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USO DE UNA SISTEMA BIOELECTROQUÍMICO PARA EL TRATAMIENTO DE AGUA

RESIDUAL ACUÍCOLA

C. A. Morando Grijalva309, M.G. Valdivia Guzmán309, M. Corro Sánchez309, A. L. Vázquez

Larios309*, R. Alcántara Hernández310, L. A. Ortega Clemente311 y P. N. Robledo Narváez309

Resumen

En el presente trabajo se aplicó un sistema bioelectroquímico (SB) y dos tipos de

microalgas: Chlamydomonas (CH) y Chlorella vulgaris (CV), para el tratamiento de

agua residual acuícola. El sistema bieoelectroquímico fue inoculado con sedimento

lagunar previamente enriquecido y agua residual de Tilapia con 240 mg/L (DQO),

2.4 mg/L (NH4+), 19 mg/L (NO2

-), 123 mg/L (NO3-), 18 mg/L (PO4

3-) y pH de 6.7. Se

lograron obtener densidades de potencia máxima de 73.67 y 758.95 mWm-2, para

Chlamydomonas (CH) y Chlorella vulgaris (CV), respectivamente. El sistema mostro

porcentajes de remoción de nutrientes del 70, 53, 85 y 93% para NH4+, NO2

-, NO3- y

PO43-, respectivamente, en cámara catódica. Un sistema bioelectroquímico se

muestra como alternativa para el tratamiento de aguas residuales con altos

porcentajes de remoción.

Palabras clave: agua residual acuícola, sistema bioelectroquímico, remoción de

nutrientes

Introducción

La acuacultura es una actividad que va en aumento, debido a que se obtienen

alimentos ricos en proteínas y ácidos grasos a bajo precio, esta práctica requiere

309 310 311 Instituto Tecnológico Nacional de México, Sede Boca del Río. *isajim09@yahoo.com.mx

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grandes cantidades de agua para su desarrollo lo que la vuelve en una actividad de

gran impacto ambiental, principalmente por la cantidad de agua residual que

produce, es decir, biomasa (Aragón-Monter et al., 2013). El agua residual acuícola al

no ser tratada trae consigo importantes problemas ambientales a cuerpos de agua

receptores de las descargas como ríos, lagos y sistemas costeros (Gao et al., 2016).

Los efectos ocasionados en el ecosistema son principalmente la destrucción de

bosques de manglar y marismas (Foroughbakhch et al., 2004), contaminación de

los mantos freáticos del subsuelo resultando no apta para el consumo humano

(Páez-osuna, 2005) y la eutrofización de los lagos y las zonas costeras (Kim et al.,

2010; Kothari et al., 2013). Se han implementado distintos tipos de tratamientos,

como físicos, químicos y biológicos, estos últimos, son de bajo costo, no requieren

grandes cantidades de energía y son amigables con el ambiente, volviéndose la

alternativa más recurrente (Kothari et al., 2013). Los principales tratamientos

biológicos empleados son: biofiltración (Sánchez et al., 2013), tapetes microbianos

(Lezama-Cervantes et al., 2010), acuaponía (Campos-Pulido et al., 2013), humedales

artificiales (Sánchez-Carrillo y Álvarez-Yépiz, 2014), etc., la principal desventaja es que

requieren tratamientos previos o la mezcla de ellos para ser eficientes. Como

alternativa surge el empleo de los dispositivos bioelectroquímicos que han

generado gran interés como una tecnología prometedora para la producción

sustentable de energía eléctrica y el tratamiento de residuos orgánicos al mismo

tiempo (Vázquez-Larios et al., 2011). En la actualidad los materiales empleados para

la construcción y operación de las CCM son de alto costo, volviendo esta alternativa

inaccesible para la mayoría, a pesar de los beneficios que se plantean. Es por ello por

lo que surge la necesidad de emplear otras fuentes como biocátodos. Las

microalgas pueden ser empleadas en el cátodo sin alterar su ciclo biológico y

producir O2, eliminan la necesidad de adicionar este compuesto aceptor de

electrones; y consecuentemente, reducen con ello los costos de operación de la

CCM. Además, las microalgas representan una alternativa para el tratamiento de las

aguas residuales acuícolas, su aplicación ofrece importantes ventajas como el

mejoramiento de la calidad del efluente y la obtención de biomasa con bajo costo

energético (Guldhe et al., 2017). El objetivo del presente trabajo fue aplicar un

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sistema bioelectroquímico (SB) y dos tipos de microalgas: Chlamydomonas (CH) y

Chlorella vulgaris (CV), para el tratamiento de agua residual acuícola.

Materiales y métodos

Microalgas. Se empleó una microalga Chlamydomonas la cual fue aislada

mediante el método de siembra secuencial en placa con Agar Bacteriológico al 1.5%

(de Morais y Costa, 2007) y Medio Basal Bold (MBB) (Guerrero-Cabrera et al., 2014).

El MBB fue esterilizado en autoclave a 121°C por 15 min (Osundeko et al., 2013) y

Chlorella vulgaris.

