estudio sobre la inhibición en el tratamiento anaerobio de aguas residuales de una industria...
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Este trabajo se centra en una industria cervecera la cual cuenta con un sistema de tratamiento anaerobio, que tiene problemas de inhibición. Se describe la manera de obtener parámetros cinéticos para poder modelarTRANSCRIPT
Tecnológico de Estudios Superiores de Ecatepec
División de Ingeniería Química y Bioquímica
ESTUDIO SOBRE LA INHIBICIÓN DEL
PROCESO DE TRATAMIENTO ANAEROBIO
DE AGUAS RESIDUALES DE UNA
INDUSTRIA CERVECERA
Memoria de Residencia
Para obtener el título de:
Ingeniero Bioquímico
Presenta:
Juan Antonio Yáñez Varela
Asesor Externo:
Dr. Ulises Durán Hinojosa
Asesor Interno:
Dr. Sergio Esteban Vigueras Carmona
Ecatepec de Morelos, Estado de México, Marzo de 2015
AGRADECIMIENTOS
Deseo agradecer la ayuda directa o indirecta en el desarrollo de mis estudios de licenciatura a
una serie de personas cuya ayuda fue fundamental para lograr concretarlas.
ÍNDICE
Introducción 1
Datos generales del alumno 2
Datos generales de la empresa 3
Antecedentes de la empresa 4
Descripción de la empresa 6
Descripción del área donde se realizó
la residencia profesional 8
Problemática 9
Justificación 10
Objetivos del proyecto 11
Marco teórico 12
Metodología 37
Resultados y discusión 44
Conclusiones 56
Bibliografía 57
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I. INTRODUCCIÓN
En México, como en el resto del mundo, el tratamiento de aguas residuales se ha convertido en una
importante estrategia para combatir los efectos negativos en el medio ambiente generados por el desarrollo
de las grandes urbes e industrias. En el país aún existe una brecha muy grande entre la cantidad de agua
residual generada y la tratada, tanto de efluentes industriales como municipales. Sin embargo, los efluentes
con mayor carga de contaminantes son los industriales, por ello, el tratamiento de estos efluentes toma una
importancia notable. Uno de los rubros industriales con mayor desarrollo en el país es la industria cervecera.
Esta industria se caracteriza por la generación de efluentes residuales con una alta carga orgánica. La
mayoría de este tipo de industrias ha optado por la tecnología biológica anaerobia para el tratamiento de sus
efluentes, debido a las ventajas económicas y operacionales que se adaptan bien a las necesidades de las
empresas.
El éxito de la aplicación de la digestión anaerobia como tecnología para el tratamiento de las aguas
residuales de industrias cerveceras, se debe principalmente al diseño del reactor anaerobio de flujo
ascendente (RAFA). Este reactor cuenta con características hidráulicas y operacionales, que lo hace un
sistema muy eficiente para el tratamiento de efluentes cerveceros. Sin embargo, al ser un proceso biológico,
requiere de un control riguroso del sistema para mantener un buen estado del inóculo, ya que este se puede
verse afectado por sustancias provenientes en el efluente a tratar. Se ha reportado que en este tipo de
industrias, las sustancias que suelen afectar al proceso de digestión anaerobia son lubricantes y detergentes,
utilizados para dar mantenimiento y limpieza al equipo e instalaciones, ya que durante estas operaciones se
descarga una gran cantidad de agua al sistema de tratamiento.
Este trabajo se centrará en una industria cervecera que cuenta con un sistema de tratamiento anaerobio, el
cual comenzó a tener bajas eficiencias de tratamiento desde la incorporación de una nueva línea de proceso,
en dónde se comenzaron a utilizar nuevos aditivos. Los operadores de la planta de tratamiento han planteado
la hipótesis que estos aditivos son los que provocan una baja en la eficiencia de remoción de materia
orgánica, ya que esto se traduce en una baja velocidad de producción de metano. Por lo tanto el objetivo de
este trabajo es determinar el grado de inhibición que provocan en la actividad metanogénica dos aditivos
utilizados en el proceso de producción de cerveza.
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II. DATOS GENERALES DEL ALUMNO
Nombre de la empresa: Instituto de Ingeniería, UNAM
Proyecto:
Estudio sobre la inhibición del proceso de
tratamiento anaerobio de aguas residuales de
una industria cervecera
Fecha de inicio 8 de agosto del 2014
Fecha de terminación 9 de enero del 2015
Nombre del alumno: Juan Antonio Yáñez Varela
Matrícula: 201010064
Dirección
Calle Floresta, No. 14, Mz. 5, Colonia Izcalli
San Pablo, Tultitlán de Mariano Escobedo,
Estado de México
Teléfono: (55) 64 24 03 50
Correo Electrónico: [email protected]
Carrera: Ingeniería Bioquímica
Asesor TESE: Dr. Sergio Esteban Vigueras Carmona
Cargo (ASESOR): Profesor Titular “A”
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III. DATOS GENERALES DE LA EMPRESA
Nombre de la empresa: Instituto de Ingeniería, UNAM
Sector: Investigación
Servicio que ofrece: Investigación
Dirección:
Circuito Escolar s/n, Ciudad Universitaria,
Delegación Coyoacán, México D.F.
Proyecto:
Estudio sobre la inhibición del proceso de
tratamiento anaerobio de aguas residuales de
una industria cervecera
Asesor de empresa: Dr. Ulises Durán Hinojosa
Cargo (ASESOR): Investigador Asociado Nivel “C”
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IV. ANTECEDENTES DE LA EMPRESA
El Instituto de Ingeniería tiene origen en diversas iniciativas de la Universidad, de los universitarios en la
industria y de los gobiernos de la década de los 40 del siglo pasado. El primer intento de formación del
Instituto de Ingeniería proviene de un acuerdo del Consejo Universitario en 1944, de “Crear un Instituto de
Ingeniería, en la medida que los recursos lo permitan”. Los recursos eran exiguos, por lo cual, la iniciativa
se pospuso más de una década.
Los gobiernos de la posguerra, profundamente preocupados por la construcción de la infraestructura que el
país requería: (presas, distritos de riego, túneles, puentes, carreteras, aeropuertos y diversas obras civiles),
alentó la organización de jóvenes mexicanos para hacer dichas construcciones. Algunos de ellos,
universitarios de procedencia, vieron la necesidad de crear el Instituto de Ingeniería, A.C., cuyas escrituras
datan de 1955. Entre los más importantes promotores de aquella organización, estuvieron los ingenieros
Nabor Carrillo, Javier Barros Sierra, Bernardo Quintana y otros. Ellos pensaron que la mejor opción era
integrar al Instituto de Ingeniería en la Facultad de Ingeniería, al tiempo que esta se instalaba en Ciudad
Universitaria. En 1956 el Instituto de Ingeniería era ya una realidad universitaria.
La primera fuente de financiamiento del Instituto fue ICA, que lo nutrió de técnicos y ejecutivos y también
de problemas en ingeniería que habría que resolver. El primer recinto del Instituto fueron los sótanos del
entonces Instituto de Geología, instalaciones que ahora ocupa el Centro de Enseñanzas en Lenguas
Extranjeras de la UNAM. La primera construcción donde se alojó, con motivo de sus ingresos externos al
presupuesto universitario, fue la nave Raúl Sandoval Landázuri, donde desde entonces se alojan parte de
nuestros laboratorios de ingeniería estructural e hidráulica.
ICA pagó todos los gastos del Instituto durante el primer año, el 75% durante el año siguiente, la mitad del
total al tercer año y la cuarta parte al cuarto año, con ánimo de trasferir los costos de la investigación al que
originaban los trabajos de investigación: el sector público. Desde 1960, la casi totalidad de los costos de las
investigaciones del Instituto, entonces División de Investigaciones de la Facultad, eran pagados según la
naturaleza de los problemas para estudiar por: la Secretaría de Obras Públicas, actualmente SCT; la
Comisión Nacional de Irrigación, posteriormente Secretaría de Agricultura y Recursos Hidráulicos; la
Comisión Federal de Electricidad; y demás organizaciones gubernamentales solicitantes de tecnología de
alta calidad para la infraestructura nacional.
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Actualmente, todavía se atienden esas necesidades de ingeniería, y los organismos sucesores de aquellos
son aún el principal recurso para las investigaciones. Otra parte muy importante proviene de las instituciones
que financian la investigación científica, como la propia UNAM y el CONACYT, las organizaciones
internacionales y fundaciones del apoyo a la ciencia. Una pequeña parte de organizaciones y empresas
privadas, como ICA, que requieren tecnología del propio Instituto.
En la actualidad, aproximadamente la mitad de los miembros del Instituto provienen de disciplinas distintas
de la ingeniería civil, y las cuatro o cinco áreas de prestigio que caracterizaron los albores del Instituto son
ahora tres veces más numerosas, e incluyen una rica mezcla de las disciplinas e interdisciplinas de la
ingeniería moderna. Los orígenes de los temas de estudio, los recursos para el financiamiento de nuestra
operación, la preparación básica de nuestros estudiantes, los temas de tesis que aquí se dirigen y los artículos
que se publican, representan una muestra muy variada de lo mejor de la ingeniería nacional, que honra la
prestigiada tradición del Instituto de Ingeniería de la UNAM.
Los cuatro grandes grupos de investigación actuales comprenden a la ingeniería estructural, desde la
sismología, geotecnia y dinámica de las estructuras hasta la elaboración de normas constructivas urbanas;
la ingeniería hidráulica y ambiental, que incluye la dinámica de fluidos, la biorremediación y los procesos
biológicos del ambiente; de la ingeniería electromecánica, que también abarca la automatización, los
sistemas e instrumentación; y la ingeniería de computación (hardware y software), con grupos emergentes
en manejo de bases de datos, redes, inteligencia artificial y telecomunicaciones.
No obstante su alto grado de especialización, y las aportaciones novedosas que hace de manera creciente al
conocimiento universal, el Instituto preserva su importante función de hacer ingeniería de calidad, original,
útil y altamente competitiva. La versatilidad de la organización resulta en un alto grado de independencia
de sus miembros, de modo que pueden atenderse requerimientos del exterior con gran agilidad y eficiencia.
En el futuro, el Instituto prevé preservar su papel de árbitro nacional de la ingeniería y actor principal del
desarrollo tecnológico. Al mismo tiempo, apoyará de manera más efectiva a la docencia y la formación de
expertos, conjuntamente con la Facultad de Ingeniería, como siempre, y, acrecentará su participación en
programas universitarios de punta, así como la vinculación con la industria, el desarrollo de nuevas
tecnologías y la colaboración con instituciones a fin.
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V. DESCRIPCIÓN DE LA EMPRESA MISIÓN:
Contribuir al desarrollo del país y al bienestar de la sociedad a través de la investigación en ingeniería, la
formación de recursos humanos y la vinculación con la sociedad.
VALORES:
Desde sus orígenes, el Instituto de Ingeniería ha sido congruente con los ideales de sus fundadores, lo que
ha resultado en el proyecto académico de investigación en ingeniería más importante de nuestro país. Esto
se ha logrado en buena medida debido a que se han seguido los siguientes valores institucionales:
Actitud crítica.
Superación de normas y estándares vigentes.
Uso creativo de la tecnología y las herramientas a su alcance.
Generosidad en sus aportaciones al país.
Espíritu universitario.
Lealtad a las tareas de la UNAM.
Unidad con las dependencias universitarias.
Libertad de cátedra e investigación.
Investigación dirigida a los grandes problemas nacionales.
Compromiso con la ingeniería mexicana.
Corresponsabilidad en el crecimiento y fortalecimiento del Instituto.
Liderazgo institucional.
Honestidad en la búsqueda del conocimiento.
Calidad y rigor en sus trabajos de investigación.
Compromiso con la formación de nuevas generaciones.
Respeto a la diversidad y a la competencia.
Valoración de los méritos de su personal.
Compañerismo entre empleados, académicos e investigadores.
FUNCIONES:
Realizar investigación fundamental y aplicada, preferentemente dirigida a la solución de problemas
de interés nacional.
Formar investigadores y personal especializado mediante el ejercicio de la investigación.
Participar en las labores docentes de la UNAM y coadyuvar en la formación de profesores.
Colaborar con otras dependencias de la UNAM.
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Difundir los resultados de las investigaciones.
Transferir los resultados de la investigación mediante la vinculación con la sociedad.
ORGANIGRAMA:
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VI. DESCRIPCIÓN DEL ÁREA DONDE SE REALIZÓ
LA RESIDENCIA
ÁREA:
Coordinación de Ingeniería Ambiental
OBJETIVOS DEL ÁREA:
Ofrecer soluciones innovadoras, eficientes y costo-efectivas a los problemas ambientales del país a través
del desarrollo y transferencia de tecnologías y la formación de recursos humanos altamente calificados.
FUNCIONES DEL ÁREA:
Desarrollar labores de investigación básica y aplicada en temas como: el tratamiento, manejo y reúso del
agua (potable, residual, cuerpos de agua), el tratamiento de lixiviados procedentes de rellenos sanitarios,
la caracterización y remediación de suelos contaminados, evaluación de riesgo ambiental de sitios
contaminados, los efectos del cambio climático sobre la calidad del agua, la evaluación y tratamiento de
lodos y residuos, valoración de residuos, la microbiología ambiental y el control automatizado de
procesos, entre otros.
ORGANIZACIÓN:
La planta académica está coordinada por la Dr. Susana Saval Bohorquez, y está integrada por 9
investigadores y 23 técnicos académicos, y se tienen aproximadamente 100 becarios de licenciatura,
maestría, doctorado y posdoctorado, quienes realizan sus trabajos de tesis en proyectos asociados a las
investigaciones que aquí se realizan.
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VII. PROBLEMÁTICA
Este estudió se centrará en una industria cervecera, la cual cuenta con un sistema de tratamiento para las
aguas residuales generadas durante su proceso. El sistema de tratamiento es del tipo biológico anaerobio, y
su operación principal es un reactor anaerobio de flujo ascendente conocido como RAFA o UASB (por sus
siglas en ingles). Éste sistema de tratamiento recientemente ha tenido una disminución en su eficiencia de
remoción de contaminantes y en la producción de metano. Los operadores de la planta observaron que la
baja en la eficiencia de tratamiento comenzó desde la incorporación de una nueva línea de producción, en
la cual se utilizan algunos aditivos nuevos. La hipótesis de los operadores del reactor es que estos aditivos
provocan una inhibición en el proceso de digestión anaerobia manifestándose por una disminución en la
velocidad de producción de metano del inóculo. En este proyecto se determinará si existe una influencia
inhibitoria por parte de las nuevas sustancias utilizadas en el proceso productivo hacia el inoculo del reactor
UASB, y en caso de que exista, se determinará la magnitud de ésta.
