Minimização de carga orgânica em efluentes usando celdas de combustível microbianas

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INSTITUTO POLITÉCNICO NACIONAL
ESCUELA SUPERIOR DE INGENIERIA QUÍMICA
E INDUSTRIAS EXTRACTIVAS
“MINIMIZACIÓN DE LA CARGA ORGÁNICA DE EFLUENTES
MUNICIPALES TÍPICOS EMPLEANDO CELDAS DE COMBUSTIBLE
MICROBIANAS”
T E S I S
QUE PARA OBTENER EL TÍTULO DE
INGENIERO QUÍMICO INDUSTRIAL
P R E S E N T A
GARCÍA CONTRERAS FRANCISCO JAVIER
ASESOR: MARÍA DELFINA ANGELA MERCADO HERNÁNDEZ
MÉXICO, D. F. FEBRERO 2014
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
El trabajo experimental de esta tesis se realizó en el
laboratorio de Biotecnología Ambiental y Energías Renovables del
Departamento de Biotecnología y Bioingeniería del Centro de
Investigación y de Estudios Avanzados del Instituto Politécnico
Nacional CINVESTAV bajo la dirección del Dr. Héctor Mario Poggi-
Varaldo y el M. en C. Rafael Hernández Vera. Francisco Javier
García Contreras agradece la beca de licenciatura otorgada por el
ICyTDF como parte del Proyecto PICCO 20-28.
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
RECONOCIMIENTOS
Primero que nada, a mi institución, el Instituto Politécnico Nacional, por
abrirme las puertas desde un inicio. A mi escuela, la ESIQIE, por darme las armas
necesarias para poder forjarme un futuro mejor. A mis maestros, porque cada uno de
ellos contribuyó a la persona que soy ahora, una mejor persona. A mi asesora, la
profesora María Delfina Ángela Mercado Hernández, por su apoyo y atención en todo
momento.
Al ICyTDF por el apoyo económico que brindaron durante mi estancia
realizando el proyecto. Al Dr. Héctor Mario Poggi-Varaldo por la oportunidad que me
brindó de formar parte de su equipo de trabajo dentro del CINVESTAV y por la
confianza, calidez y paciencia que demostró durante mi estancia; así mismo al M. en
C. Rafael Hernández por la atención dedicada y su ayuda en todos los momentos de
duda.
Especial reconocimiento a la M. en C. Ana Line Vázquez-Larios y Dra. Areli
Ortega por su apoyo técnico y asesoría, así mismo por la enseñanza de las técnicas
que son la base de este trabajo. Además a todo el grupo GBAER por su sincero
apoyo, gracias por hacerme parte del equipo.
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
AGRADECIMIENTOS
El presente trabajo representa la culminación de un arduo
esfuerzo llevado a cabo desde que era pequeño, mi educación, por lo que
de la manera más sincera deseo que estas líneas sirvan para expresar el
más profundo agradecimiento a cada uno de los partícipes para que se
llevara a cabo esta tesis.
Papá, mamá y Mau, sin ustedes no podría siquiera abrir los ojos
en la mañana, gracias por ser el motor que hace que mi vida avance,
por las enseñanzas, los regaños, el apoyo incondicional que siempre me
han demostrado, por dejarme seguir mis sueños, por corregirme a
tiempo de mis errores, por esto y más, gracias.
A mis abuelos, gracias por las tardes llenas de sabiduría y cariño,
son los mejores. A toda la familia, por enseñarme que la unidad hace la
fuerza.
A mis amigos, que han sido como hermanos para mí por todas las
aventuras que hemos tenido y las que habrá en el futuro.
A todos, muchas gracias.
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
i
ÍNDICE
Pág.
