2007, 2008). Cuando la eli-
minación de la materia orgánica se lleva a cabo por la
vía metanogénica, el proceso de remoción de la DQO
CUADRO VI.
REMOCION DE DQO, DENSIDAD DE POTENCIA Y E³ICIENCIA COULÓMBICA EN
FUNCION DE LA RESISTENCIA EXTERNA APLICADA
Resistencia externa
(
Ω)
DQO entrada
(mg/L)
DQO salida
(mg/L) (d.e.)
Remoción (%)
(d.e.)
Densidad de
potencia (mW/m
2
)
Efciencia
coulómbica (%)
150
399
240 (32)
39.7 (6.6)
9.75
4.80
560
399
123 (23)
69.1 (5.7)
17.85
1.85
1 000
399
80 (48)
79.8 (12.1)
21.28
1.28
3 300
316
67 (26)
78.8 (8.3)
23.61
0.95
5 500
368
147 (14)
60.1 (3.7)
28.54
0.91
10 000
368
114 (21)
68.9 (5.7)
22.42
0.44
15 000
368
82 (40)
77.8 (10.9)
17.57
0.34
DQO = Demanda química de oxígeno, d.e. = Desviación estándar
TRATAMIENTO DE AGUA RESIDUAL EN UN SISTEMA RAFA-CMC
277
es más lento (Logan
et al
. 2006). Esto sugiere que los
mecanismos de remoción de materia orgánica son más
complejos en CMC alimentadas con agua residual do-
méstica que en las alimentadas con agua residual sinté
-
tica totalmente soluble. Lo anterior también indica que
la degradación de la materia orgánica no está relacio-
nada directamente con la generación de electricidad
ni con la EC. Esto concuerda con lo reportado por Liu
et al.
(2004), quienes a pesar de obtener una potencia
máxima de 26 mW/m
2
y remover el 80 % de la DQO
inicial del agua residual, encontraron que la EC de la
CMC fue inferior a 12 %, lo que indica que gran parte
de la materia orgánica no contribuyó a la generación
de electricidad. Por su parte, Rodrigo
et al.
(2007)
mencionan que un mínimo porcentaje de la DQO es
eliminado por el proceso de generación de electricidad.
CONCLUSIONES
El sistema acoplado RAFA-CMC demostró ser
una buena alternativa para el tratamiento eFciente
de aguas residuales domésticas. Altos niveles de re-
moción de la DQO (88 %), del COT (75 %) y de los
SST (79 %) fueron logrados por el sistema acoplado
RAFA-CMC cuando éste se operó con un TRH de 6
h en cada reactor. Además, el sistema RAFA-CMC
mostró de manera consistente mayores eFciencias de
remoción de DQO, COT y SST en comparación a los
reactores operados de forma independiente.
Se logró una densidad de potencia de 173 mW/m
2
y una eFciencia coulómbica de alrededor de 8 %
con la CMC alimentada con agua residual cruda. A
pesar de las moderadas eFciencias coulómbicas que
presentó la CMC de dos cámaras, ésta puede ser
utilizada en un sistema acoplado para el tratamiento
de aguas residuales domésticas.
AGRADECIMIENTOS
Los autores agradecen la beca para estudios de
posgrado (No. 254332) otorgada por el Consejo
Nacional de Ciencia y Tecnología (CONACyT) a
Cindy Y. Martínez Santacruz.
REFERENCIAS
Ahn Y. y Logan B.E. (2009). Effectiveness of domestic
wastewater treatment using microbial fuel cells at am-
bient and mesophilic temperatures. Bioresour. Technol.
101, 469-475. DOI: 10.1016/j.biortech.2009.07.039.
Ahn Y. y Logan B.E. (2013). Domestic wastewater treat-
ment using multi-electrode continuous ±ow M²Cs
with a separator electrode assembly design. Appl.
Microbiol. Biotechnol. 97, 409-416.
DOI: 10.1007/s00253-012-4455-8.
Álvarez J.A., Ruiz I., Gómez M., Presas J. y Soto M.