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VIII. JUSTIFICACIÓN
Se ha seleccionado determinar si existe una inhibición por parte de los aditivos, ya que al ser un proceso
biológico el principal responsable del tren de tratamiento, es muy probable que la afectación al sistema sea
a nivel metabólico. Cabe mencionar que los tipos de microorganismos que llevan a cabo el proceso de
digestión anaerobia, necesitan de un control riguroso de las condiciones biológicas y fisicoquímicas
presentes en el sistema, lo cual extiende aún más la probabilidad de que las sustancias sean la causa de un
descontrol. La manera más completa de determinar la afectación al sistema biológico es mediante la
determinación de la constante cinética de inhibición, que en este trabajo se calculará a partir del modelo de
Dixon. El valor de esta constante podrá ser utilizada para proponer y evaluar distintas estrategias para evitar
que el sistema se vea afectado por la alimentación de estas sustancias al sistema.
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IX. OBJETIVOS DEL PROYECTO
OBJETIVO GENERAL:
Determinar el grado de inhibición que provocan en la actividad metanogénica dos aditivos utilizados en el
proceso de producción de cerveza.
OBJETIVOS ESPECÍFICOS:
Caracterizar el inóculo proveniente de reactor UASB de la industria cervecera.
Activación de lodo granular anaerobio.
Determinar la velocidad máxima de producción de metano y el coeficiente de saturación del inóculo
utilizando a la cerveza como fuente de sustrato.
Determinar la constante de inhibición utilizando el modelo cinético de Dixon.
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X. MARCO TEÓRICO
10.1 LA DIGESTIÓN ANAEROBIA EN MÉXICO
10.1.1 Problemática con el recurso del agua nacional.
La disponibilidad de agua en el mundo es ahora uno de los temas más prioritarios a nivel global, debido a
que el crecimiento poblacional hace que este valioso recurso sea más limitado para cada uno de los
habitantes en el planeta. En 2010 México registraba una población de 108 millones de habitantes,
colocándose en el onceavo lugar entre los países con mayor población en el mundo (Comisión Nacional del
Agua, 2011). Contrastando con lo anterior en 2006 México registraba una disponibilidad de agua de 4400
m3/habitante-año, estimando que esta será 3800 m3/habitante-año para 2025. Cabe destacar como dato
importante que México al ser un país en vías de desarrollo, se caracteriza por una concentración de su
población en zonas urbanas, las cuales son el Noroeste, Norte y Centro del país, donde se alberga el 77% de
su población total. Estas regiones se caracterizan por generar el 87% del producto interno bruto del país
contando sólo con el 32% del agua disponible en México (Cervantes, 2010), lo que enfoca aún más la
problemática de uso en estos centros productivos. En la Tabla 10.1, se pude observar cuales son las regiones
que más ejercen presión sobre el recurso.
Tabla 10.1. Regiones del país que ejercen más presión sobre el agua disponible en México.
Regiones hidrológico-
administrativas.
Volumen total de agua
concesionado (millones de m3)
Agua Renovable media
(millones de m3)
Grado de
presión (%)
Clasificación
el grado de
presión
I Península de
baja california 3 420 4 667 73.3 Alto
II Noroeste 7 703 8 499 90.6 Alto
III Pacifico Norte 10 411 25 630 40.6 Alto
IV Balsas 10 704 21 680 49.4 Alto
V Rio Bravo 9 243 12 163 76.0 Alto
VI
Cuencas
Centrales del
Norte
3 846 7 898 48.7 Alto
VII Lerma-Santiago-
Pacifico 14 479 34 533 41.9 Alto
VII Aguas del Valle
de México 4658 3 513 132.6 Muy Alto
Total Nacional 80 587 460 237 17.5 Moderada
(Fuente: Adaptado de Estadísticas del Agua 2011, CNA)
Memoria de Residencia – Instituto de Ingeniería, UNAM
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En la Tabla 10.1 se muestran las regiones con más problemas con respecto al balance entre la cantidad de
agua concesionada y el agua renovable. El agua renovable es la cantidad de agua máxima que es factible
explotar anualmente en una región, es decir, la cantidad de agua que es renovada por la lluvia y por el agua
proveniente de otras regiones o países. Como bien se aprecia en la Tabla 10.1, a nivel nacional no hay una
alta presión sobre el recurso, sin embargo, como ya se había comentado, las condiciones no son homogéneas
en todo el territorio nacional, destacando el caso del valle de México, donde el agua concesionada es mayor
que la disponible lo que genera graves problemas en el centro del país, y la productividad de las
manufacturas ahí situadas. El uso del agua es clasificado por la Comisión Nacional del Agua (CNA) en
cinco grupos, cuatro de ellos en usos consuntivos: el agrícola, el abastecimiento público, la industria
autoabastecida, y la generación de energía eléctrica. El último es el hidroeléctrico, que se considera como
uso no consuntivo. El uso consuntivo asignado al 2009 fue de 80.6 km3, del cual la industria autoabastecida
ocupa un 4.1%, que aunque parece poco, este grupo ha tenido una dinámica de crecimiento en términos de
agua concesionada del 40.1% desde 2005 (Comisión Nacional del Agua, 2011) lo que puede llevar a un
problema en términos de producción por la indispensable necesidad de agua.
La problemática en el país no termina con los problemas de disponibilidad, ya que el balance entre el uso,
el tratamiento y reusó de éste recurso también es deficiente. Las aguas residuales se clasifican en aguas
residuales municipales y aguas residuales no municipales. Las primeras corresponden a las que son
manejadas en los sistemas de alcantarillado municipales urbanos y rurales, en tanto que las segundas son
aquellas descargadas directamente a los cuerpos receptores de propiedad nacional como es el caso de la
industria autoabastecida. En 2009 las aguas residuales no municipales generadas en el país sumaron un total
de 190 m3/s, llevando consigo 6.95 millones de toneladas de DBO5, de las cuales solamente se trataron el
19.3%, mientras que las aguas residuales municipales generadas fueron de 237.5 m3/s, llevando consigo
2.02 millones de toneladas de DBO5, de esta cantidad sólo se trató el 37.1%. Es de notar que aunque el
caudal generado en las aguas residuales municipales es mayor, este no lleva consigo demasiados compuestos
contaminantes como las aguas residuales no municipales, ya que la cantidad de demanda bioquímica de
oxigeno (DBO) es mucho mayor en esta última, además que el tratamiento de ésta es aún menor que la de
las aguas residuales municipales.
10.1.2 Tecnologías implementadas en el tratamiento de aguas residuales en México.
Como se vio anteriormente la brecha entre el caudal generado (427.5 m3/s) y el tratado (124.8 m3/s) aún es
bastante grande, lo que permite la implementación de nuevas tecnologías avanzadas y económicas. Al
analizar con más detalle el tratamiento de aguas residuales en el país, en 2011 se registraba un total de 2 719
plantas de tratamiento de aguas residuales (PTAR), de las cuales estaban fuera de operación 430, lo que deja
un numero de 2 289 PTAR en funcionamiento (Comisión Nacional del Agua, Diciembre 2011). Como se
Memoria de Residencia – Marco Teórico
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muestra en la Figura 10.1, la segunda tecnología más adaptada a las PTAR son las basadas en el sistema de
lodos activados, varias de estas PTAR han dejado de ser utilizadas por los altos costos que implica el operar
estos sistemas (Cervantes, 2010). En la Figura 10.1 se muestran también que la principal tecnología utilizada
en el tratamiento de aguas residuales son las lagunas de estabilización, esto debido a que es el sistema más
sencillo y rudimentario para un sistema de tratamiento. En tercer lugar se denota una de las principales
tecnologías anaerobias, como lo es el reactor anaerobio de lecho fijo (RALF o UASB), esta última
tecnología ha tenido gran aplicabilidad a nivel mundial en una amplia gama de sectores productivos
industriales. Cabe resaltar que en la categoría de otros, donde hay 708 sistemas registrados,
aproximadamente el 40% de esos sistemas son anaerobios, como son RALF acoplados a otros sistemas,
fosas sépticas, entre otras (Comisión Nacional del Agua, Diciembre 2011).
Figura 10.1. Principales tecnologías a nivel nacional para el tratamiento de aguas residuales.
(Fuente: Adaptado de Comisión Nacional del Agua, Diciembre 2011)
10.1.3 Desarrollo histórico de la digestión anaerobia en México.
El desarrollo en México de ésta tecnología fue tardado comparándolo con países europeos o aun con los
demás países de Norteamérica. Como se muestra en la Figura 10.2, el primer digestor fue construido en
1987 seguido de un desarrollo posterior lento, dado que hasta 1991 la velocidad de construcción de los
digestores se mantuvo entre uno y cuatro por año. Es hasta 1992, con 16 reactores construidos, cuando se
alcanzó un crecimiento significativo del 400%. Durante los dos años siguientes, la velocidad de construcción
permaneció por arriba de diez reactores por año, alcanzando un máximo de 19 en 1993. Esta tasa disminuyó
drásticamente en 1995, debido a la crisis económica causada por una fuerte devaluación del peso mexicano
en diciembre de 1994. A partir de 1996 se observó, sin embargo, una recuperación del mercado, a pesar de
la reducción de los fondos públicos y privados disponibles para resolver problemas ambientales (Monroy
Hermosillo, et al., 1998). Actualmente se cuenta con 135 digestores anaerobios tratando efluentes de
diferentes sectores productivos, así como también, aguas residuales domésticas, en la Tabla 10.2 se muestra
la distribución de estos digestores al 2009. El volumen total instalado es cerca de 350 000 m3. Del total de
reactores anaerobios instalados en México, más de 50 han sido instalados y arrancados en la década del
2000, lo que indica un marcado aumento de su demanda en el mercado nacional.
Lagunas de
Estabilización,
729, 30%
Lodos
Activados, 667,
28%
RALF o
UASB, 185,
8%
OTROS, 708,
30%
Fosa Séptica,
89, 4%
Memoria de Residencia – Instituto de Ingeniería, UNAM
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Domestica - Local
Domestica - Foránea
Industrial - Local
Industrial - Foránea
Año de Construcción
Nu
mero
de P
lan
tas
An
aerob
ias
Figura 10.2. Principales tecnologías a nivel nacional para el tratamiento de aguas residuales.
(Fuente: Monroy Hermosillo, et al., 1998)
Es importante resaltar que existen empresas mexicanas que han contribuido significativamente en el diseño,
instalación y arranque de sistemas anaerobios en México. De hecho, empresas mexicanas han desarrollado
sistemas de tratamiento anaerobios que han sido aplicados con éxito en sectores que no han sido atendidos
por empresas extranjeras como la industria de lácteos y del café (Monroy Hermosillo, et al., 1998). Diversas
instituciones han implementado cursos en sus programas de licenciatura y posgrado en los que se
contemplan aspectos como el diseño y la operación de digestores anaerobios. Este es un punto muy
importante, sobre todo considerando la carencia de personal altamente capacitado para diseñar y operar este
tipo de sistemas de tratamiento de aguas residuales (Cervantes, 2010).
Tabla 10.2. Registro de digestores anaerobios instalados y operados durante 1989 y 2009 en México
Tipo de efluente Volumen instalado
(m3)
Carga tratada
(kg-DQO/día) Número de reactores
Municipal 71 825 (21%) 283 008 (18%) 498
Industrial 272 338 (79%) 1 327 267 (82%) 86
Total 344 163 1 610 275 135
(Fuente: Cervantes, 2010)
El repunte registrado durante las últimas dos décadas en cuanto al número de sistemas anaerobios
incorporados en PTAR en México indican claramente que cada vez más son las empresas que optan por esta
tecnología para el tratamiento de sus efluentes.
10.1.4 Tipos de reactores anaerobios aplicados
Seis tipos de reactores han sido aplicados en el país: filtros anaerobios ascendentes, reactores híbridos de
baja velocidad, chino modificado, de lecho granular (UASB) y de lecho granular expandido (EGSB). En la
Tabla 10.3 muestra que, como ya se había mencionado en la sección 10.1.2, la tecnología dominante
Memoria de Residencia – Marco Teórico
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corresponde a los reactores UASB, considerando tanto su número como su volumen. Esto debido
probablemente, a la simplicidad de su construcción y a los bajos costos asociados por la ausencia de material
de empaque. Excepto por un caso, todos los filtros anaerobios y reactores híbridos han sido construidos por
compañías locales, y tratan aguas residuales industriales y domésticas (Monroy, 2000).
Tabla 10.3. Diferentes tipos de reactores construidos en México en relación con el tipo de agua residual tratada y el origen de la
tecnología.
Tipo de Reactor Filtros Híbridos
anaerobios Baja
Chino
velocidad
EGSB
modificado UASB
% del total de numero de reactores 4.76 16.5 2.35 1.18 2.35 71.8
% del volumen total 0.34 1.75 23 0.01 1.06 73.8
% de los diferentes reactores construidos
por compañías nacionales 75 100 50 100 100 70.5
% de reactores tratando:
Aguas residuales industriales 50 92.86 100 100 100 49
Aguas residuales domésticas 50 7.14 0 0 0 51
(Fuente: Monroy Hermosillo, et al., 1998.)
Gracias a estos casos de éxito se ha logrado consolidar esta tecnología como una opción rentable en el
tratamiento de aguas residuales, sin embargo, aún quedan algunos aspectos por consolidar en los sistemas
anaerobios. Se requiere incluir en la infraestructura existente y en las PTAR por construirse sistemas de
captación de biogás que permitan el uso de esta fuente alterna de energía. Explicando esto, del total de
PTAR que incluyen sistemas anaerobios en el país, muy pocas aprovechan el biogás para satisfacer
diferentes necesidades energéticas internas, las cuales en su mayoría son industriales (Cervantes, 2010).
Como se muestra en la Tabla 10.2, del total de digestores anaerobios, la mayor parte de los digestores
anaerobios están concentrados en la industria, ya que la digestión anaerobia ofrece ventajas que son
atrayentes a los industriales, ventajas como son la de soportar altas cargas orgánicas en los efluentes a tratar,
una producción de menos del 80% de biosólidos en comparación con sistemas aerobios, y su bajo consumo
energético (0.05-0.1 kWh/m3) que se traduce en bajos costos de operación, además de una importante
producción de biogás que puede ser aprovechado como fuente de energía alterna. En la Figura 10.3 muestra
un desglose de la distribución en los diferentes sectores industriales del país de la tecnología anaerobia.
Resalta la presencia de los digestores anaerobios en el tratamiento de los efluentes de la industria cervecera
y maltera. Este tipo de industrias se caracterizan por generar efluentes residuales con una alta carga orgánica,
los cuales son bien tratados por los digestores anaerobios con una buena eficiencia. También esta industria
se destaca por aplicar tecnología foránea, ya que aproximadamente el 20% de estos digestores anaerobios
son de origen mexicano.
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Figura 10.3. Distribución de digestores anaerobios en la industria mexicana.
