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INTRODUCCIÓN
El tratamiento de agua residual doméstica en reactores anaerobios de lecho de lodos y flujo ascendente (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 eficiencias 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 efluentes suelen requerir postratamiento para mejorar su calidad, lo que puede ser visto como una desventaja del proceso de tratamiento anaerobio. Las modestas eficiencias de remoción que suelen presentar los reactores RAFA se deben, en parte, a las características mismas del agua residual doméstica 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 flujo, los sólidos suspendidos presentes en el influente no son apropiadamente retenidos y no se lleva a cabo la digestión de los mismos, afectando la eficiencia del sistema (Chernicharo 2006, Foresti et al. 2006, Pham et al. 2006). Por lo anterior, diversas investigaciones han señalado el beneficio de aplicar procesos combinados para el tratamiento de las aguas residuales domésticas con el objetivo de obtener los beneficios de los procesos de digestión anaerobia al tiempo de mejorar la calidad de los efluentes tratados y cumplir con las regulaciones 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 alternativa para el tratamiento de aguas residuales domésticas, ya sea si se les usa de manera individual o formando parte de un sistema combinado RAFA-CMC. En estos dispositivos, los microorganismos que degradan la materia orgánica presente en el agua residual transfieren electrones a un ánodo y de allí éstos pasan hacia un cátodo a través de un circuito externo, creando un flujo 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 tratamiento de aguas residuales industriales (alimentos, papel, cerveza, etc.), presentando altas eficiencias coulómbicas debido a las cargas orgánicas altas y constantes de estos efluentes (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, Lefebvre 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 efluentes 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 modificada 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 doméstica bajo condiciones reales (sin modificación alguna y con concentraciones de DQO fluctuantes). De igual forma, es de gran interés investigar el uso de estos dispositivos para tratar los efluentes de reactores RAFA y con ello mejorar su calidad. Por lo anterior, este trabajo de investigación tuvo como objetivo comparar el desempeño de un sistema acoplado RAFA-CMC con el de los reactores individuales en el tratamiento de agua residual real.
MATERIALES Y MÉTODOS
Agua residual
El agua residual cruda fue recolectada a la entrada 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).
Fig. 1 Esquema del sistema experimental reactor anaerobio de flujo ascendente-celda microbiana de combustible. (a) influente, (b) bomba peristáltica, (c) reactor RAFA, (d), (e), (f) puertos de muestreo, (g) efluente, (h) cámara anódica, (i) cámara catódica, (j) membrana de intercambio catiónico, (k) escobillón de fibra 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.
El prototipo de CMC utilizado fue del tipo "H" (Logan 2008), constituido por dos frascos de vidrio, cada uno con un volumen de trabaj o 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 fibras 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 x 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 (Rext) 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.
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 residual 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 efluente del reactor RAFA2 fueron 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 (Tmax 33 ºC, Tmin 25 ºC).
Cálculos y mediciones analíticas
Se desarrolló una curva de polarización de acuerdo con lo estipulado por Logan (2008). La curva de polarización se obtuvo al medir el voltaje en la celda con distintas resistencias externas (Rext = 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 = ECMC/Rext y la potencia (P) como P = ECMC2/Rext. La densidad de potencia (DP) y la densidad de corriente (DI) se calcularon con las siguientes fórmulas: DP= P/Acat y DI = ECMC/ (AcatxRext), respectivamente, normalizadas por el área del cátodo. En estas ecuaciones, ECMC es el voltaje producido por la celda, Rext es la resistencia externa empleada, P es la potencia de la CMC y Acat es el área del cátodo utilizada. La eficiencia de Coulomb (EC) se calculó de acuerdo con la fórmula CE= (8xIxt)/(FxFanxADQO), 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 ADQO 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 caracterización fisicoquímica. 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 Figura 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 fue 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 fue proporcionalmente 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.
Fig. 2 Eficiencias de remoción logradas por los reactores de lecho de lodo anaerobio y flujo 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)
De manera consistente, el sistema RAFA-CMC mostró niveles de remoción de DQO, COT y SST 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 sistema 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 sólidos 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 efluente 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 efluente final 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 eficiencias 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 eficiencias de remoción de la DQO de 85 % y 82 %, respectivamente. Esto indica que el sistema ensayado obtuvo una eficiencia de remoción de la DQO aceptable (88 %) en comparación con lo reportado por estos investigadores. Cabe resaltar el buen arranque y funcionamiento 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 difícil 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 falta más trabajos de investigación sobre sistemas acoplados a CMC que permitan mejores eficiencias de remoción de la materia orgánica durante el tratamiento de aguas residuales domésticas sin modificación alguna.