Las microalgas fueron crecidas en matraces de vidrio de 1 L con 950 mL de MBB

estéril, manteniéndose a una temperatura de 22°C, con iluminación LED de 55.5

µmol m-2 s-1 (3000 luxes) y aireación continua por 24 horas (Ferrer-Alvarez et al., 2015).

La concentración inicial de las microalgas fue de 1x106 células mL-1 (He et al., 2013).

Obtención de sedimento lagunar. El sedimento fue recolectado a una profundidad

de 20 cm de Lago de Puente Moreno, ubicado en 19°06'12.4" latitud Norte y

96°09'35.2" longitud Oeste en el municipio de Medellín, Ver. La muestra fue

introducida en un frasco estéril y fue transportada al laboratorio manteniéndola a

4°C. El sedimento recolectado fue colocado en una columna Winogradsky con 8 cm

de diámetro y 25 m de altura, con capacidad de 1 L. Se colocaron 500 mL de

sedimento y se mezcló completamente con 25 g de aserrín, 12.5 g de sulfato de

calcio (CaSO4), 12.5 g de carbonato de calcio (CaCO3) y 1 g de sacarosa, y se llenó con

agua del mismo lago; se cubrió la boca de la columna con papel aluminio; se colocó

a una distancia de 40 cm de una lámpara de 60 W y se incubo así aproximadamente

un mes. (Çetinkaya et al.,1999; Madigan et al., 2004).

Agua Residual de Tilapia. El Agua Residual Acuícola fue tomada de un cultivo de

Tilapia en etapa de engorda (ART) esta fue empleada como sustrato en ambas

cámaras, esta se filtró con una columna empaquetada con algodón, poliéster y una

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malla de 100 µm Ferrer (Ferrer-Alvarez et al., 2015), posteriormente fue esterilizada

en autoclave a 121°C por 15 min (Osundeko et al., 2013), los parámetros del agua

residual fueron 240 mg DQO/L (Demanda química de oxígeno (DQO)), 2.4 mg/L

(NH4+), 19 mg/L (NO2

-), 123 mg/L (NO3-), 18 mg/L (PO4

3-) y pH de 6.7. Los parámetros

fueron determinados con un Fotómetro Multiparámetrico de Sobremesa modelo

HI83099 HANNA.

Diseño del sistema bioelectroquímico. La celda de combustible microbiana

consistió en dos ortoedros de acrílico. Cada cámara tuvo 10 cm de ancho, por 10 cm

de largo y 11 cm de alto, con un volumen total de 1.1 L. Las dos cámaras estuvieron

divididas por electrodos de tela de carbón y una membrana de intercambio

protónico (MIP) Nafion 117, con arreglo tipo “emparedado” con el siguiente orden:

tela de carbón-MIP-tela de carbón, sujetadas con una malla de acero inoxidable

(Vázquez-Larios et al., 2011). Los electrodos tuvieron un área superficial de 121 cm2. El

volumen de operación de cada cámara fue de 900 mL. La cámara anódica se cubrió

con aluminio para evitar el crecimiento de organismos fotosintéticos

(cianobacterias y microalgas) (Kakarla y Min, 2014; Wu et al., 2014). La MIP fue

activada mediante lavados secuenciales con H2O2 al 30% (% v/v), seguido de H2O

desionizada, posteriormente en una solución de H2SO4 2 M y por último, en H2O

desionizada, cada lavado se mantuvo una temperatura de 80°C durante una hora.

Operación de la MFC. La cámara anódica fue cargada con 900 mL de ART, se

inoculó con 100 mL del sedimento de la columna Winogradsky (Lago de Puente

Moreno). Por su parte la cámara catódica fue cargada con 1000 mL de ART, se

inoculó con CH o CV a una concentración de 1x106 células/mL, según el caso,

quedando los arreglos de la siguiente manera: SB CH-ART y SB CV-ART. Cada

sistema bioelectroquímico fue operado en modo lote, por 6 días a 22 ± 1°C. La

cámara anódica fue alimentada cada 24 h con 100 mL de ART, posterior a la toma

de muestra (100 mL). Por su parte, la cámara catódica se inóculo con una

concentración inicial de 1x106 células/mL, tomado de la fase exponencial, se tomó

muestra al inicio y al final de la operación (100 mL), se mantuvo con aireación

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constante e iluminación de 55 µmol m-2 s-1 (3000 luxes). El circuito de cada SB se

conectó con una resistencia externa correspondiente a la resistencia interna

determinada por curva de polarización. El voltaje (ECCM), intensidad de corriente (I) y

densidad de potencia (PAn) se registraron en función del tiempo. El voltaje se

determinó con un Multímetro STEREN MUL-04.

Resultados y discusión

Operación del sistema bioelectroquimico con Chlamydomonas y Chlorella

vulgaris

En la Figura 1 se observa la operación de los sistemas inoculados con CH en la

cámara catódica. En la celda donde se utiliza ART como medio de cultivo para la

microalga se observa que a las 20 horas de operación el voltaje se mantuvo estable

obteniendo una densidad de potencia de 13.23 mW m-2, transcurrida la primera hora

de operación, en las siguientes 10 horas el potencial se mantuvo por arriba de 40

mV, sin embargo, el potencial disminuyo paulatinamente hasta llegar a valores

negativos, transcurrido el primer día de operación.