(Fuente: Monroy Hermosillo, et al., 1998)
10.2 ASPECTOS TÉCNICOS DEL REACTOR UASB
Como se revisó anteriormente los reactores UASB han sido la tecnología anaerobia más utilizada en el país,
el problema a detallar en este trabajo se realizó sobre una industria cervecera que cuenta con una PTAR, la
cual posee un reactor de este tipo como parte central del proceso, es por esto que se describirán algunos
aspectos con más detalle de este sistema y algunos parámetros que ayudan a corroborar el buen
funcionamiento de éstos.
10.2.1 Principales características.
El reactor anaerobio de lecho de lodos (UASB por sus siglas en inglés: Upflow Anaerobic Sludge Blanket)
es sin duda el más utilizado en el mundo. Su característica principal, es la retención de biomasa sin necesidad
de un soporte gracias a que favorece la floculación o agregación de bacterias, esto lo hace más económico
y le da ventajas técnicas sobre otros tipos de reactores avanzados. Sin embargo, este punto también es su
principal limitante, ya que la selección y correcta operación del proceso UASB dependerá de la capacidad
de sedimentación que logren sus aglomerados celulares.
El reactor UASB fue desarrollado en Holanda por Lettinga y sus colaboradores a mediados de la década de
los setentas. Entre los reactores de segunda generación éste es el más atractivo, debido a que soporta altas
cargas orgánicas y los costos de inversión son más bajos al no requerir un medio de soporte para la adhesión
de los microorganismos. La primera construcción a escala industrial de este tipo se realizó en Holanda
(CSM), bajo la dirección de Lettinga a mediados de los 70’s. Su principio de funcionamiento tiene como
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base la buena capacidad de sedimentación de la biomasa activa (lodo) que presenta una elevada actividad
metanogénica y forma granular. La Tabla 10.4 destaca las ventajas y desventajas del reactor UASB, algunas
ya discutidas en la sección anterior. Es importante resaltar que una de las partes más importantes para un
óptimo funcionamiento son las características del inóculo, ya que de este dependerá el tiempo de arranque
del sistema y la eficiencia del mismo, por lo que es muy importante tener un continuo monitoreo de éste.
Tabla 10.4. Ventajas y desventajas del reactor UASB.
VENTAJAS DESVENTAJAS
Soporta altas cargas (20 kg DQO/m3 d). La granulación es lenta y no necesariamente
controlable.
Bajo requerimiento de energía. No todas las aguas favorecen la granulación.
Construcción relativamente simple. Requerimientos de inóculo con ciertas características.
Aplicable a pequeña y gran escala. Sensible a aguas que forman precipitados.
Operación comparativamente simple. Riesgo de flotación de los granos durante arranques e
inoculaciones.
Proceso ampliamente probado.
(Fuente: Monroy & Noyola Robles, 1995)
En la Figura 10.4, se muestra una representación esquemática del reactor UASB, donde se observa que en
la parte inferior del reactor existe un sistema que permite distribuir homogéneamente el agua residual hacia
la cama de lodos, donde se realiza la digestión de la materia orgánica. La distribución adecuada de la
alimentación garantiza la uniformidad en el flujo a través del reactor esto disminuye las probabilidades de
tener caminos preferenciales que originan la presencia en el sistema de áreas que no son alimentadas, y por
consiguiente se manifiestan como biológicamente inactivas, conocidas como “zonas muertas.
Debido al flujo ascendente y a la producción de biogás, la biomasa que forma el lecho se expande en un
cierto grado. Esto permite por una parte, un mayor contacto entre el lodo y la materia orgánica, favoreciendo
su degradación, y por otra, promueve el desarrollo de agregados de biomasa con buenas características de
sedimentación, lo cual evita que sea lavada con el efluente del sistema. Los microorganismos se agregan en
forma de granos de aproximadamente 1 a 3 mm de diámetro, o en su defecto, se aglomeran en flóculos de
alta sedimentabilidad. En la parte superior, existe un separador de tres fases cuya función es permitir la
sedimentación de partículas suspendidas, así como facilitar la liberación del biogás. De este modo se obtiene
un efluente clarificado, se favorece la retención de la biomasa dentro del reactor y el biogás producido se
puede colectar, para dirigirlo hacia algún quemador o un recipiente de almacenamiento para su uso posterior.
En general, el éxito del proceso UASB se debe a que los granos que forman el lodo constituyen biopartículas
muy activas y densas, lo que confiere al reactor las características de un reactor empacado sin los problemas
de taponamiento, y los elevados costos del empaque convencional (Monroy & Noyola Robles, 1995). Sin
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embargo, si el agua residual no favorece la granulación, o puede presentar variaciones en ciertos
contaminantes que la afecten, el proceso UASB no será aplicable.
Cama de
Lodos
Zona de
expansión
Influente
Efluente
Burbuja de
Biogás
Lodo
granular
Salida del
BiogásSeparador
Trifásico
Compartimiento de
Digestión
Deflector de
gas
Figura 10.4. Representación esquemática de un Reactor UASB
Es importante definir el proceso de la digestión anaerobia para una adecuada operación en los reactores
UASB, ya que con ello, se podrán conocer cuáles son los parámetros más importantes para el monitoreo
continuo de estos. En las siguientes secciones se puntualizarán los procesos bioquímicos que se buscan
desarrollar dentro del reactor y las condiciones ambientales necesarias para llevarse a cabo.
10.3 BIOQUÍMICA DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA.
En el tratamiento anaerobio las bacterias destinan el 90% de la energía contenida en la materia orgánica
(expresada como demanda química de oxígeno, DQO) hacia la producción de un biogás con alto contenido
de metano, y solamente aprovechan para síntesis celular y funciones vitales alrededor del 10% (Saval, 1995).
La digestión anaerobia la realizan diferentes tipos de bacterias, las cuales se clasifican en los siguientes
grupos: bacterias hidrolíticas, bacterias fermentativas o acidogénicas, bacterias acetogénicas productoras
obligadas de hidrógeno (OPHA), bacterias metanogénicas hidrogenófilas y bacterias metanogénicas
acetoclásticas. De esta manera, es posible diferenciar las diversas etapas que ocurren sucesivamente durante
la biotransformación de la materia orgánica hasta metano, sin embargo, el establecer un balance entre los
diferentes tipos de especies de microorganismos es fundamentalmente importante para lograr una buena
eficiencia en el sistema de tratamiento. Un esquema sencillo de este complejo proceso se muestra en la
Figura 10.5.
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10.3.1 Hidrólisis y Acidogénesis.
En esta etapa se inicia el fenómeno de la digestión anaerobia. Los polímeros naturales tales como la celulosa,
pectina, proteínas, lípidos y polisacáridos, son despolimerizados por bacterias quimioheterótrofas no
metanogénicas, las cuales excretan enzimas hidrolíticas para liberar azucares, aminoácidos, gliceroles y
ácidos grasos, esta variedad de compuestos solubles pueden traspasar la membrana celular para ser
metabolizados en el citoplasma de la célula. Los polímeros se presentan en el sistema en forma de partículas
sólidas en suspensión, por lo tanto, no pueden ser directamente utilizados como sustrato por los
microorganismos, es por esto que se considera que los procesos de hidrólisis son reacciones de superficie,
que requieren un estrecho contacto entre los organismos que proporcionan las enzimas extracelulares
(enzimas hidrolíticas) y la materia orgánica biodegradable.
Los monómeros generados en la fase de hidrólisis son metabolizados intracelularmente por las bacterias
fermentativas y son convertidos en diferentes compuestos simples, los cuales son excretados por las células.
Estos compuestos producidos incluyen ácidos grasos volátiles, alcoholes, ácido láctico, dióxido de carbono,
hidrógeno, amonio y sulfuro de hidrógeno además de la creación de nuevas bacterias (biomasa). Las
bacterias responsables de esta etapa pueden ser anaerobias facultativas o estrictas, entre ellas están
Acetovibrio cellulolyticus, Clostridium thermocellum, C. populetti, C. cellulolytucum, además de otros
géneros como Bacteroides, Bacillus, Enterobacter, Acetobacter, e Llyobacter. Estas dos primeras etapas
son muy complejas, ya que cuando se trata de fermentar moléculas solubles fácilmente hidrolizables, la
fermentación ocurre rápidamente. Sin embargo, en caso de un exceso de sustrato, la hidrólisis provoca una
sobreproducción de ácidos grasos volátiles, los que pueden acidificar el medio hasta valores de pH
inhibitorios. Además, se puede producir un exceso de hidrógeno, el cual también inhibe la metanogénesis.
10.3.2 Acetogénesis.
Las bacterias acetogénicas son responsables por la oxidación de los productos generados en la fase
acidenogénica a sustratos apropiados para los microorganismos metanogénicos. De esta manera, las
bacterias acetogénicas son parte de un grupo intermediario metabólico, el cual produce los sustratos
necesarios para la fase metanogénica. Estos productos son el ácido acético, hidrógeno y bióxido de carbono.
Una parte de la formación de estos productos se da gracias al grupo de bacterias OPHA, no obstante, una
gran cantidad de hidrógeno es formado durante su metabolismo.
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Moléculas Orgánicas Complejas
(Polisacáridos, Proteínas, Lípidos)
Monosacáridos
Aminoácidos
Ácidos grasos de
cadena larga
Alcoholes
Ácidos Grasos Volátiles
(Propiónico, Butírico, etc)
AcetatoH2 + CO2
CH4 + CO2
Bacterias
Fermentativas
(Hidrólisis)
Bacterias
Fermentativas
(Acidogénesis)
Acetogénas Productoras de Hidrógeno
Bacterias Acetogénicas
(Acetogénesis)
Acetogénas Utilizando Hidrógeno
Organismos Metanogénicos
(Metanogénesis)
Bacterias
Metanogénicas
Hidrogenófilas
Bacterias
Metanogénicas
Acetoclásticas
Figura 10.5. Rutas metabólicas y grupos microbianos envueltos en la digestión anaerobia.
(Fuente: Adaptado de Lettinga, 1996)
Estas bacterias son inhibidas por el hidrógeno que producen, además que causan que el pH en el medio
acuoso decaiga, por lo que mantienen una estrecha relación con los procesos que remueven el hidrógeno.
Hay dos vías por las cuales el hidrógeno puede ser consumido en el medio, la primera es a través de los
microorganismos metanogénicos que usan hidrogeno y bióxido de carbono para producir metano, y la
segunda es en la formación de ácidos orgánicos, como lo son el ácido propiónico y acido butírico, que son
formados a través de la reacción entre el hidrogeno, dióxido de carbono y ácido acético. El fenómeno de
transferencia interespecie es importante también en la primera etapa. Muchas bacterias fermentativas son
capaces de transferir electrones vía hidrogeno a bacterias hidrogénofilas, lo que resultan en un incremento
en acetato y por tanto en una ganancia energética. Sin esta transferencia de hidrógeno o su acumulación, las
bacterias fermentativas estarían obligadas a producir mayores cantidades de compuestos tales como etanol,
lactato, propionato y butirato, lo que no es bueno ya que el sistema está diseñado naturalmente para una
producción máxima de acetato, que es el principal precursor del metano. Otro grupo de bacterias que ayudan
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a esta etapa, son las bacterias homoacetogénas, ya que estas son capaces de transformar una mezcla
hidrógeno y bióxido de carbono y algunos azúcares como glucosa y fructosa, en acetato. Algunas de estas
bacterias son Clostridium formicoaceticum y Acetobacterium woodii.
10.3.3 Metanogénesis.
La fase final de todo el proceso de degradación anaerobia de los compuestos orgánicos en metano y dióxido
de carbono, es procesada por las Arqueas metanogénicas. Las Arqueas metanogénicas han sido clasificadas
dentro de un grupo filogenéticamente diferente al de las Eubacterias, éste es el de las Archaea o Arqueas
(Saval, 1995), ya que su pared celular no contiene mureína y su membrana citoplasmática está constituida
fundamentalmente por hidrocarburos isoprenoides, en lugar de ésteres de glicerina y ácidos grasos, como el
resto de las bacterias. Se requieren tres condiciones básicas para que se lleve a cabo esta última etapa: a)
anaerobiosis estricta; b) condiciones reductores rigurosas (-330mV); y c) ausencia de aceptores finales de
electrones que favorezcan otras vías que compitan con la metanogénesis (Saval, 1995). En esta etapa actúan
Arqueas metanogénicas, que son las únicas que pueden transformar anaeróbicamente el acetato e hidrógeno,
y bióxido de carbono en metano, pudiendo formarse también a partir de otros sustratos tales como el ácido
fórmico y metanol, metilaminas y monóxido de carbono (Lorenzo Acosta & Obaya Abreu, 2005). Estas
Arqueas metanogénicas contienen coenzimas específicas que no han sido encontradas en otros géneros
bacterianos, como la coenzima M (HS-CoM: coenzima metil reductasa) cuya función es transportar el grupo
metilo del acetato o del metanol bajo la forma de metil-reductasa (CH3-S-CoM), al final de la vía metabólica
se obtiene metano y se regenera la coenzima M. Otra coenzima especifica es el factor 420 (F420) que es un
5-deazaflavin, análogo a la flavina mononucleótido (FMN), funciona como aceptor de electrones, pero a un
potencial redox más bajo que la mayoría de las flavinas (Ev=-373 Mv). El F420 presenta una alta
fluorescencia a 420 nm en estado oxidado lo que da a las metanógenas un color azul-verde al ser observadas
por microscopia de epifluoresencia (Saval, 1995). Básicamente estas bacterias pueden dividirse en dos
grandes grupos, en el primero, están aquellas que forman metano a partir del ácido acético o metanol, y en
el segundo se encuentran las que producen metano a partir del hidrógeno y dióxido de carbono, las cuales
se expresan como:
Arqueas asimiladoras de acetato (metanogénicas acetoclásticas).
Arqueas asimiladoras de hidrógeno (metanogénicas hidrogenófilas).
Arqueas metanogénicas acetoclásticas. Aunque solo pocas de las especies metanogénicas son capases de
formar metano a partir del acetato, estos son usualmente los microorganismos que prevalecen en la digestión
anaerobia. Éstos son responsables del 60 a 70% de toda la producción de metano, comenzando por el grupo
metilo del ácido acético (Lemos Chernicharo, 2007). Dos géneros se destacan con estas características:
Methanosarcina prevalece por arriba de 10-3 M acetato, mientras que Methanosaeta prevalece debajo de ese
nivel de acetato (Zinder, 1993). Methanosaeta tiene bajos rendimientos y es más sensible a cambios en el
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pH, en comparación a Methanosarcina (Schimidt and Ahring, 1996). Methanosarcina tiene una gran
velocidad de crecimiento, mientras que Methanosaeta necesita un largo tiempo de retención de sólidos, pero
puede operar a bajas concentraciones de acetato.
Arqueas metanogénicas hidrogenófilas. Obtienen su energía de la oxidación del hidrógeno en presencia de
bióxido de carbono como aceptor de electrones. La mayoría de las bacterias de este grupo pueden utilizar
el formato, sin embargo, no aceptan el acetato como fuente de energía pero si como fuente de carbono.