ÍNDICE DE TABLAS iv
ÍNDICE DE FIGURAS v
NOTACIÓN vii
RESUMEN ix
ABSTRACT xi
INTRODUCCIÓN xiii
CAPÍTULO I. EFLUENTES MUNICIPALES TÍPICOS Y SU TRATAMIENTO 1
1.1. Manejo de efluentes municipales típicos de la Ciudad de
México
1
1.2. Tratamiento de los efluentes municipales típicos 4
1.2.1. Aguas residuales 4
1.2.1.1. Costos de tratamiento 7
1.2.2. Lixiviados 9
1.2.2.1 Características de los lixiviados 10
1.2.2.2. Costos de tratamiento 12
CAPÍTULO II. CELDAS DE COMBUSTIBLE MICROBIANAS PARA EL
TRATAMIENTO DE EFLUENTES MUNICIPALES TÍPICOS
13
2.1. Energías alternativas renovables 15
2.2. Principios de una celda de combustible microbiana. 17
2.3. Microorganismos utilizados en las celdas de combustible
microbianas
19
2.4. Configuración de las celdas de combustible microbianas 20
2.4.1. Diseño de las CCMs 21
2.4.1.1. Materiales de Construcción 23
2.4.1.2. Condiciones de operación de las celdas 24
2.4.2. Curva de polarización 25
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
ii
2.5. Aplicación de las celdas de combustible al tratamiento de
efluentes municipales típicos
27
2.5.1 CCMs para el tratamiento de aguas residuales 28
2.5.2 CCMs para el tratamiento de lixiviados 30
CAPÍTULO III. METODOLOGÍA 33
3.1. Justificación 33
3.2 Hipótesis 34
3.2.1 Hipótesis particulares 34
3.3 Objetivos 34
3.3.1 Objetivo General 34
3.3.2 Objetivo Particulares 34
3.4. Materiales y métodos 35
3.5. Actividad 1: Recolección de muestras de EMT 35
3.5.1. Caracterización de EMT 36
3.6. Actividad 2. Enriquecimiento de bacterias
electroquímicamente activas
37
3.6.1. Enriquecimiento de bacterias electroquímicamente activas. 37
3.6.1.1. Programa de seguimiento y análisis 37
3.7. Actividad 3. Caracterización de CCMs utilizando In-E y EMT. 38
3.7.1. Estructura de las CCMs 38
3.7.1.1 CCM-P 38
3.7.1.2 CCM-G 39
3.7.2. Activación de la membrana de intercambio protónico 40
3.7.3. Preparación y depósito de la tinta catalítica en la MIP 41
3.7.4. Caracterización de las CCMs 41
3.7.4.1. Determinación de la resistencia interna de las CCMs por curva de
polarización
41
3.8. Actividad 5. Operación en las CCMs 43
3.8.1. Métodos analíticos y cálculos 43
CAPÍTULO IV. RESULTADOS 47
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
iii
4.1. Actividad 1: Recolección y caracterización de muestras de
EMT
47
4.2. Actividad 2. Seguimiento de In-E 49
4.2.1. Reactor Inoculador Enriquecido: Evolución de la biomasa y
variación del pH
49
4.2.2. Reactor Inoculador Enriquecido: Evolución en la remoción de
materia orgánica
50
4.3. Actividad 3. Caracterización de las CCMs alimentadas con
los efluentes municipales típicos e inóculo enriquecido
50
4.3.1. Determinación de la resistencia interna de la CCM-P usando ARD
como sustrato e inóculo enriquecido
51
4.3.2. Determinación de la resistencia interna de la CCM-P usando
mezcla ARD-E4 como sustrato e inóculo enriquecido
54
4.3.3. Determinación de la resistencia interna de la CCM-G con
catalizador RuxMoySez usando mezcla ARD-E4 como sustrato e
inóculo enriquecido
56
4.4. Actividad 4. Operación de las CCMs con In-E y EMT 59
4.4.1. Operación en lote: CCM-P con catalizador de Pt cargada con
ARD e In-E
59
4.4.2. Operación en lote de la CCM-P con catalizador de Pt cargada
con ARD-E4 e In-E
63
4.4.3. Operación en lote de la CCM-G con catalizador de RuxMoySez
cargada con ARD-E4 e In-E
66
CONCLUSIONES 71
REFERENCIAS 73
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
iv
ÍNDICE DE TABLAS
No. NOMBRE Pág.
Tabla 1.1 Número de rutas, colonias y parque vehicular 2
Tabla 1.2 Características de las aguas residuales de tres zonas del
D.F.