(2006). Start-up alternatives and performance of an
UASB pilot plant treating diluted municipal wastewa-
ter at low temperature. Bioresour. Technol. 97, 1640-
1649. DOI: 10.1016/j.biortech.2005.07.033.
Alzate-Gaviria L., Fuentes-Albarrán C., Álvarez-Gallegos
A., Sebastián P.J. (2008). Generación de electricidad
a partir de una celda de combustible microbiana tipo
PEM. Interciencia 33, 503-509.
APHA, AWWA y WPCF (1995). Standard methods for the
examination of water and wastewater.19 ed. American
Public Health Association, American Water Works As-
sociation, Water Environment Federation, Washington,
D.C., EUA, 1100 pp.
Buitrón G. y Pérez J. (2011). Producción de electricidad
en celdas de combustible microbianas utilizando agua
residual: efecto de la distancia entre electrodos. Tip
Revista Especializada en Ciencias Químico-Biológicas
14, 5-11.
Buitrón G. y Cervantes-Astorga C. (2013). Performance
evaluation of a low-cost microbial fuel cell using mu-
nicipal wastewater. Water Air Soil Pollut. 224,1470.
DOI: 10.1016/j.biortech.2009.07.089.
Cervantes A., Cruz M., Aguilar R., Castilla P. y Meraz M.
(2011). Caracterización Fsicoquímica y microbiológica
del agua tratada en un reactor UASB escala piloto. Rev.
Mex. Ing. Quím. 10, 67-77.
Chernicharo C. (2006). Post-treatment options for the
anaerobic treatment of domestic wastewater. Environ.
Sci. Biotechnol. 5, 73-92.
DOI: 10.1007/s11157-005-5683-5.
Das S. y Chaudhari S. (2009). Improvement in biomass
characteristics and degradation efFciency in modiFed
UASB reactor treating municipal sewage: a compara-
tive study with UASB reactor. Asia-Pac. J. Chem. Eng.
4, 596-60. DOI: 10.1002/apj.298.
Elmitwalli T., Al-Sarawey A., El-Sherbiny M., Zeeman G.
y Lettinga G. (2003). Anaerobic biodegradability and
treatment of egyptian domestic sewage. Memorias.
Seventh International Water Technology Conference.
Egipto. 28 al 30 de marzo, pp. 263-273.
Feng Y., Wang X., Logan B.E. y Lee H. (2008). Brewery
wastewater treatment using air-cathode microbial
fuel cells. Appl. Microbiol. Biotechnol. 78, 873-880.
DOI: 10.1007/s00253-008-1360-2.
²oresti E., Zaiat M. y Vallero M. (2006). Anaerobic pro
-
cesses as the core technology for sustainable domestic
wastewater treatment: Consolidated applications, new
C.Y. Martínez-Santacruz
et al.
278
trends, perspectives, and challenges. Environ. Sci. and
Biotechnol. 5, 3-19. DOI: 10.1007/s11157-005-4630-9.
Halalsheh M., Sawajneh Z., Zu’bi M., Zeeman G., Lier J.,
Fayyad M. y Lettinga G. (2005). Treatment of strong
domestic sewage in a 96 m3 UASB reactor operated
at ambient temperatures: two-stage versus single-stage
reactor. Bioresour. Technol. 96, 577-585.
DOI: 10.1007/s11157-005-4630-9.
Hays S., Zhang F. y Logan B.E. (2011). Performance of
two different types of anodes in membrane electrode
assembly microbial fuel cells for power generation from
domestic wastewater. J. Pow. Sour. 196, 8293-8300.
DOI: 10.1016/j.jpowsour.2011.06.027.
He Z., Shelley D., Minteer S. y Angenent L. (2005). Elec-
tricity generation from artiFcial wastewater using and
up±ow microbial fuel cell. Environ. Sci. Technol. 39,
5262-5267. DOI: 10.1021/es0502876.
Jang J., Pham T., Chang I., Khan K., Moon H., Cho K. y
Kim B. (2004). Construction and operation of a novel
mediator- and membrane-less microbial fuel cell. Proc.