Dentro de este grupo se encuentran: Methanobacterium formacicum (bacilos); M. termoautotrophicum
(especie termofilica, bacilos largos); Metthanospirillum hungatei (largos filamentos); Methanobrevibacter
sp. (bacilos cortos).
El sistema de interacción de diversas especies microbianas con sus diferentes relaciones poblacionales, es
el fundamento de la eficiencia del proceso metabólico. Para ello se debe contemplar cuales son las
condiciones ambientales que favorecen y hacen eficiente el sistema, y qué factores fisicoquímicos son los
que se deben cuidar para que estas condiciones ambientales sean las más adecuadas para que la interacción
microbiana logre asimilar los sustratos complejos a metano.
10.4 FISICOQUÍMICA DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA.
Para mantener los microorganismos que son capaces de llevar a cabo el proceso de digestión anaerobia, se
debe tener un especial cuidado de los factores nutricionales y físicos del ambiente microbiano, ya que esos
pueden variar rápido y frecuentemente debido a los cambios en la alimentación del sistema, en este caso el
influente a tratar. Como en todo proceso biológico, ambas características físicas y químicas tienen una
influencia directa hacia el desarrollo microbiano. Los factores físicos actúan como agentes selectivos,
mientras que los factores químicos pueden o no pueden ser selectivos. Varios elementos, como el carbono
y nitrógeno, los cuales son comúnmente demandados en altas cantidades, pueden ser muy importantes en la
selección de especies, en contraste, los micronutrientes que son requeridos en muy pequeñas cantidades,
generalmente no tienen influencia en la selección.
La digestión anaerobia es particularmente susceptible a controles estrictos en las condiciones ambientales,
ya que el fundamento del proceso se basa en la interacción entre organismos fermentativos y metanogénicos,
por lo tanto, el éxito del proceso depende de un adecuado balance en el sistema ecológico, dándole una
especial atención a los microorganismos metanogénicos, debido a que son considerados altamente
vulnerables a los cambios ambientales (Lemos Chernicharo, 2007). Los principales requerimientos
ambientales físicos y químicos son descritos a continuación.
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10.4.1 Nutrientes.
La digestión anaerobia, al ser un proceso biológico requiere de nutrientes para el crecimiento y la actividad
de las bacterias, estas tienen que disponer de carbono, nitrógeno, fósforo, azufre y algunas sales minerales.
Usualmente para definir la cantidad necesaria de nutrientes para las poblaciones microbianas se establece
la composición química celular. Como esta composición es difícilmente conocida, los requerimientos
nutricionales son determinados basándose en composiciones empíricas de las células. Con esta
consideración y la del hecho que todos los organismos celulares están conformados por componentes
similares, y que presentan también, una composición química similar, se cree por lo tanto que requieren los
mínimos elementos en las mismas proporciones relativas. En la Tabla 10.5 se muestra la composición
química de los microorganismos metanogénicos.
Tabla 10.5. Composición química de los microorganismos metanogénicos.
Macronutrientes Micronutrientes
Elemento Concentración
(g/kg SST) Elemento
Concentración
(g/kg SST)
Nitrogeno 65 Hierro 1 800
Fosforo 15 Níquel 100
Potasio 10 Cobalto 75
Azufre 10 Molibdeno 60
Calcio 4 Zinc 60
Magnesio 3 Manganeso 20
Cobre 10
(Fuente: Adaptado de Lemos Chernicharo, 2007)
Para que el éxito del proceso se logre, los nutrientes inorgánicos necesarios para el desarrollo de los
microorganismos deben ser suplementado en suficientes cantidades. Si la concentración ideal de nutrientes
no es suplementado, hay varias maneras de compensarlo, como puede ser aplicando pequeñas cargar
orgánicas al sistema de tratamiento. La presencia o ausencia de micronutrientes en el agua residual es
generalmente evaluado con una prueba de laboratorio. A veces, la combinación de varios tipos de aguas
residuales puede compensar la falta de micronutrientes.
Detrás del nitrógeno, fosforo y azufre, que, junto con el carbono y oxígeno, constituyen las macromoléculas
de las células, un largo número de otros elementos son necesarios para la el procesos de digestión anaerobia.
Estos elementos son llamados micronutrientes y comprende las micromoléculas de las células. Estos
elementos representan cerca alrededor del 4% del peso seco de la células (Lemos Chernicharo, 2007). En la
práctica es difícil determinar con exactitud la demanda de estos micronutrientes. Un problema es que cuando
se presenta una necesidad por por parte de los organismos metanogénicos de sulfitos, esto permite la
precipitación de estos elementos en la solución, haciendo que la concentración de metales en equilibrio sea
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muy baja. Para resolver esto, se realiza la aplicación en un pulso de influente acidificado que puede provocar
un disturbio en el equilibrio químico y haciendo momentáneamente viables los metales para los
microorganismos metanogénicos. Las bacterias metonogénicas contienen algunos micronutrientes como Ni,
Fe, Co, en concentraciones más altas que en otros organismos (ver Tabla 10.5), lo cual indica un
requerimiento particular de estos elementos.
10.4.2 Temperatura.
Los microorganismos no son capases de controlar su temperatura interna, por lo tanto, la temperatura de las
células es determinada por la temperatura ambiente, cabe mencionar que entre los factores físicos que
afectan al desarrollo microbiano, la temperatura es uno de los que más determinantes. Dependiendo de la
especie del microorganismo, este tendrá una óptima temperatura de crecimiento. La máxima y mínima
temperatura define los límites del rango en que el crecimiento es posible y la óptima temperatura es en la
cual se da la máxima velocidad de crecimiento. Para el proceso de la digestión anaerobia, la formación de
metano ocurre en un amplio rango de temperatura (0 a 97°C). Dos ideales rangos de temperatura han sido
asociados con la digestión anaerobia, una en el rango mesófilico (30 a 35 °C), y otra en el rango termófilico
(50 a 55°C). A pesar de que es difícil concertar una temperatura óptima debido a la variedad de poblaciones
inmersas en el proceso, se han propuesto temperaturas óptimas para el proceso mesófilico de 35°C y de
55°C para el proceso termófilico. Usualmente el límite permisible para cambios de temperatura es de 2°C
por día, con esto se considera estable el balance entre las poblaciones microbianas y así no afectar el proceso
(Lemos Chernicharo, 2007). El efecto de la temperatura en el proceso biológico se distingue de dos maneras;
la primera es una influencia directa en las velocidades de reacción enzimáticas y la segunda en la velocidad
de difusión del sustrato. Enfocando la atención en la velocidad de reacción enzimática, se sabe que la
temperatura tiene un efecto directo en las reacciones bioquímicas, éste comportamiento es bien descrito por
la ecuación de Arrhenius, sin embargo, al ser un proceso biológico se debe contemplar que también se afecta
a la velocidad máxima de crecimiento de las células, debido a todo esto es importante notar que el
comportamiento cinético del proceso será en una buena parte determinado por la temperatura por lo cual se
debe tener un especial cuidado en el control de este parámetro durante la operación del proceso.
10.4.3 Potencial redox.
El cuidado de este parámetro es fundamental para los organismos centrales de este proceso que son las
Arqueas metanogénicas. Estos organismos necesitan un potencial redox entre -330 y -300 mV para un
óptimo desarrollo metabólico. El potencial redox puede incrementarse hasta 0 mV en el digestor, sin
embargo, se debe mantener en el rango óptimo para lograr una buena eficiencia en el proceso. Esto puede
ser logrado añadiendo agentes no oxidantes como nitratos, nitritos y sulfatos.
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10.4.4 pH y alcalinidad.
El pH tiene una influencia directa en la actividad enzimática de los microorganismos. En general la forma
en que el pH influye a las enzimas pueden ser por cambios de los grupos hidrolizables de las enzimas (grupos
carboxilos y aminas) o alteración de los compuestos no enzimáticos del sistema (ionización del sustrato,
desnaturalización de la estructura proteica de la enzima). En cada fase de la degradación anaerobia, los
microorganismos presentan una máxima actividad en rangos diversos: hidrolíticos entre 7.2 y 7.4;
acetogénicos entre 7 y 7.2 y metanogénicos entre 6.5 y 7.5, no obstante, éste último grupo es el más propenso
a los cambios bruscos de pH. Si durante el proceso se registra una caída por debajo de 6.5, significa que
más ácidos volátiles (AGV) son producidos que los que se están degradando, llevando a una falla inminente
en el proceso. En sistemas reales de digestión con biomasa suspendida y sustrato contenido en los sólidos
suspendidos, el pH normal de operación se considera de 7.3 a 7.5 (Zupancic & Grilc, 2012). Cuando el pH
decrece a 6.9, se deben tomar medidas inmediatas para no estropear el proceso. Cuando se usa reactores de
tipo UASB con biomasa granular que utiliza sustratos solubles en el líquido de alimentación con baja
concentración de sólidos, el pH de operación se considera en el rango de 6.9 a 7.1 (Zupancic & Grilc, 2012).
Los digestores normalmente tienen dos tipos de sistemas tapón para asegurar que el pH persista en un rango
deseable:
El sistema Dióxido de carbono – Bicarbonato. Durante la digestión el CO2 es continuamente
producido y liberado a la fase gaseosa. Cuando el pH decae, el CO2 es disuelto en el medio líquido
del reactor como moléculas no cargadas (bicarbonato), taponeando a los AGV causantes de la
acidificación. Con el incremento de pH el CO2 disuelto en forma de bicarbonato es ionizado y forma
ácido carbónico, lo cual ayuda a que el pH no aumente bruscamente. El punto medio en el que el
pH se balancea en este sistema es a 6.5 (Zupancic & Grilc, 2012). En concentraciones entre 2500 y
5000 mg/L el bicarbonato ejerce un fuerte taponamiento en el sistema.
El sistema Amoniaco – Amonio. Con el decaimiento del pH el ion amonio es formado con la
liberación de iones hidroxilos. Con el incremento del valor del pH más moléculas libres de amonio
son formadas. El punto de balance en términos de pH para este sistema es de 10.
Además de estos parámetros, se debe hacer un estudio minucioso sobre la composición del influente residual
a alimentar en el sistema biológico. Todo esto debido a que hay un número significativo de compuestos y
sustancias que actúan de forma letal sobre los microorganismos del proceso. A continuación se presentan
algunos de los más importantes compuestos, los cuales han sido reportados con un comportamiento tóxico
o inhibitorio al proceso de digestión anaerobia.
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10.5 INHIBICIÓN EN LA DIGESTIÓN ANAEROBIA.
El agua residual puede contener compuestos que ejercen una toxicidad para los microorganismos
metanogénicos. Cuando se opera un sistema de tratamiento anaerobio la presencia de compuestos tóxicos
debe ser evaluada. Se pueden reconocer tres patrones de toxicidad: metabólico, fisiológico y bactericida
(Field, 1987) como se muestra en la Tabla 10.6.
Tabla 10.6 Patrones de Toxicidad
Tipo toxina Durante la exposición
Inmediatamente después de la
exposición
Más tiempo después
de la exposición Descripción
Actividad Metanogénica
Atóxico Alta Alta Alta
Metabólica Baja Alta Alta Sin daño
Fisiológica Baja Baja Alta Componentes
subcelulares dañados
Bactericida Baja Baja Baja Toda la célula dañada
(Fuente: Field, 1987)
Sin embargo, en algunos casos se puede observar un fenómeno de adaptación. Esto significa que el
metabolismo de las bacterias puede funcionar mejor en la presencia de una toxina después de una exposición
a concentraciones sub letales de ésta. La adaptación metanogénica a la inhibición también puede ser como
un resultado indirecto de la degradación o modificación biológica de la toxina por otros organismos del lodo
anaeróbico. Algunas de las moléculas que se han reportado que tienen este efecto se describen con más
detalle a continuación.
10.5.1 Ácidos Grasos Volátiles.
La toxicidad de ácidos grasos volátiles (AGV) depende del pH ya que únicamente la forma no ionizada
(libre) de los ácidos es tóxica. La concentración 50% inhibitoria metanogénica de C2 y C3 es 16 y 6 mg
DQO L-1 (Field, 1987). Si el pH en el reactor es bajo, una fracción de AGV no ionizada será alta. En
contraste, los AGV no son tóxicos a valores de pH superior a 7. En un experimento realizado con lodo
granular, la toxicidad metanogénica de soluciones neutralizadas de AGV (pH 7.4) no era evidente a una
concentración de 15 000 mg DQO L-1. Afortunadamente, la inhibición metanogénica causada por la
combinación de AGV y bajo pH es reversible. Las bacterias metanogénicas pueden sobrevivir por largos
periodos (hasta dos meses) a la exposición a AGV a bajos pH. En general, la actividad metanogénica
inhibida por AGV se recuperará (en varios días o semanas) una vez que el pH del reactor sea corregido.
Cuando el pH en el reactor es bajo durante menos de doce horas, la actividad metanogénica se recuperará
una vez que el pH es corregido.
10.5.2 Ácidos Grasos Superiores.
La toxicidad de los ácidos grasos superiores (AGS) es mayor que la de los AGV. La concentración 50%
inhibitoria de diferentes AGS se muestra en la Tabla 10.7. La degradación anaerobia de AGS afecta en gran
medida su toxicidad metanogénica. Los AGS causan una severa inhibición de la producción de metano
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durante varias semanas. Una vez que el lodo comienza a degradar los AGS, la actividad metanogénica se
recupera totalmente. Hanaki y colaboradores en 1981 demostraron que la presencia de AGV en el medio
incrementa la toxicidad de AGS ya que inhiben la degradación de los AGS por las bacterias acetogénicas.
Los AGS no siempre son completamente solubles en el contenido del digestor anaerobio debido a que
cuando el sistema presenta bajos pH y la presencia de Ca2+ puede causar reacciones de insolubilización. Se
ha reportado que los AGS son adsorbidos en la superficie del lodo anaeróbico (Keurentjes y Rinzema, 1986),
para esto se ha intentado la revertir la toxicidad añadiendo Ca2+ para la precipitación de los AGS, sin
embargo, esto sólo es posible si AGS son precipitados antes de que sean adsorbidos en el lodo.
Tabla 10.7. Concentración de AGS causante del 50% de inhibición de la actividad metanogénica.
Compuesto
ensayado Relación de carbonos
Concentración
50% inhibitoria
(mg/L)
Sustrato utilizado
Inóculo –
Condiciones del
inóculo
Caprato C10:0 1027 Acetato Lodo Granular –
No adaptado
Laurato C12:0 525 – 869 Acetato Lodo Digerido –
No adaptado
869 Acetato Lodo Granular –
No adaptado
Miristato C14:0 1104 Acetato Lodo granular - No
adaptado
Oleato C18:1 1235 Acetato Lodo granular –
No adaptado
Mezcla de AGS C14:0/C16:0/C16:1/C18:1 250 Acetato Lodo domestico –
No adaptado
250 Butirato Lodo domestico –
No adaptado
1000 Hidrógeno Lodo domestico -
Adaptado
(Fuente: Field, 1987)
10.5.3 Amonio.
En aguas residuales que contienen altas concentraciones de proteínas y aminoácidos es común detectar
nitrógeno amoniacal. El nitrógeno orgánico es mineralizado a amonio (NH4) durante la digestión anaerobia.