5
Tabla 1.3 Composición típica de las aguas residuales domésticas 6
Tabla 1.4 Ecuaciones paramétricas para estimar los costos de índice
de inversión
7
Tabla 1.5 Clasificación de los lixiviados 11
Tabla 1.6 Comparación de características típicas de los lixiviados de
rellenos sanitarios
11
Tabla 1.7 Costos de tratamiento de lixiviados de rellenos sanitarios 12
Tabla 2.1 Comunidades de microorganismos en CCMs operando con
diferentes inóculos y sustratos
20
Tabla 2.2 CCMs para el tratamiento de aguas residuales29
Tabla 2.3 CCMs para el tratamiento de lixiviados 31
Tabla 3.1 Caracterización de muestras obtenidas de EMT 36
Tabla 3.2 Composición del agua de alimentación para el RI-E 37
Tabla 3.3 Plan de seguimiento y análisis para el RI-E. 38
Tabla 4.1 Caracterización de muestras obtenidas de EMT. 47
Tabla 4.2 Caracterización de la CCM-P cargada con In-E y ARD
conectada en serie y paralelo
53
Tabla 4.3 Caracterización de la CCM-P cargada con In-E y ARD-E4
conectada en serie y paralelo
55
Tabla 4.4 Caracterización de la CCM-G conectada en serie y paralelo. 58
Tabla 4.5 Desempeño de la CCM-P durante la operación. 61
Tabla 4.6 Resultados de las CCMs usando ARD como sustrato 62
Tabla 4.7 Desempeño de la CCM-P con ARD-E4 durante la operación 65
Tabla 4.8 Desempeño de la CCM-G durante la operación 69
Tabla 4.9 Resultados de las CCMs usando lixiviado como sustrato 70
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
v
ÍNDICE DE FIGURAS
No. NOMBRE Pág.
Figura 1.1 Plantas de tratamiento de aguas residuales en la
Ciudad de México
3
Figura 1.2 Gráfica de la ecuación Inversión= 1 272Q0.6843, para
primario avanzado
8
Figura 1.3 Gráfica de la ecuación Inversión= 1 032Q0.7633, para lodos
activados
8
Figura 1.4 Tren de tratamiento tradicional de lixiviados 10
Figura 2.1 Transición global de los sistemas energéticos 14
Figura 2.2 Obtención de Biomasa 15
Figura 2.3 Diagrama esquemático de una celda de combustible
microbiana.
18
Figura 2.4 Diferentes configuraciones de celdas de combustible
microbianas
21
Figura 2.5 Curva de polarización y potencia volumétrica de una CCM 26
Figura 3.1 Plan de trabajo 35
Figura 3.2 Diseño de celda de combustible paralelepípeda. 39
Figura 3.3 Diseño de celda de combustible con grafito granular 40
Figura 4.1 Evolución de la biomasa y variación de pH en la
operación del reactor enriquecido
49
Figura 4.2 Evolución de la remoción de DQO y variación de pH en la
operación del reactor enriquecido
50
Figura 4.3 Curvas de polarización y potencia volumétrica de la CCM-
P alimentada con inóculo enriquecido y ARD en serie
51
Figura 4.4 Curvas de polarización y potencia volumétrica de la CCM-
P alimentada con inóculo enriquecido y ARD en paralelo
52
Figura 4.5 Curvas de polarización y potencia volumétrica de la CCM-
P alimentada con inóculo enriquecido y ARD-E4 (50-50)
en serie
54
Figura 4.6 Curvas de polarización y potencia volumétrica de la CCM-
P alimentada con inóculo enriquecido y ARD-E4 (50-50)
en paralelo
55
Figura 4.7 Curvas de polarización y potencia volumétrica de la CCM-
G cargada con In-E y ARD-E4 (50-50) en serie
57
Figura 4.8 Curvas de polarización y potencia volumétrica de la CCM-
G cargada con In-E y ARD-E4 (50-50) en paralelo
57
Figura 4.9 Voltaje y potencia volumétrica de CCM-P con ARD e In-E 59
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
vi
Figura 4.10 Intensidad de corriente y potencia de la CCM-P
alimentada con ARD e In-E
60
Figura 4.11 Voltaje y potencia volumétrica de la CCM-P operada
durante 431 hrs alimentada con ARD-E4 (50-50) e In-E
63
Figura 4.12 Intensidad de corriente y potencia de la CCM-P operada
durante 431 hrs alimentada con ARD-E4 (50-50) e In-E
64
Figura 4.13 Voltaje y potencia volumétrica de la CCM-G alimentada
con ARD-E4 (50-50) e In-E
67
Figura 4.14 Intensidad de corriente y potencia de la CCM-G
alimentada con ARD-E4 e In-E
68
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
vii
NOTACIÓN
bDQO Moles de electrones producidos a partir de la DQO
CCM Celda de combustible microbiana
CCM-P Celda de combustible microbiana Paralelepípeda
CCM-G Celda de combustible microbiana con ánodos de grafito granular.