Biochem. 39, 1007-1012.
DOI: 10.1016/S0032-9592(03)00203-6.
Jiang H., Luo S., Shi X., Dai M. y Guo R. (2012). A
novel microbial fuel cell and photobioreactor system
for continuous domestic wastewater treatment and
bioelectricity generation. Biotechnol. Lett. 34, 1269-
1274. DOI: 10.1007/s10529-012-0899-2.
Jung S. y Regan J.M. (2007). Comparison of anode bacterial
communities and performance in microbial fuel cells
with different electron donors. Appl. Microbiol. Bio-
technol. 77, 393-402. DOI: 10.1007/s00253-007-1162-y.
Katuri K.P., Scott K., Head I.M., Picioreanu C. y Curtis
T.P. (2011). Microbial fuel cells meet with external
resistance. Bioresour. Technol. 102, 2758-2766.
DOI: 10.1016/j.biortech.2010.10.147.
Kim B., Park H., Kim H., Kim G., Chang I., Lee J. y Phung
N. (2004). Enrichment of microbial community gener-
ating electricity using a fuel-cell-type electrochemical
cell. Appl. Microbiol. Biotechnol. 63, 672-681.
DOI: 10.1007/s00253-003-1412-6.
Kim J., Min B. y Logan B.E. (2005). Evaluation of proce-
dures to acclimate a microbial fuel cell for electricity
production. Appl. Microbiol. Biotechnol. 68, 23-30.
DOI: 10.1007/s00253-004-1845-6.
Lefebvre O. Al-Mamun A. y Ng H.Y. (2008). A micro-
bial fuel cell equipped with a biocathode for organic
removal and denitriFcation. Water Sci. Technol. 5,
881-885. DOI: 10.2166/wst.2008.343.
Lefebvre O., Uzabiaga A., Chang I., Kim B. y Ng H. (2011).
Microbial fuel cells for energy self-sufFcient domestic
wastewater treatment a review and discussion from
energetic consideration. Appl. Microbiol. Biotechnol.
89, 259-270. DOI: 10.1007/s00253-010-2881-z.
Liu H. y Logan B.E. (2004). Electricity generation using
an air-cathode single chamber microbial fuel cell in the
presence and absence of a proton exchange membrane.
Environ. Sci. Technol. 38, 4040-4046.
DOI: 10.1021/es0499344.
Liu H., Ramnarayanan R. y Logan B.E. (2004). Produc-
tion of electricity during wastewater treatment using
a single chamber microbial fuel cell. Environ. Sci.
Technol. 38, 2281-2285. DOI: 10.1021/es034923g.
Liu H., Cheng S.A. y Logan B.E. (2005). Production of
electricity from acetate or butyrate using a single-
chamber microbial fuel cell. Environ. Sci. Technol.
39, 658-662. DOI: 10.1021/es048927c.
Liu G., Yates M.D., Cheng S., Call D.F., Sun D. y Logan
B.E. (2011). Examination of microbial fuel cell start-
up times with domestic wastewater and additional
amendments. Bioresour. Technol. 102, 7301-7306.
DOI: 10.1016/j.biortech.2011.04.087.
Logan B.E. (2004). Extracting hydrogen and electricity
from renewable resources. Environ. Sci. Technol. 38,
160A-167A. DOI: 10.1021/es040468s.
Logan B.E. y Regan J. (2006a). Electricity-producing bac-
terial communities in microbial fuel cells.Trends Mi-
crobiol. 14, 512-518. DOI: 10.1016/j.tim.2006.10.003.
Logan B.E. y Regan J. (2006b). Microbial fuel cells and
challenges and applications. Environ. Sci. Technol. 17,
5172- 5180. DOI: 10.1021/es0627592.
Logan B.E., Hamelers B., Rozendal R., Schroder U.,
Keller J., ²reguia S., Aelterman P., Verstraete W. y
Rabaey K. (2006). Microbial fuel cells: Methodology
and technology. Environ. Sci. Technol. 40, 5181-5192.