La toxicidad de amonio es debida a la forma no ionizada (amoniaco libre, NH3). La influencia del pH sobre
la fracción de amoniaco libre es baja a pH 7 pero es diez veces más alta a pH 8. Diversos estudios han
mostrado que la concentración de amoniaco libre por arriba de 150 mg/L es toxica para los microorganismos
metanogénicos, mientras que el máximo límite para el amonio es aproximadamente 3 000 mg/L (Lemos
Chernicharo, 2007). Los efectos de las concentraciones de amoniaco pueden ser de beneficio o de afectación
al sistema en el proceso anaerobio, tal como se muestra en la Tabla 10.8.
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Tabla 10.8. Efecto de las concentraciones amoniaco libre en el proceso anaerobio
Concentración
(mg-N/L) Efecto
50 a 200 Benéfico
200 a 1000 Sin efecto adverso
1 500 a 3000 Inhibidor para pH > 7.4 a
7.6
Arriba de 3000 Toxico
(Fuente: Lemos Chernicharo, 2007)
10.5.4 Toxicidad metanogénica en efluentes cerveceros.
La carga de contaminantes en los efluentes de aguas residuales de las industrias cerveceras, proviene
principalmente tres áreas; de las mermas del producto en el proceso de producción de cerveza, de los
procedimientos de limpieza y desinfección de los equipos e instalaciones, y de la lubricación de las bandas
transportadoras en área de empaque. Una amplia variedad de productos comerciales son usados en estos
procedimientos, como son detergentes, desinfectantes, lubricantes y otros compuestos. Diversos estudios
han reportado que estos compuestos tienen un efecto tóxico en el proceso de digestión anaerobia (Nagel, et
al., 1999; García Chaves & Díaz Báez, 2003) por lo que se ha demostrado que se deben contemplar al
momento de diseñar y operar sistemas de saneamiento de este tipo. En la Tabla 10.9 se muestran algunas
concentraciones reportadas en la bibliografía de este tipo de compuestos.
Tabla 10.9. Concentración de compuestos químicos usados en la industria cervecera causantes de la inhibición de la actividad
métanogenica.
Compuesto químico Concentración del
ensayo % Inhibición Referencia
Detergente 0.6 %v/v 68.45 Nagel, et al., 1999
Desinfectante 0.5 %v/v 58.58 Nagel, et al., 1999
Lubricante Orgánico 0.5 %v/v 53.01 Nagel, et al., 1999
Lubricante Sintético 0.05 %v/v 85.67
Nagel, et al., 1999 0.1 %v/v 91.71
Pentaclorofenol 0.043 mM 50 García Chaves & Díaz Báez, 2003
Lubricante Sintético 0.11 %v/v 50 García Chaves & Díaz Báez, 2003
Para cualquiera de los casos, es importante realizar pruebas que arrojen datos cuantitativos de la inhibición,
y así poder proponer estrategias operacionales que eviten que estos compuestos causen una baja en la
eficiencia del proceso. La industria cervecera es la industria con más casos de aplicabilidad de la digestión
anaerobia (véase sección 10.1.4), por lo que es de suma importancia realizar estudios que sustenten aún más
los efectos de estos y otras sustancias utilizadas en estos procesos.
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La eficiencia de la digestión anaerobia es principalmente determinada por dos parámetros, el primero de
ellos es la remoción de materia orgánica expresada como demanda química de oxigeno (DQO), y el segundo
es la cantidad de producción de metano. Este último es un proceso cinético, al cual es posible determinar
sus constantes cinéticas en condiciones ideales y bajo condiciones particulares Las constantes cinéticas son
información útil para compararlas y poder definir cuál fue la magnitud de la alteración del proceso. En la
siguiente sección se detalla cómo calcularlas y analizarlas.
10.6 CINÉTICA DE LA DIGESTIÓN ANAEROBIA
Como se vio en la sección anterior, hay una amplia variedad de compuestos que pueden afectar a la
producción de metano. La productividad de metano puede ser analizada como un proceso cinético, en
función de las cantidades de biomasa (en términos de sólidos suspendidos volátiles), sustrato biodegradable
(en términos de DQO) y obviamente del tiempo. Uno de los ensayos más estudiados y usados para la
evaluación de sistemas anaerobios es la actividad metanogénica específica (AME).
10.6.1 Importancia de la Actividad Metanogénica Específica.
La evaluación de la AME de un lodo anaerobio es importante para conocer la capacidad de que tiene el
inóculo para convertir sustratos solubles a metano y dióxido de carbono. Diversos métodos han sido
probados para evaluar la biomasa presente en un sistema anaerobio y así lograr un monitoreo continuo.
Técnicas como la del número más probable (NMP), coenzima F420 y actividad de la deshidrogenasa (AD)
han sido utilizadas para evaluar el estado de la biomasa en estos sistemas, sin embargo, se ha observado que
no son muy eficientes y rentables en la práctica. Por ejemplo la técnica NMP es difícil de aplicar por que el
cultivo de microorganismos estrictamente anaerobios dificulta su aplicación por las condiciones estrictas
del ensayo. Más aún las técnicas como la de coenzima F420 y AD debido a que no reflejan directamente la
cantidad poblacional de microorganismos metanogénicos y la complejidad de las técnicas no las hace
aplicables como un método de monitoreo. Por otro lado, la AME da una medida directa de la velocidad de
producción de metano por unidad de biomasa por unidad de tiempo (Ince, et al., 2001), además que puede
ser usado como un análisis de rutina, y tiene diversas aplicaciones descritas a continuación (Lemos
Chernicharo, 2007):
Evaluar el comportamiento de la biomasa bajo el efecto de compuestos con potencial inhibitorio.
Determinar la toxicidad relativa de compuestos químicos presentes en efluente a tratar.
Establecer el grado de biodegradabilidad de diversos substratos, especialmente de aguas residuales
industriales.
Monitorear cambios en la actividad del lodo, debido a posibles acumulaciones de materiales inertes
después de largos periodos de la operación del sistema.
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Determinar la máxima carga orgánica que es posible aplicar a un determinado tipo de lodo,
permitiendo con esto, acelerar el arranque del sistema de tratamiento.
Evaluación de parámetros cinéticos.
10.6.2 Ecuación de Michaelis-Menten.
Como bien se mencionó en la sección anterior, una de las maneras de evaluar los parámetros cinéticos de
un lodo anaerobio es mediante el ensayo de la AME. La AME provee datos de velocidad de producción de
metano, además que en este ensayo es posible adicionar concentraciones de sustrato conocidas, por lo tanto,
se puede relacionar la velocidad de producción de metano con la concentración de sustrato presente en el
ensayo. Como todo proceso biológico la descripción cinética de las reacciones es a nivel enzimático, por
esto, y lo mencionado en las pasadas secciones, se sabe que la degradación anaerobia de residuos mediante
microorganismos se lleva a través de una serie compleja de reacciones enzimáticas. Las bacterias contienen
una gran variedad de enzimas, siendo cada uno de ellos responsable de una pequeña etapa en el complejo
proceso del metabolismo biológico. La formulación de la ecuación de Michaelis-Menten puede ser usada
para describir el comportamiento cinético de la producción de metano en función de las bacterias que llevan
a cabo este proceso. La velocidad de reacción se comporta de manera hiperbólica en función del aumento
de la concentración de sustrato, en la que la velocidad tiende a un valor de saturación. Este comportamiento
es descrito por la ecuación:
𝒒 = 𝒒𝒎𝒂𝒙[𝑺]
𝒌𝒔+[𝑺] (1)
Donde:
q = Velocidad de producción de CH4 en g DQO • g-1 SSV • d-1
qmax = Velocidad máxima de producción de CH4 en g DQO • g-1 SSV • d-1
S = Concentración de sustrato en g DQO • L-1
ks = constante de saturación en g DQO • L-1
La Ecuación 1 es representada en la Figura 10.6, en donde es posible ver que ks es la concentración de
sustrato en la que la velocidad de producción de metano es igual a la mitad de la velocidad máxima de
producción. La ecuación de Michaelis-Menten es ampliamente usada en el tratamiento de residuos. Su
importancia reside en el hecho de que su forma puede aproximarse a representar una reacción de orden cero
y de primer orden. La región de orden cero se da debido a que al inicio de la degradación de la materia
orgánica no hay limitación de sustrato por la concentración aún alta de éste. Cuando la concentración de
sustrato viable es muy baja, la velocidad de reacción decae, hasta que alcanza una cinética de primer orden.
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Figura 10.6 Representación gráfica de la reacción de saturación, de acuerdo a Michaelis-Menten
Los parámetros ks y qmax pueden calcularse a partir de un arreglo matemático, que permite linealizar la
Ecuación 1 y colocar estos datos en un gráfico de dobles recíprocos. Éste método fue propuesto por
Lineweaver-Burk. Este arreglo se ajusta a la forma de una recta 𝑦 = 𝑚𝑥 + 𝑏, donde como se muestra en la
Figura 10.7 la pendiente “m” es la relación ks/qmax, y la ordenada al origen “b” es el inverso de la velocidad
máxima.
Figura 10.7. Representación gráfica de Lineweaver-Burk
10.6.3 Cinética de inhibición.
Todos los procesos biológicos tienen sus bases catalíticas a nivel enzimático, debido a que las reacciones
en estos procesos son llevadas a cabo por las enzimas. Un inhibidor es una molécula que interfiere en la
catálisis enzimática haciendo más lenta o deteniendo la reacción. El equilibrio entre la enzima libre [E] más
el inhibidor [I] y el complejo [EI] se caracteriza por una constante de disociación. En este caso, a la constante
se le llama constante de inhibición, ki esto se explica con las Ecuaciónes 2 y 3.
0
1
2
3
4
5
6
7
0 5 10 15 20
Vel
oci
da
d d
e p
rod
ucc
ión
de
met
an
o
Sustrato
qmax
ks
qmax/2
-0.5
0
0.5
1
1.5
2
2.5
3
-2 -1 0 1 2 3 4 5 6
1/q
1/[S]
1/qmax
ks/qmax
Región de
primer orden
Región de
orden cero
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𝑘𝑖 =[𝐸][𝐼]
[𝐸𝐼] (2)
[E] + [I] ↔ [EI] (3)
Los tipos básicos de inhibición reversible son competitivo, acompetitivo y no competitivo. Se pueden
diferenciar de manera experimental por sus efectos sobre el comportamiento cinético de las enzimas (Tabla
1.10).
Tabla 10.10. Tipos de inhibición y sus efectos en las constantes cinéticas
Tipos de Inhibidor Efecto
Competitivo Aumenta ks
qmax permanece sin cambio
Acompetitivo qmax y ks descienden
No competitivo qmax desciende
ks permanece sin cambio
10.6.4 Inhibición competitiva
En la inhibición competitiva el sustrato [S] y el inhibidor [I] compiten por unirse a la enzima [E]. En caso
de que el sustrato se logre unir a la enzima, el complejo [ES] generara el producto, pero esto se ve afectado
si es que el inhibidor logra unirse primero a la enzima. El inhibidor puede ligarse al mismo sitio activo
donde se une al sustrato evitando que este se una a la enzima, o bien, puede unirse a la enzima en un sitio
diferente realizando una modificación aloestérica que modifica la estructura del sitio activo de la enzima
dificultando el enlace del complejo [ES]. En cualquier caso, si el inhibidor tiene éxito en la unión con la
enzima, el complejo [EI] es catalíticamente inactivo. La cantidad de [EI] puede verse disminuida añadiendo
concentraciones altas de sustrato. En consecuencia la velocidad máxima (qmax) no es afectada y es la misma
en presencia o ausencia del inhibidor. Ya se ha demostrado que la concentración de sustrato correspondiente
a la mitad de saturación es la ks. La ks aumenta debido al efecto del inhibidor competitivo. Este nuevo valor
es llamado “ks aparente” o ksapp. Para conocer el grado de elevación de la ks, se utiliza la siguiente formula
𝑘𝑠𝑎𝑝𝑝
= 𝛽𝑘𝑠
Donde:
𝛽 = 1 +[𝐼]
𝑘𝑖
Como se puede apreciar, ki es la manera en la que se puede determinar cuantitativamente el grado de
afectación (β) hacia ks. β es el relación que permite conocer cuantitativamente el aumento o decaimiento de
los parámetros cinéticos ks y qmax, debido al efecto de una sustancia inhibitoria.
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10.6.5 Inhibición acompetitiva
Este tipo de inhibidor sólo se une al [ES] y no a la enzima libre. En la inhibición acompetitiva disminuye
qmax por la conversión de algunas moléculas [E] en la forma inactiva [ESI]. Ya que es el complejo [ES] el
que se enlaza con [I]. En este caso la disminución de la qmax no se revierte por la adición de más sustrato.
También, los inhibidores acompetitivos hacen descender la ks, ya que los equilibrios de formación de [ES]
y de [ESI] son desplazados hacia los complejos, por la unión de [I]. Por lo tanto, el valor de reducción hacia
ks y qmax es proporcional, tal como se describe a continuación.
𝑘𝑠𝑎𝑝𝑝
=𝑘𝑠
𝛽
𝑞𝑚𝑎𝑥𝑎𝑝𝑝
=𝑞𝑚𝑎𝑥
𝛽
Ambos muestran una reducción dada por el factor β, el cual es determinado por el valor de la concentración
de [I] y ki.
10.6.6 Inhibición no competitiva
Los inhibidores no competitivos se pueden unir a la [E] o al [ES] y formar complejos inactivos [EI] o [ESI],
respectivamente. Esos inhibidores no son análogos del sustrato y no se enlazan en el mismo sitio que el [S].
El caso clásico de inhibición no competitiva se caracteriza por una disminución aparente de qmax sin cambiar
de la ks. El efecto de la inhibición no competitiva está dada por la interacción del [I] con la [E] y el [ES] en
forma reversible, eliminando las moléculas de enzima activa en la solución. Es rara la inhibición competitiva
clásica pero se conocen ejemplos de enzimas aloestéricas. En estos casos es probable que el inhibidor no
competitivo altere la conformación de la enzima, cuya forma todavía le permita seguir uniéndose al S pero
sin poder catalizar reacción alguna. Para conocer cuantitativamente la disminución de la qmax, se utiliza la
misma relación que el caso anterior.
𝑞𝑚𝑎𝑥𝑎𝑝𝑝
=𝑞𝑚𝑎𝑥
𝛽
10.6.7 Modelo de Dixon
El modelo matemático de Dixon, es una manera en la que se pueden analizar los datos de diversos ensayos
de inhibición realizando un gráfico donde se muestre el reciproco de la velocidad de producción de metano
contra la concentración de la sustancian inhibitoria. Por lo tanto, se deben generar ensayos donde se
obtengan distintas velocidades de producción de metano a diferentes concentraciones de inhibidor, pero a
su vez, manteniendo constante la concentración de sustrato. El análisis de datos con éste modelo, explica
cual es tipo de inhibición que presenta la sustancia problema. Este modelo permite calcular el valor de ki,
por lo tanto, concede calcular la magnitud en la que se afectan los parámetros cinéticos ks y qmax.