Figura 1. Variación del potencial del sistema bioelectroquímico con Chlamydomonas y agua residual de Tilapia (□).

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El desempeño del SB CH-ART puede ser atribuido a un pH bajo, manteniéndose en

6.35 las primeras 40 horas de operación, potanto, el potencial disminuye de 59.35 a

19.1 mV en el mismo periodo de tiempo. Un bajo pH puede afectar

considerablemente el metabolismo de las bacterias lo que podría inhibir la actividad

hidrolítica de las bacterias anaeróbicas (Hou et al., 2016). La disminución del pH en

la cámara anódica es debido a la presencia de CO2, el cual al no ser fijado en su

totalidad por las microalgas ocasiona que los protones viajen a través de la

membrana del cátodo al ánodo (Gonzalez et al., 2015). Se observó un 96.84% de

remoción de DQO al final de la operación; sin embargo, se observó una eficiencia

coulombimétrica del 0.013% en las primeras de 16 horas de operación, y un 0.019% a

partir de las 115 horas de operación hasta el final de la operación a las 139 horas. Esto

se relaciona al bajo potencial observado y a que no sólo los microorganismos

electroquímicamente activos consumen la materia orgánica (Gonzalez et al., 2015).

Por otra parte, en la Figura 2 se observa el potencial con respecto al tiempo de la

celda inoculada con CV. Se observa un ligero incremento del potencial en ambos

sistemas cuando se alimenta con medio nuevo.

Figura 2. Variación del potencial del sistema bioelectroquímico con Chlorella vulgaris y agua residual de Tilapia (□).

Sin embargo, el potencial de la celda alimentada en ambas cámaras con ART

disminuye considerablemente con el paso del tiempo hasta alcanzar valores

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negativos. Durante la operación se logró alcanzar una densidad de potencia

máxima de 1390.27 y 359.93 mW m-2, en ART y MBB, respectivamente.

Por tanto, el comportamiento del potencial observado puede ser atribuido al

consumo de materia orgánica. En los primeros días de operación se muestra una

ligera remoción de materia orgánica; posteriormente, la concentración de materia

orgánica de 270 a 610 mg/L para CV-ART a las 109 h de operación, y por consiguiente

el potencial disminuye paulatinamente. Además, se observó una eficiencia

coulombimétrica de 2.128% a partir de las 13 h de operación hasta las 39 h en CCM

CV-ART. A pesar de que se observa remoción de materia orgánica, el potencial no

aumenta, esto puede ser atribuido a que no sólo los microorganismos electroactivos

consumen materia orgánica (Gonzalez et al., 2015).

Remoción de nutrientes del agua residual

Para la celda inóculada con CH se obtuvieron porcentajes de remoción del 70, 53, 85

y 93%, de NH4+, NO2

-, NO3- y PO4

3-, respectivamente; como se observa en la Figura 3.

Figura 3. Remoción de nutrientes en cámara catódica del sistema biolelectroquímico CH-ART.

Estos resultados son similares a lo reportado por Zamani et al. (2012) quienes

reportan remociones de PO43- del 71% para Chlamydomonas sp., microalga

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inmovilizada en alginato. Sin embargo, se observa una mayor remoción de amonio,

lo que puede ser atribuido a la capacidad de la MIP para transportar NH4+ así como

protones. Esto puede ser debido a la disminución del pH mencionado

anteriormente, y las moléculas de NH4+ podrían estar siendo transportadas a la

cámara anódica (Gonzalez et al., 2015; Rozendal et al., 2006).

Por otra parte, en la celda inóculada con CV la remoción de nutrientes fue mínima,

se obtuvieron porcentajes de remoción del 9, 3 y 26%, para, NO2-, NO3

- y PO43-,

respectivamente, como se observa en la Figura 4; en cambio, se observa un

incremento del 45% de NH4+. El incremento de amonio puede ser atribuido a la

presencia de cianobacterias, puesto que las cianobacterias tienen la capacidad de

fijar el N2 de la atmosfera y reducirlo a NH4+ (Berman-Frank et al., 2003).

Figura 4. Remoción de nutrientes en cámara catódica de la CCM CV-ART.

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Conclusiones

1. Se logró la depuración del agua residual de Tilapia, con remociones del 70, 53, 85

y 93%, para NH4+, NO2

-, NO3- y PO4

3-, respectivamente, aplicando CH. 2. El uso de

sistemas bioelectroquímicos se pueden aplicar como un método para el

tratamiento de aguas residuales acuícolas.

Agradecimientos

Al Consejo Nacional de Ciencia y Tecnología (CONACYT) por la beca Nacional con

referencia 594666, al financiamiento del Proyecto 2015-01-1346 Solución a

Problemas Nacionales (CONACYT) y el proyecto 6287.19-P (TecNM).

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