Logan B.E. (2008). Microbial fuel cells. John Wiley and
Sons, Inc., Hoboken. Nueva Jersey, EUA, 200 pp.
Min B. y Logan B.E. (2004). Continuous electricity
generation from domestic wastewater and organic
substrates in a ±at plate microbial fuel cell. Env. Sci.
Technol. 38, 5809-5814. DOI: 10.1021/es0491026.
Min B., Kim J., Oh S., Regan J. y Logan B.E. (2005).
Electricity generation from swine wasterwater using
microbial fuel cells. Water Res. 39, 4961-4968.
DOI: 10.1016/j.watres.2005.09.039.
Moawad A., Mahmouda U.F., El-Khateebb M.A. y El-
Mollaa E. (2009). Coupling of sequencing batch
reactor and UASB reactor for domestic wastewater
treatment. Desalination 242, 325-335.
DOI: 10.1016/j.desal.2008.05.011.
Pham T., Rabaey K., Aelterman P., Clauwaert P., Scham-
phelaire L., Boon N. y Verstraete W. (2006). Microbial
fuel cells in relation to conventional anaerobic diges-
tion technology. Eng. Life Sci. 6, 285-292.
DOI: 10.1002/elsc.200620121.
Picioreanu C., Head I.M., Katuri K.P., Van Loosdrecht
M.C.M. y Scott K. (2007). A computational model
TRATAMIENTO DE AGUA RESIDUAL EN UN SISTEMA RAFA-CMC
279
for bioFlm-based microbial fuel cells. Water Res. 41,
2921-2940. DOI: 10.1016/j.watres.2007.04.009.
Picioreanu C., Katuri K.P., Head I.M. Van Loosdrecht
M.C.M. y Scott K. (2008). Mathematical model for
microbial fuel cells with anodic biofilms and an-
aerobic digestion. Water Sci. Technol. 57, 965-971.
DOI: 10.2166/wst.2008.095.
Puig S., Serra M., Coma M., Balaguer M.D. y Colprim J.
(2011). Simultaneous domestic wastewater treatment
and renewable energy production using microbial
fuel cells (MFCs). Water Sci. Technol. 64, 904-909.
DOI: 10.2166/wst.2011.401.
Ren Z.Y., Ramasamy R.P., Cloud-Owen S.R., Yan H.,
Mench M.M. y Regan J.M. (2011). Time-course cor-
relation of bioFlm properties and electrochemical
performance in single-chamber microbial fuel cells.
Bioresour. Technol. 102, 416-421.
DOI: 10.1016/j.biortech.2010.06.003.
Rodrigo M.A., Cañizares P., Lobato J. Paz R., Sáez C. y
Linares J.J. (2007). Production of electricity from the
treatment of urban waste water using a microbial fuel
cell. J. Pow. Sour. 169, 198-204.
DOI: 10.1016/j.jpowsour.2007.01.054.
Torres P. (2001). Tendencias en el tratamiento de aguas
residuales domésticas. Ciencia y Tecnología 3, 35-42.
Van Haandel A., Kato M., Cavalcanti P. y ±lorencio L.
(2006). Anaerobic reactor design concepts for the treat-
ment of domestic wastewater. Environ. Sci. Biotechnol.
5, 21-38. DOI: 10.1007/s11157-005-4888-y.
Wang Y.K., Sheng G.P., Li W.W., Huang Y.X., Yu Y.Y.,
Zeng R.J. y Yu H.Q. (2011). Development of a novel
bioelectrochemical membrane reactor for wastewater
treatment. Environ. Sci. Biotechnol. 45, 9256-9261.
DOI: 10.1021/es2019803.
Zhang B., Zhang J., Yang Q., ±eng C., Zhu Y., Ye Z. y Ni
J. (2012). Investigation and optimization of the novel
UASB–MFC integrated system for sulfate removal and
bioelectricity generation using the response surface
methodology (RSM). Bioresour. Technol. 124, 1-7.
DOI: 10.1016/j.biortech.2012.08.045.
logo_pie_uaemex.mx