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[I]
1/q
- ki
[S]=00
[I]
1/q
- ki
[I]
1/q
- ki
A)
B) C)
Figura 10.8. Gráficos de Dixon.
Inhibición competitiva (A). Inhibición no competitiva (B). Inhibición acompetitiva (C).
(Fuente: Dixon, 1953)
En la Figura 10.7 se muestra el gráfico de Dixon para los tres casos de inhibición antes descritos. Cada una
de las rectas representa diversos ensayos, en los cuales, se mantiene la concentración de sustrato constante,
pero, se varía la concentración de la sustancia inhibitoria para generar diferentes velocidades. Al ser inhibida
la velocidad, el reciproco de la velocidad aumenta con respecto al aumento en la concentración de sustrato.
En el gráfico que representa la inhibición competitiva se observa una familia de rectas que se intersectan
sobre el segundo cuadrante, en un punto cuya abscisa determina ki. Al tender la concentración de sustrato
al infinito, la recta se hace horizontal, lo que indica que la velocidad no varía la concentración del inhibidor,
ya que la enzima se halla saturada por el sustrato. En la inhibición no competitiva las líneas se juntan sobre
el eje x dando el valor de ki. En la inhibición acompetitiva, se obtiene un conjunto de líneas paralelas que
tienden a aglomerarse a medida que aumenta la concentración de sustrato. El valor de ki se obtiene por
aproximación trabajando con concentraciones muy altas de sustrato.
Las ecuaciones propuestas por Dixon, las cuales describen el comportamiento para cada tipo de inhibición
se muestran en la Tabla 10.11. Tal como se ve, el parámetro cinético ki, puede ser calculado para cualquiera
de los tres casos simplemente linealizando el reciproco de la velocidad contra la concentración de inhibidor,
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ya que estas tres ecuaciones tienen la forma 𝑦 = 𝑚𝑥 + 𝑏, a partir de las pendiente y ordenadas generadas,
es posible obtener ki.
Tabla 10.11. Ecuaciones de Dixon para cada tipo de inhibición.
Tipo de Inhibición Ecuación
Competitiva 1
𝑞=
𝑘𝑠
𝑞𝑚𝑎𝑥𝑘𝑖[𝑆][𝐼] +
1
𝑞𝑚𝑎𝑥(1 +
𝑘𝑠
[𝑆])
No competitiva 1
𝑞=
(1 +𝑘𝑠[𝑆]
)
𝑞𝑚𝑎𝑥𝑘𝑖
[𝐼] +1
𝑞𝑚𝑎𝑥(1 +
𝑘𝑠
[𝑆])
Acompetitiva 1
𝑞=
1
𝑞𝑚𝑎𝑥𝑘𝑖
[𝐼] +1
𝑞𝑚𝑎𝑥(1 +
𝑘𝑠
[𝑆])
Para este trabajo se utilizará una metodología guiada a conseguir la determinación de la inhibición con el
modelo de Dixon. En el siguiente apartado, se describirá puntualmente cual fue el diseño experimental para
poder lograr confirmar y sustentar la inhibición de las sustancias proporcionadas por la industria cervecera.
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XI. METODOLOGÍA
11.1 CARACTERIZACIÓN DEL INÓCULO
El inóculo utilizado en este trabajo fue proporcionado por la industria cervecera, la cual fue sujeto de este
estudio. El inóculo era lodo de tipo granular colectado del reactor UASB, operación central del sistema de
tratamiento de aguas residuales de esta industria. La caracterización del inóculo se realizó determinando los
sólidos, tamaño de granulo, índice volumétrico de lodo, velocidad de sedimentación y actividad
metanogénica. Estos parámetros son con los que comúnmente se determina el estado del inoculo anaerobio.
11.1.1 Sólidos totales y solidos volátiles
Se determinó la concentración de sólidos totales (ST), sólidos totales volátiles (STV), sólidos totales fijos
(STF), sólidos suspendidos totales (SST), solidos suspendidos volátiles (SSV) y sólidos suspendidos fijos
(SSF). Estas pruebas se realizaron con base en los métodos estándar (APHA, 1998). Estos parámetros son
importantes para conocer la cantidad de materia orgánica e inorgánica presente en el lodo. La prueba de ST
cuantifica los sólidos presentes en una muestra, suspendidos y disueltos; orgánicos e inorgánicos. Para la
determinación de ST se ocuparon capsulas a peso constante, previamente preparadas y pesadas (Pcápsula). En
las cápsulas se vierte un volumen conocido de la muestras (Vmuestra) y se seca hasta llegar a un peso constante
en la estufa a 105°C. Se deja enfriar en un desecador por 15 min, y se registra el peso (Pseco). Después la
muestra se incinera en una mufla a 550°C por 30 min. En este punto de la prueba, la fracción orgánica se
volatilizará convirtiéndose a CO2, H2O y otros gases, por lo tanto la fracción que se conserve en la cápsula
representará a la materia inorgánica. Se procede a enfriar y se registra su peso (Pcalcinado). Para la
determinación de los sólidos suspendidos la muestra fue filtrada con un papel filtro de fibra de vidrio
previamente puesto en peso constante y con peso registrado. El papel filtro y los sólidos que hayan quedado
sobre de él recibirán el mismo tratamiento que las capsulas en la determinación de sólidos totales volátiles.
Con esto se consigue calcular la cantidad de materia orgánica e inorgánica suspendida en la muestra. Los
cálculos se realizaron de la siguiente manera:
Para sólidos totales: Para sólidos suspendidos:
𝑆𝑇 [𝑔
𝐿] =
𝑃𝑠𝑒𝑐𝑜 − 𝑃𝑐á𝑝𝑠𝑢𝑙𝑎
𝑉𝑚𝑢𝑒𝑠𝑡𝑟𝑎 𝑆𝑆𝑇 [
𝑔
𝐿] =
𝑃𝑠𝑒𝑐𝑜 − 𝑃𝑓𝑖𝑙𝑡𝑟𝑜
𝑉𝑚𝑢𝑒𝑠𝑡𝑟𝑎
𝑆𝑇𝑉 [𝑔
𝐿] =
𝑃𝑠𝑒𝑐𝑜 − 𝑃𝑐𝑎𝑙𝑐𝑖𝑛𝑎𝑑𝑜
𝑉𝑚𝑢𝑒𝑠𝑡𝑟𝑎 𝑆𝑆𝑉 [
𝑔
𝐿] =
𝑃𝑠𝑒𝑐𝑜 − 𝑃𝑐𝑎𝑙𝑐𝑖𝑛𝑎𝑑𝑜
𝑉𝑚𝑢𝑒𝑠𝑡𝑟𝑎
𝑆𝑇𝐹 [𝑔
𝐿] = 𝑆𝑇 − 𝑆𝑇𝑉 𝑆𝑆𝐹 [
𝑔
𝐿] = 𝑆𝑆𝑇 − 𝑆𝑆𝑉
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11.1.2 Granulometría
Una de las principales características de un lodo anaerobio en los reactores UASB es la capacidad de
sedimentación (véase sección 10.2). Ésta se asocia al tamaño de partícula del lodo. Para la evaluación del
tamaño de partícula se tomó una muestra de 250 mL de lodo, los cuales se hicieron pasar por un tamiz con
un tamaño de partícula de 0.6 cm. La masa que no logró pasar el tamiz se aforó a 1 L (A1). La fracción
filtrada se hizo pasar por un tamiz con tamaño de partícula de 0.4 cm. La fracción que no logró ser tamizada
se aforó a 1 L (A2), y por otra parte, la fracción liquida que logró pasar el tamiz también se aforó a un litro
(A3). A estos tres aforos se les determinaron los STV. Para conocer la distribución del tamaño de partícula
se realizaron los siguientes cálculos:
Masa de lodo >0.6 cm: 𝑀>0.6 = (𝑆𝑇𝑉𝐴1) ∗ (𝑉𝐴𝑓𝑜𝑟𝑜)
Masa de lodo >0.4 cm: 𝑀>0.4 = (𝑆𝑇𝑉𝐴2) ∗ (𝑉𝐴𝑓𝑜𝑟𝑜)
Masa de lodo flocular: 𝑀𝑓𝑙𝑜𝑐 = (𝑆𝑇𝑉𝐴3) ∗ (𝑉𝐴𝑓𝑜𝑟𝑜)
Masa total: 𝑀𝑇 = 𝑀>0.6 + 𝑀>0.4 + 𝑀𝑓𝑙𝑜𝑐
Fracción de grano >0.6 cm: 𝐹>0.6 =𝑀>0.6
𝑀𝑇∗ 100
Fracción de grano >0.4 cm: 𝐹>0.4 =𝑀>0.4
𝑀𝑇∗ 100
Fracción de grano flocular: 𝐹𝑓𝑙𝑜𝑐 =𝑀𝑓𝑙𝑜𝑐
𝑀𝑇∗ 100
*La fracción de grano mayor a 0.6 cm debe ser del 50% para que el lodo sea considerado de tipo granular.
11.1.3 Índice volumétrico de lodos y velocidad de sedimentación
Una elevada velocidad de sedimentación (Vsed) y un reducido índice volumétrico de lodos (IVL), son
determinantes para mantener una aceptable concentración de biomasa en el reactor UASB, ya que con esto
se evita el lavado de la biomasa por el flujo ascendente. En esta determinación se colocaron 50 mL de lodo
en una probeta de 250 mL. El volumen se llevó a 250 mL con agua destilada. Se tapó y homogenizó la
probeta invirtiéndola un par de veces, evitando agitar bruscamente para no introducir aire a la mezcla. Al
colocar la probeta en una superficie plana comenzó el registró del experimento. El registró del volumen de
lodo sedimentado se realizó como sigue: primeros 2 minutos cada 15 s; a partir del minuto 2 cada minuto
hasta llegar a los 5 minutos y finalmente cada 5 minutos hasta llegar a los 30 minutos, al final se construyó
un gráfico (véase Figura 11.1.). El IVL se calcula a partir de la fórmula:
𝐼𝑉𝐿 =𝑉𝐿𝑜𝑑𝑜 𝑆𝑒𝑑𝑖𝑚𝑒𝑛𝑡𝑎𝑑𝑜
𝑡=30 𝑚𝑖𝑛
𝑆𝑆𝑇 ∗ 𝑉𝐿𝑜𝑑𝑜 𝑒𝑛 𝑝𝑟𝑜𝑏𝑒𝑡𝑎
*Aquí se ocupa la concentración de SST determinada en la sección 11.1.1.
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Para calcular la Vsed, se calculó la pendiente máxima de la curva generada en el gráfico volumen de lodo
sedimentado contra tiempo (véase Figura 11.1.). Está pendiente (m) posee unidades de cm3/min. Para
convertir las unidades de volumen a unidades de longitud, fue necesario calcular el área transversal de la
probeta. Con estos datos es posible calcular la velocidad de sedimentación como se muestra en la siguiente
formula:
𝑉𝑠𝑒𝑑 =𝑚𝑔𝑟𝑎𝑓𝑖𝑐𝑜
𝜋𝑟𝑝𝑟𝑜𝑏𝑒𝑡𝑎2
Para obtener la Vsed en m/h sólo falto realizar las conversiones necesarias.
Tiempo (min)
Volu
men
de l
od
o
sed
imenta
do
Tiempo Inicial
0 min
Tiempo Final
30 min
Zona de Agua
Clarificada
Zona de Lodo
Figura 11.1. Construcción del gráfico a partir del ensayo de IVL.
11.1.4 Actividad metanogénica especifica
La actividad metanogénica especifica (AME) es el parámetro más utilizado en la evaluación del estado
biológico del lodo anaerobio (véase sección 10.6.1), por lo tanto, un importante paso fue la obtención de la
velocidad de producción de metano del inóculo proporcionado por la industria cervecera. Este ensayo se
llevó a cabo por duplicado en botellas serológicas de 60 mL. La preparación del medio se realizó basado en
el protocolo recomendado por Jim Field (1987). A cada botella se le adicionó 16 mL de medio. Se gasearon
por 5 min con nitrógeno para realizar un cambio de atmósfera a condiciones anaerobias y se esterilizaron a
121 lb por 20 min. Después, se adicionó 0.4 ml de bisulfito de sodio para asegurar las condiciones reductoras
en el medio. Se inocularon con 4 mL de lodo. Al final se le adicionó ácido acético como fuente de carbono
para lograr una carga de 0.2 mg DQO • mg-1 SSV, todo el ensayo se realizó dentro de una cámara anaerobia.
Este ensayo se mantuvo en una incubadora a una temperatura de 37 °C. La cuantificación de la producción
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de metano se realizó en un cromatógrafo de gases. Las mediciones se llevaron a cabo cada tres horas. En
cada medición se obtuvo la altura del pico generado por detector del cromatógrafo en cm. Esta altura se
interpolo en los datos de la curva patrón para obtener el número de moles producidos de CH4. Se generó
una curva de moles producidos de metano con respecto al tiempo, de la cual se obtuvo la velocidad máxima
de producción de metano (R). Esta R es una velocidad con unidades de mol CH4 • h-1. Para calcular la
actividad metanogénica específica se utiliza los siguientes factores de conversión tal como se muestra en la
siguiente formula:
𝐴𝑀𝐸 =𝑅 ∗ 24 ∗ 10−6 ∗ 16 ∗ 4
𝑆𝑆𝑉[=]
𝑔𝐷𝑄𝑂 − 𝐶𝐻4
𝑔𝑆𝑆𝑉 ∗ 𝑑í𝑎
Donde:
R = Velocidad máxima de producción de metano en mol CH4 • h-1
24 = factor de conversión de horas a días
16 = Peso Molecular del CH4 en g • mol-1
4 = teórica demanda química de oxígeno en g O2 • g-1 CH4
SSV = concentración de sólidos volátiles (sección 2.1.1) en g SSV • L-1
11.2 ACTIVACIÓN DEL INÓCULO
Con la finalidad de maximizar la actividad metanogénica del inóculo se montó en un reactor UASB con
volumen de operación de 2.33 L, Figura 1.6. El reactor se alimentó con agua residual sintética preparada a
partir de una solución concentrada (véase Tabla 2.1), diluyéndola 10 veces con agua potable para ajustar su
concentración a 2500 mg DQO • L-1, previo a su alimentación el agua residual sintética fue ajustada a un
pH de 7.0 con hidróxido de potasio. El reactor se mantuvo en un cuarto de temperatura controlada a 36 °C,
el flujo de alimentación se estableció de tal modo que se lograra un TRH de 24 h.