RBS = Reactor biológico secuencial, ARD = Agua residual doméstica, ARDM = Agua residual doméstica modificada, SS = Solución sintética, DQO = Demanda química de oxígeno, DQOS = Demanda química de oxígeno soluble, SST = Sólidos suspendidos totales, COT = Carbono orgánico total, T = Temperatura, TRH = Tiempo de retención hidráulica
Cuadro III Remociones de materia orgánica y de sólidos observadas en el reactor de lecho de lodo anaerobio y flujo ascendente (RAFA) y en la celda microbiana de combustible (CMC), así como en los sistemas acoplados
Con las reservas antes señaladas, puede observarse que las eficiencias de remoción de la DQO y de los SST mostradas por la CMC con un TRH de 12 h, son similares a las reportadas en otros trabajos (Cuadro III). Por ejemplo, Lefebvre et al. (2008) obtuvieron eficiencias 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 eficiencia más alta (80 % de remoción de la DQO soluble y el COT) aunque en este caso usando agua residual adicionada con 1lucosa para mantener una concentración de la DQO más alta y constante. De manera similar, Buitrón y Cervantes-Astorga (2013) reportaron eficiencias de remoción de 80 % de DQO. En este trabajo, los autores utilizaron a1ua residual doméstica adicionada con CH3COONa como fuente de carbono, solución amorti1uadora de fosfatos pH 7.0, vitaminas y soluciones de minerales, para mantener una concentración estable de la DQO. Las eficiencias 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 eficiencia 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 favorablemente con los resultados conse1uidos en trabajos anteriores (Cuadro III). En el estudio realizado por Álvarez et al. (2006) se lograron eficiencias de remoción de la DQO de 54-58 % y de remoción de SST de 75-85 %. Das y Chaudhari (2009) encontraron eficiencias 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 RAFA en nuestro estudio presentó eficiencias de remoción aceptables a pesar de los factores que pudieron limitar el desempeño del proceso, tales como la baja concentración del influente, las amplias variaciones en la DQO de entrada y la composición compleja y variable del a1ua residual.
Desempeño electroquímico y eficiencia coulómbica de la CMC
Se obtuvieron diferentes voltajes durante el tratamiento 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/m2 y un valor mínimo de 0.04 mW/m2. Los valores 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).
Fig. 3 Voltaje en función del tiempo de tratamiento. (a) celda microbiana de combustible (CMC) alimentada con el efluente del lecho de lodo anaerobio y flujo ascendente (RAFA), tiempo de retención hidráulica (TRH) 3 h (‒●‒ T3 h), TRH 6 h(
T6h), TRH 9h(
T9 h), (b) CMC alimentada con agua residual cruda, TRH 6 h (‒■‒ T6 h), TRH 12 h (
T12 h) '
RAFA = Reactor anaerobio de flujo ascendente
Cuadro IV Voltaje, densidad de potencia y eficiencia coulombica para cada uno de los tiempos de retencion hidráulica (TRH) ensayados
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 eficiencias coulómbicas alcanzadas por la CMC pueden deberse a la composición 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 Logan 2004, He et al. 2005, Logan y Regan 2006b). De igual forma, puede ocurrir una competencia por donadores de electrones entre las bacterias electroactivas y los organismos fermentativos y metanogénicos 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 eficiencias coulómbicas que registra la literatura varían de acuerdo con la configuración de las CMC y el tipo de sustrato empleado (Alzate-Gaviria et al. 2008). No obstante, las eficiencias 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 generadas por la CMC variaron en función de la resistencia externa aplicada. La Figura 4a presenta la curva de voltaje en función de la resistencia externa en tanto que la Figura 4b presenta las curvas de polarización y de densidad de potencia obtenidas al alimentar la CMC con agua residual doméstica cruda. La mayor densidad de corriente (0.023 mA/cm2) se obtuvo con la resistencia 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 cinéticas 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).
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.
Con una resistencia de 5500 Ω se obtuvo una densidad de potencia máxima de 28.59 mW/m2 (DI = 0.006 mA/cm2 y Emfc = 0.44 V). Este valor de densidad de potencia es similar a los valores reportados por otros investigadores en el tratamiento de aguas residuales domésticas (Cuadro V). La densidad 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 significativamente conforme a la arquitectura de la CMC (diferencias en las configuraciones), 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) mencionan 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.
PAn = Densidad de potencia, PAnv = Densidad de potencia en relación al volumen de la cámara anódica, DQO = Demanda química de oxígeno, T = Temperatura, Ot = Tiempo de operación de la celda, TRH = Tiempo de retención hidráulica
Cuadro V Densidades de potencia obtenidas en celdas de combustible microbianas y sus especificaciones técnicas
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 identificar 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 polarización. La concentración inicial de la DQO presentó variaciones debido a que se trabajó con agua residual doméstica real (sin modificación), lo cual implica fluctuaciones en el contenido de materia orgánica.
Cuadro VI Remocion de dqo, densidad de potencia y eficiencia 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/m2) | Eficiencia 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
Las más altas remociones de materia orgánica (7880 %) se obtuvieron con resistencias mayores a 1000 Q (1000, 3300 y 15 000 Q), mientras que la eficiencia de remoción más baja (40 %) fue obtenida al utilizar la resistencia más pequeña (150 Q). Estos resultados no concuerdan con el modelo presentado por otros investigadores 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 potencia y, por ende, mejora la remoción de materia orgánica y la eficiencia 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 eficiencia 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 influenciadas por otros factores y no sólo por la concentración inicial de la DQO soluble, como ocurre con aguas residuales sintéticas.
Las eficiencias coulómbicas obtenidas con diferentes resistencias externas se muestran en el Cuadro VI. Se obtuvo una EC máxima de 4.50 ± 1.82 % con una resistencia externa de 150 Ω. La EC aumentó a medida que disminuyó la resistencia. Sin embargo, aún 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 sólo 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 eliminación de la materia orgánica se lleva a cabo por la vía metanogénica, el proceso de remoción de la DQO 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 doméstica que en las alimentadas con agua residual sintética totalmente soluble. Lo anterior también indica que la degradación de la materia orgánica no está relacionada 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/m2 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 eficiente de aguas residuales domésticas. Altos niveles de remoción 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 eficiencias 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/m2 y una eficiencia coulómbica de alrededor de 8 % con la CMC alimentada con agua residual cruda. A pesar de las moderadas eficiencias coulómbicas que presentó la CMC de dos cámaras, ésta puede ser utilizada en un sistema acoplado para el tratamiento de aguas residuales domésticas.