Tabla 11.1. Solución concentrada de Agua Residual Sintética
Compuesto Cantidad por litro
Ácido acético (glacial) 10 mL
Ácido propiónico (glacial) 7.8 mL
Extracto de levadura 2 g
NH4Cl 2 g
K2HPO4 0.33 g
FeSO4 0.3g
MgSO4 0.33 g
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El reactor fue controlado utilizando el índice α (relación de alcalinidades) y su eficiencia fue determinada
con base en la remoción de DQO.
11.2.1 Índice α y alcalinidad
Como se vio en la sección 10.4.4 el desempeño del proceso de la digestión anaerobia depende del control
riguroso de algunos factores ambientales como la evaluación de la capacidad tampón del sistema, expresada
como el índice α. Para conocer este índice, 25 mL del efluente del reactor se titulaban diariamente con una
solución de H2SO4 2 N previamente valorada. La alcalinidad de bicarbonatos se determinó con el volumen
de ácido utilizado para llegar a un pH de 5.75, (V1). La alcalinidad debida a los AGV se determinó con el
volumen de ácido utilizado para llegar a un pH de 4.3, (V2). El índice α es la razón de alcalinidades (V1/V2).
60.0
0
50.0
0
1.50
6.00
12.0
0
8.00
BOMBA
PERISTÁLTICA
Flujo 97 mL/h
TRH 24 h
Influente
Ac. Acético 56%-DQO
Ac. Propionico 44%-DQO
2500 mg-DQO/L
REACTOR
UASB
Volumen de
operación
2.33L
Volumen de
cama de
lodos 777
mL
Efluente tratado
AGUA
RESIDUAL
SINTÉTICA
10 L
Figura 11.2. Sistema UASB para la aclimatación del inóculo.
11.2.2 Eficiencia de remoción de DQO
El porcentaje de remoción significa la cantidad de materia orgánica que logró remover el reactor UASB.
Éste se determina por la diferencia entre la DQO del influente y la del efluente del reactor, dividida entre la
DQO del influente. La DQO se determinó por el método colorimétrico de reflujo cerrado (APHA, 1998).
La eficiencia consigna se estableció como mayor al 85 %.
Memoria de Residencia – Marco Teórico
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11.3 DETERMINACIÓN DEL GRADO DE INHIBICIÓN.
Para determinar el grado de inhibición de las muestras se utilizó el método de Dixon. Dos aditivos fueron
proporcionados por la industria cervecera, los cuales por secrecía se denominaron con la clave “A” y “C”.
A estas sustancias se les determinó la concentración de DQO. Se utilizó ácido propiónico testigo positivo
para la inhibición. Para la aplicación del método de Dixon se realizaron cinéticas con diferentes
concentraciones de inhibidor, utilizando la concentración de cerveza a la que se obtuvo la máxima
producción de metano sin presencia del inhibidor.
12 2.3.1. Cinética de biodegradabilidad de cerveza.
Para determinar los parámetros cinéticos asociados a la biodegradabilidad anaerobia de la cerveza se montó
un ensayo similar al de AME (véase sección 11.1.4). La única condición que difirió fue la fuente de carbono.
El sustrato utilizado para este ensayo fue cerveza clara. En este experimento se montaron un total de 8
ensayos por duplicado, aumentando la concentración tal como se ve en la Tabla 11.2. También se montó un
blanco de sustrato, el cual no se le añadió cerveza. Todos los ensayos fueron montados por duplicado. Los
parámetros cinéticos: constante de afinidad (Ks) y velocidad máxima (qmax) fueron obtenidos mediante la
curva de Lineweaver Burk.
Tabla 11.2. Ensayos montados para la cinética de saturación de sustrato
Numero de Ensayo Concentración de Cerveza
(g DQOCerveza • L-1)
BLANCO 0
1 0.25
2 0.50
3 1.00
4 1.50
5 2.00
6 3.00
7 4.00
8 5.00
12.1.1 Ensayos de inhibición en lote
Estos ensayos se montaron de manera similar que la AME. Dos condiciones cambiaron con respecto a la
AME, el tipo de sustrato y la adición de sustancias con potencial inhibitorio. El sustrato utilizado fue cerveza
clara, y la concentración de ésta fue la que produjo la mayor velocidad de metano en el ensayo anterior. Las
sustancias problema fueron los aditivos “A” y “C” proporcionadas por la empresa. Además de éstos dos se
Memoria de Residencia – Instituto de Ingeniería
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utilizó al ácido propiónico como testigo positivo. Las concentraciones utilizadas para estos compuestos se
muestran en la Tabla 11.3. Todos los ensayos montados en la Tabla 11.3 se montaron por duplicado para
tener mayor certeza del comportamiento inhibitorio.
Tabla 11.3. Concentraciones utilizadas para cada compuesto con potencial inhibitorio.
Aditivo “A” Aditivo “C” Ácido Propiónico
No. de
Ensayo
Concentración
(g-DQO-Cerveza • L-1)
No. de
Ensayo
Concentración
(g-DQO-Cerveza • L-1)
No. de
Ensayo
Concentración
(g-DQO-Cerveza • L-1)
1 0.5 1 0.5 1 0.5
2 1 2 1 2 1
3 2 3 2 3 2
4 3 4 2.5 4 3
5 4 5 4
Las velocidades de producción de metano o actividad metanogénica, se obtuvieron de la misma maneta que
en la sección 11.1.4. Estos datos se analizaron de dos formas diferentes. Por un lado, se calculó el porcentaje
de inhibición tomando como referencia la actividad metanogénica obtenida sin presencia de inhibidor
alguno. Esto para conocer que tanto afectaba la sustancia a la actividad metanogénica. Por otro lado, estos
resultados fueron analizados con el Modelo de Dixon (Sección 10.6.7). Con este modelo se confirmará y
determinará la inhibición. Una vez confirmada se podrá determinar el grado de inhibición, y calcular la
magnitud de la afectación al proceso, esto con la determinación de la constante de inhibiciín, ki.
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XII. RESULTADOS Y DISCUSIÓN.
12.1 CARACTERIZACIÓN DEL INÓCULO.
Tal como se detalló en la metodología, el primer paso fue la caracterización del inóculo que nos fue
proporcionado por la industria cervecera. Este es un paso importante debido a que nos permitirá comparar
estas características con las reportadas en la bibliografía de lodos granulares estables. La primera
determinación se realizó para conocer los sólidos totales y sólidos totales suspendidos. Conocer estos datos
en primera instancia es de suma importancia, debido a que los cálculos de otras pruebas requieren estos
datos. En la Tabla 12.1 se muestra la concentración de sólidos totales y sólidos volátiles presentes en el
inóculo proporcionado por la industria cervecera.
Tabla 12.1. Concentración de sólidos totales y sólidos suspendidos presentes en el inóculo
Sólidos Totales Sólidos Suspendidos
Tipo Concentración
(g • L-1) Tipo
Concentración
(g • L-1)
Sólidos totales 214.82 ± 3.93 Solidos suspendidos
totales 33.87 ± 2.33
Sólidos volátiles totales 203.01 ± 3.66 Sólidos suspendidos
volátiles 25.53 ± 0.97
Sólidos fijos totales 11.81 ± 0.61 Sólidos suspendidos
fijos 6.89 ± 0.69
La concentración de lodos es un factor muy importante porque estamos interesados en la cantidad total de
actividad metanogénica que está presente en el inóculo. Como se mencionó en la metodología de esta prueba
(sección 11.1.1) la materia orgánica es representada por los sólidos volátiles, por lo tanto, una parte de la
fracción suspendida de materia orgánica son los microorganismos envueltos en el proceso de digestión
anaerobia. Debido a esto, los datos reportados en para la evaluación de este parámetro son en su mayoría en
términos de SSV. Monroy & Noyola (1995) han determinado que un intervalo de concentración para los
SSV debe estar en el rango de 60 a 100 g • L-1. Este intervalo es un poco bajo al propuesto por Jim Field
(1987), debido que éste se encuentra entre 70 a 120 g • L-1. Para ambos casos el valor mostrado en la Tabla
12.1 para SSV está por debajo de estos rangos. Esto puede ser ocasionado por los problemas de operación
que se han tenido recientemente en la planta de tratamiento anaerobia de la industria cervecera o por un mal
muestreo del reactor UASB de la planta, ya que se debió haber muestreado en a diferentes alturas del reactor
para obtener una muestra homogénea y representativa de todo el manto de lodo.
El lodo granular, es considerado así, porque los microorganismos forman agregados celulares, por lo tanto
es importante determinar la distribución del tamaño de partícula a un lodo anaerobio utilizado en un reactor
UASB. Los resultados del ensayo de granulometría son mostrados en la Tabla 12.2.
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Tal como se observa, el inóculo puede ser considerado de tipo granular debido a que más 99% de su masa
tiene un tamaño de partícula mayor 0.6 cm.
Tabla 12.2 Ensayo de Granulometría
Tamaño de partícula Fracción másica presente
Ø > 0.6 cm 99.91
Ø > 0.4 cm 0.07
Ø < 0.4 cm 0.02
La Figura 12.1 se muestra el registro del volumen de lodo sedimentado con respecto al tiempo durante el
ensayo de IVL. Para obtener la velocidad de sedimentación, es necesario obtener la pendiente máxima de
esta curva, para así calcular la velocidad máxima de sedimentación.
Figura 12.1. Ensayo del índice volumétrico de lodos y velocidad de sedimentación.
Figura 12.2. Obtención de la pendiente máxima de la curva de sedimentación.
0
50
100
150
200
250
0 5 10 15 20 25 30Vo
lum
en d
e lo
do
sed
imen
tad
o (
mL
)
Tiempo (min)
y = -254.4x + 232.4
R² = 0.94560
50
100
150
200
250
0 5 10 15 20 25 30Vo
lum
en d
e lo
do
sed
imen
tad
o (
mL
)
Tiempo (min)
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La obtención de esta pendiente máxima, se realizó mediante un análisis de regresión lineal utilizando
software Excel (Microsoft Office, 2013). En la Figura 12.2 se muestra la linealización de los cuatro primer
puntos, ya que en estos se obtuvo una mayor linealidad, obteniendo un coeficiente de correlación de 0.9456.
Al realizar esta regresión lineal se obtuvo una pendiente, de la cual se obtiene su valor absoluto. El valor de
esta pendiente (m) fue de 254.40 cm3 • min-1. Utilizando está pendiente se calculó la velocidad de
sedimentación mostrada en la Tabla 3.3. El IVL se calculó utilizando el último volumen registrado en el
ensayo. Este volumen fue de 57 mL a los 30 min del ensayo.
La Tabla 3.3 es una comparación entre los datos obtenidos en estos ensayos con los rangos propuestos por
Monroy & Noyola (1995). Como se puede apreciar, la velocidad de sedimentación de este inóculo es buena,
ya que está por arriba de lo recomendado en la bibliografía. Por otro lado, el índice volumétrico de lodos se
encuentra por debajo del límite inferior recomendado.
Figura 12.3. Curva de producción de metano con respecto al tiempo.
La última y más importante de las características evaluadas en este parte, fue la evaluación de la actividad
metanogénica específica. En este ensayo de actividad metanogénica se generó la curva de producción de
metano, graficando los moles acumulados de CH4 contra el tiempo (Figura 12.3). En la gráfica se observa
que a partir de las 6 h, se obtuvo una producción de metano constante hasta las 25 h, debido a que a las 26
h, ya se comienza a mantener constante la cantidad de metano acumulada. A partir de la gráfica anterior, se
obtuvo la pendiente máxima, realizando una regresión de los valores que más se ajustaran a una recta. En
la Figura 12.4, se observan los valores seleccionados (rombos negros), estos se ajustaron bastante bien a
una recta ya que la regresión lineal arrojo un coeficiente de correlación de 0.9982. Aquí se obtuvo una
ecuación de la forma 𝑦 = 𝑚𝑥 + 𝑏, dónde “m” es la pendiente máxima de la curva, la cual representa la
velocidad máxima “R”. El análisis de regresión se realizó utilizando Excel (Microsoft Office 2013). Para el
0.000E+00
2.000E-05
4.000E-05
6.000E-05
8.000E-05
1.000E-04
1.200E-04
1.400E-04
1.600E-04
1.800E-04
2.000E-04
0 5 10 15 20 25 30
Mole
s d
e C
H4
Tiempo (h)
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cálculo de la actividad metanogénica fue necesario, como se explicó en la metodología, utilizar el valor de
la concentración de SSV.
Figura 12.4. Regresión lineal para obtener la pendiente máxima de la curva de producción de metano.
En la Tabla 12.3, se muestra la actividad metanogénica obtenida para el lodo granular anaerobio que fue
proporcionado por la empresa. Se puede observar claramente que la actividad esta baja para el rango
reportado por Jim Field (1987) para lodos granulares anaerobios. Esto puede ser explicado, claramente por
que proviene de la planta anaerobia de tratamiento, cuya eficiencia se ha visto disminuida por razones aún
desconocidas. Esto puede reafirmar la hipótesis de que el lodo granular se ha estado viendo afectado por
algún agente tóxico que se esté introduciendo en el influente a tratar del reactor UASB de la planta.
Tabla 12.3. Comparación entre los valores reportados en la bibliografía y los obtenidos en este trabajo.
Ensayo Valor Obtenido Valores de Referencia Referencia
Índice Volumétrico de
Lodo 6. 73 mL • g-1 SST 10 – 20 mL • g-1 SST
Monroy & Noyola,
1995
Velocidad de
Sedimentación 17.85 m • h-1 Mayor a 10 m • h-1
Monroy & Noyola,
1995
Actividad Metanogénica 0.105 g DQO•g-1 SSV •d-1 0.5 – 1.5 g-DQO•g-1 SSV •d-1 Jim Field, 1987
12.2 ACTIVACIÓN DEL INÓCULO.
Como se describió en la metodología, los parámetros para el control y monitoreo del reactor UASB, durante
la activación del inóculo fueron: el índice α y el porcentaje de remoción de DQO. El índice α fue el
parámetro de control para evitar que el inóculo sufriera de un periodo de acidificación. El porcentaje de
remoción de DQO fue el parámetro de monitoreo para conocer cuál es la eficiencia del inóculo para remover
metabolizar la materia orgánica. Para considerar la estabilización del inóculo se consideró que por lo menos
y = 7E-06x - 1E-05
R² = 0.9982
0.000E+00
2.000E-05
4.000E-05
6.000E-05
8.000E-05
1.000E-04
1.200E-04
1.400E-04
1.600E-04
1.800E-04
2.000E-04
0 5 10 15 20 25 30
Mole
s d
e C
H4
Tiempo (h)
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en 10 días continuos se obtuviera un porcentaje de remoción de DQO por arriba del 80% y un índice alfa
superior a 0.7. En la Figura 12.5 se muestra el seguimiento a los reactores UASB durante los 86 días.
Figura 12.5. Monitoreo y control del reactor UASB para la activación del inóculo.
Se puede apreciar que durante los primeros 14 días, las condiciones del lodo en términos de remoción y de
capacidad para remover los AGV alimentados eran nula. Sin embargo, el aseguramiento de que la
alimentación entrara a pH neutro a los 28 días, comenzó a mejorar las capacidades del lodo llevándolo a un
porcentaje de remoción del 20% y un índice α de 0.73. Al llegar al día 66, el inóculo comenzó a estabilizarse,
ya que en este punto presentaba un 84% de remoción de DQO y un índice α de 0.74. Los valores se
mantuvieron por arriba de los establecidos, hasta lograr en el día 84 una remoción de DQO del 98% y un
índice α de 0.79, lo cual indicaba que el inóculo estaba activo y listo para ser enfrentado a las sustancias con
potencial inhibitorio.
12.3 DETERMINACIÓN DEL GRADO DE INHIBICIÓN.
El primer experimento para realizar esta parte fue el montaje de una cinética de biodegradabilidad de la
cerveza. Aquí se utilizó cerveza como único sustrato. En la Figura 12.6 se muestran las curvas de producción
de metano producidas a partir de diferentes concentraciones de cerveza. Es interesante notar que el aumento
en la concentración de cerveza no disminuyo la producción de metano, si no por el contrario, aumento la
producción de metano. Como se aprecia en el gráfico de la Figura 12.6, los ensayos con concentraciones
por arriba de 1 g DQO • L-1 alcanzaron a estabilizarse a partir de las 35 h. Por otro lado, las concentraciones
por debajo de 1 g DQO • L-1 lograron estabilizarse hasta las 74 h.
0.00
0.10
0.20
0.30
0.40
0.50
0.60
0.70
0.80
0.90
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90
Índ
ice
α
% d
e R
emo
ció
n d
e D
QO
Tiempo (días)
% Remoción-DQO UASB1 Indice Alfa-UASB1
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Figura 12.6. Curvas de producción de metano utilizando diferentes concentraciones de cerveza como sustrato.
0
0.00002
0.00004
0.00006
0.00008
0.0001
0.00012
0.00014
0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100
Mole
s d
e C
H4
Tiempo (h)
0.25 gDQO/L 0.5 gDQO/L 1.00 gDQO/L 1.5 gDQO/L 2.00 gDQO/L
3.00 gDQO/L 4.00 gDQO/L 5.00 gDQO/L CONTROL
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El análisis de estas curvas de producción de metano, procedió de la misma manera que en la actividad
metanogénica, para lograr así, obtener las actividades metanogénicas específicas para cada concentración
de sustrato. Estas actividades se muestran en la Tabla 12.4, donde se observa un claro aumento de la
actividad metanogénica con respecto a la concentración de cerveza, lo que significa que la cerveza fue
asimilada exitosamente como sustrato.
Tabla 12.4. Actividades metanogénicas especificas obtenidas a partir de diferentes concentraciones de cerveza como sustrato.
Numero de Ensayo Concentración de Cerveza
(g DQO-Cerveza • L-1)
Actividad Metanogénica Especifica
g DQO•g-1 SSV •d-1
1 0.25 0.006016
2 0.50 0.007521
3 1.00 0.009025
4 1.50 0.013537
5 2.00 0.030082
6 3.00 0.045123
7 4.00 0.075206
8 5.00 0.090247
Con estos datos se realizó un gráfico de dobles recíprocos (Figura 12.7). Este gráfico de dobles recíprocos
es el gráfico de Lineweaver-Burk. En este caso la actividad metanogénica específica es la velocidad de
producción de metano (q). Como se detalló en la sección 10.6.2, el análisis de estos datos se realizó mediante
la linealización de los puntos del gráfico utilizando Excel (Microsoft Office 2013), obteniéndose con ello,
una ecuación de la forma de una línea recta.
Figura 12.7. Gráfico de Lineweaver-Burk.
Tal como se muestra en el gráfico, la linealización de los datos obtenidos, mostro un coeficiente de
correlación 0.8576. Para calcular los parámetros cinéticos se utilizaron los datos de la pendiente y la
y = 1739.4x + 63.002
R² = 0.8576
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0
1/q
1/S
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ordenada al origen generados por el análisis de los datos mostrado en la Figura 12.7. La ecuación recta
obtenida es un análogo de la linealización de la ecuación de Michaelis-Menten, como se muestra a
continuación:
Por lo tanto, así es como el valor de las constantes “m” y “b” generadas a partir del análisis de datos, fueron
utilizadas para obtener la velocidad máxima de producción de metano (qmax) y la constante de saturación
(ks) con cerveza como sustrato. En la Tabla 12.5 se muestran los datos obtenidos en este ensayo.
Tabla 12.5. Parámetros cinéticos utilizando a la cerveza como sustrato.
Parámetro Valor Unidades
Velocidad máxima (qmax) 0.3816 g DQO • g-1 SSV • d-1
Coeficiente de saturación (ks) 27.6603 g DQOcerveza • L-1
Cabe mencionar que los datos de concentración de sustrato y de velocidad mostrados en Tabla 12.4, son
datos que se encuentran en un orden diez veces más bajo que las constantes cinéticas mostradas en la Tabla
12.5, lo cual indica que las concentraciones de sustrato utilizadas en este experimento fueron bajas para
generar la curva de saturación de Michaelis-Menten, por lo que para lograr generar esta, se deben realizar
ensayos en un rango más amplio de concentración de sustrato. Tal como se observa en la Tabla 12.5, la
constante de saturación es muy alta, lo que indica que la velocidad de producción de metano no dejara de
aumentar en una amplia proporción hasta llegar a una concentración de sustrato por arriba de 27.66 g
DQOcerveza • L-1, para después aumentar poco a poco hasta llegar a una velocidad máxima de 0.3816 g DQO
• g-1 SSV • d-1, esto quiere decir que la cerveza es un sustrato fácilmente asimilable para el consorcio
microbiano del lodo granular. En la bibliografía, se han reportado estas constantes cinéticas para diversos
sustratos, y en diferentes condiciones de operación. Abilio Aguilar y colaboradores (1995) reportaron estos
datos cinéticos para la degradación de ácido acético en fermentaciones en lote y con inóculos previamente
aclimatados con acetato, obteniendo una ks de 0.181 g DQOAA • L-1, y generando una qmax de 0.462 g DQO
• g-1 SSV • d-1. Comparando estos datos cinéticos con los generados en este trabajo, podemos apreciar que
la qmax aquí generada está cerca de la que se genera a partir de ácido acético. Es de resaltar, que al ser la
cerveza el sustrato, la principal molécula disponible como fuente de carbono es el etanol, seguida en
proporción por algunos disacáridos y monosacáridos. El etanol es un sustrato de fácil degradación (véase
sección 10.3.3), ya que es un sustratos que puede ser asimilado directamente hacia ácido acético. La
comparación de nuestros datos con los generados en esta referencia es importante debido a que en este
trabajo también se realizó una activación del inoculo con una alimentación de sustrato en proporción de
Memoria de Residencia – Resultados y Discusión
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ácido acético y ácido propiónico, y los ensayos para producir las constantes cinéticas se montaron en
condiciones muy similares, por lo cual es más factible realizar una comparación.
El último montaje experimental, fue la determinación del grado de inhibición de los dos aditivos y el ácido
propiónico. Se realizaron pruebas utilizando una sola concentración de sustrato. La concentración de
sustrato utilizada en este ensayo fue de 5 g DQOcerveza • L-1. Esta concentración fue seleccionada para ser
utilizada en este ensayo, debido a que con ésta, se obtuvo la mayor velocidad de producción metano en el
anterior experimento (ver Tabla 12.4). El efecto de la concentración de estas sustancias sobre la velocidad
de producción de metano se muestra en la Figura 12.8. Se puede observar como la velocidad de producción
de metano, para el caso del Aditivo “A”, muestra un comportamiento constante hasta llegar a los 2 g
DQOAditivo”A” • L-1, logrando un aumento a 0.0031 g DQO • g-1 SSV • d-1 cuando la concentración es de 3 g
DQOAditivo”A” • L-1. En la Figura 12.9 se muestra el porcentaje de inhibición que mostro cada concentración
del aditivo “A” con respecto a la velocidad de producción de metano obtenida con 5 g DQOcerveza • L-1
mostrada en la Tabla 12.4. Como se muestra, el porcentaje de inhibición para esta sustancia se mantuvo por
debajo del 33%, lo cual nos expresa que este aditivo no tiene un efecto significativo sobre la afectación de
la producción de metano, y esto se resalta aún más observando que a los 3 g DQOAditivo”A” • L-1 disminuye
la inhibición hasta un 17%. La tendencia de estos datos no permitió realizar el ajuste al modelo de Dixon.
Por otro lado, al observar los datos del Aditivo “C”, se logra ver que el aumento de su concentración
comienza a inhibir a partir de 1 g DQOAditivo”C” • L-1, hasta llegar a un porcentaje de inhibición del 87% en
la velocidad de producción de metano. El aditivo “C” muestra un interesante comportamiento, ya que a
diferencia del aditivo “A”, la disminución de la velocidad de producción de metano va siendo gradualmente
más fuerte con respecto al aumento de la concentración presente. Un comportamiento similar se obtuvo con
el ácido propiónico, pero a diferencia del aditivo “C”, las dos primeras concentraciones 0.5 y 1 g DQOAP •
L-1, inhiben en un 33% y 17% respectivamente a la velocidad de producción de metano, sin embargo, la
concentración de 2 g DQOAP • L-1 no inhibe a la velocidad de producción de metano. No obstante, las
concentraciones de 3 y 4 inhiben la actividad metanogénica en una magnitud mayor que el 60%.
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Figura 12.8. Efecto de la concentración del Aditivo “A”, “C” y Ácido Propiónico sobre la velocidad de producción de metano.
Figura 12.9. Porcentaje de inhibición sobre la actividad metanogénica generado por el Aditivo “A”, “C” y Ácido Propiónico.
Resumiendo lo anterior, las sustancias que tienen un efecto inhibitorio potencial son el aditivo “C” y ácido
propiónico, ya que tal como lo muestra la Figura 3.9, estas sustancias inhiben cerca del 90% a su
concentración más alta. Estas dos sustancias fueron ajustadas al modelo matemático de Dixon, para así
lograr determinar la constante de inhibición (ki). El ajuste de datos se muestra en la Figura 3.10.
0.00
0.01
0.02
0.03
0.04
0.05
0.06
0.07
0.08
0.09
0.10
0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5 4
Act
ivid
ad
Met
an
og
enic
a E
spec
ific
a (
g D
QO
g-1
SS
V L
-1)
Inhibidor ( g DQO • L-1)
Ac. Propionico Aditivo "A" Aditivo "C"
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5 4
% d
e In
hib
ició
n
Inhibidor ( g DQO • L-1)Ac. Propionico Aditivo "A" Aditivo "C"
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Figura 12.9. Ajuste de datos al modelo no competitivo de Dixon.
El ajuste de datos para el aditivo “C”, mostro un coeficiente de correlación de 0.8289, con esto puede
considerarse que los datos experimentales se ajustaron bien al modelo de Dixon. Sin embargo, los datos
experimentales del ácido propiónico mostraron un bajo coeficiente de correlación, siendo este 0.6532. La
constante de inhibición, ki, para el aditivo “C” fue de 0.608 g DQOAditivo”C” • L-1, mientras que para el ácido
propiónico, se obtuvo una ki de 0.495 g DQOAP • L-1. Diversas fuentes bibliográficas han reportado
constantes de inhibición para el ácido propiónico (Tabla 12.6), sin embargo, para las sustancias que se han
reportado que causan una inhibición en las industrias cerveceras al proceso de digestión anaerobia, no se
han reportado constantes cinéticas de inhibición.
Figura 12.6. Constantes de inhibición para el ácido propiónico reportadas en la bibliografía.
Constante de
Inhibición
(g DQOAP • L-1)
Condiciones del ensayo Fermentación
(Sustrato-Producto)
Modelo
matemático
utilizado
Fuente
1.00 35°C / Lote Glu y AP - Metano Haldane Kim & Hyun, 2004
1.00 55°C / Lote AA y AP - Metano Haldane Hyun & Kim, 1998
0.06 37°C / Lote Agitado AP - Metano Haldane Fukuzaki, et al., 1990
0.80 35 °C / Continuo AP - Metano Haldane Kus & Wiesmann, 1995
*AP: Ácido propiónico, AA: Ácido acético, Glu: Glucosa.
y = 29.296x - 20.08R² = 0.6532
y = 23.844x - 23.719R² = 0.8289
0
20
40
60
80
100
120
140
0 0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5 4
1/q
Inhibidor ( g DQO • L-1)
Ácido
Propiónico
Aditivo "C"
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Como se observa en la Tabla 12.6, la constante cinética del propionato, varía según las condiciones de
operación, cabe destacar que el dato de Fukuzaki y sus colaboradores (1990) se generó con concentraciones
muy bajas de ácido propiónico (<0.8mM), lo cual puede explicar el bajo valor de este dato. Sin embargo,
comparando nuestro resultado con estas constantes cinéticas podemos afirmar que la ki determinada en este
trabajo, se encuentra dentro del orden de las reportadas, lo cual justifica el método aquí utilizado, ya que el
experimento utilizado en este trabajo es comparable a los que se realizaron por Kus y Wiesman (1995) y
por Kim y Hyun (2004).
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XIII. CONCLUSIONES
Las características fisicoquímicas del lodo proporcionado por la empresa afirman que tiene condiciones
suficientes para poder caracterizarlo como lodo granular, sin embargo, la concentración de sólidos
suspendidos volátiles se encontraba por debajo del valor recomendado, esto se reflejó en el parámetro
biológico de actividad metanogénica, ya que el lodo mostro una baja producción de metano con respecto a
las reportadas para lodos granulares.
La activación del lodo granular, fue exitosa a los 66 días, y con ello se garantizó su buen estado biológico
para poder realizar las pruebas en condiciones óptimas y así lograr determinar los parámetros cinéticos La
obtención de los parámetros cinéticos se realizó utilizando a la cerveza clara como único sustrato,
permitiendo comparar estos valores con algunos otros reportados en bibliografía para conocer la capacidad
de biodegradabilidad de la cerveza.
En la determinación del grado de inhibición, se logró ver que el aditivo “A” mostro un comportamiento de
inhibición del 33%, disminuyendo en su concentración más alta a 17% sobre la actividad metanogénica. Por
otro lado, el aditivo “C” y ácido propiónico mostraron un aumento en la inhibición con respecto al
incremento de su concentración. Debido a este comportamiento, fue posible ajustar estos datos al modelo
de Dixon y se determinó una ki para el aditivo “C” 0.608 g DQOAditivo”C” • L-1.
Para finalizar, la ki obtenida para el ácido propiónico (0.495 g DQOAP • L-1) se comparó con algunas
reportadas en la bibliografía y se mostró que se encontraba dentro del orden de las reportadas. Esto asegura
un buena parte la confiabilidad del método utilizado en este trabajo.
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