COT Carbono Orgánico Total
CRS Carga eléctrica real debida al sustrato
CTS Carga eléctrica teórica debida al sustrato
DBO Demanda biológica de oxígeno
DQO Demanda química de oxígeno
DQOi DQO inicial
DQOf DQO final
ECCM Voltaje generado por la celda
ECCM-máx Voltaje máximo generado por la celda
ECCM-prom Voltaje promedio generado por la celda
ECCMCA Voltaje a circuito abierto
EMT Efluente municipal típico
Fi Constante de Faraday
ICCM Intensidad de corriente generada por la celda
ICCM-máx Intensidad de corriente máxima
ICCM-prom Intensidad de corriente promedio
IAn Densidad de corriente generada por la celda
IAn-máx Densidad de corriente máxima
IAn-prom Densidad de corriente promedio
In-E Inóculo enriquecido
IV Corriente volumétrica generada por la celda
MDQO Peso molecular de la DQO
MIP Membrana de intercambio protónico
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
viii
PCCM Potencia generada por la celda
PCCM-máx Potencia máxima
PCCM-prom Potencia promedio
PAn Densidad de potencia generada por la celda
PAn-máx Densidad de potencia máxima
PAn.prom Densidad de potencia promedia
PS Densidad de potencia catódica generada por la celda
PS-máx Densidad de potencia catódica máxima
PS-prom Densidad de potencia catódica promedio
PV Potencia volumétrica generada por la celda
Qbg Producción de biogás
RI-E Reactor Inoculador enriquecido
SST Sólidos suspendidos totales
SSV Sólidos suspendidos volátiles
VCCM Volúmen de la CCM
Caracteres Griegos
ηDQO Remoción de la demanda química de oxígeno
ηCoul Eficiencia coulombimétrica
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
ix
RESUMEN
Debido a la gran densidad de población e industrias dentro de la Ciudad de
México es importante dar tratamiento a los efluentes municipales típicos ya que
contaminan el medio ambiente y a largo plazo disminuyen la calidad de vida de la
población. Además debido los costos de inversión para el tratamiento de los
efluentes resulta poco práctico y costoso seguir con métodos de purificación
antiguos, por lo que se buscan alternativas que permitan una remoción de materia
orgánica de forma eficiente y que sea redituable a quien se dedica a este negocio.
En los últimos años, las celdas de combustibles microbianas han emergido
como una tecnología para el uso simultáneo de producción de bioelectricidad y de
tratamiento de efluentes, siendo el objetivo principal de este trabajo. Como primera
parte se recolectaron muestras de dos efluentes municipales típicos de la Ciudad de
México, agua residual doméstica (ARD) y lixiviados de la primera y cuarta etapa del
relleno sanitario “Bordo Poniente”. Así mismo se llevó a cabo el estudio de sus
propiedades físico-químicas para determinar las concentraciones de contaminantes
de cada uno y cantidad a utilizar en las CCMs clasificándose al ARD como efluente
de baja concentración, E1 como lixiviado viejo de composición media y E4 como
lixiviado joven con gran cantidad de contaminantes.
Se realizaron tres caracterizaciones mediante curva de polarización y tres
operaciones usando dos tipos de CCMs e inóculo enriquecido con bacterias
electroquímicamente activas reductoras de Fe (III) (In-E) concentrado, la primera
celda de combustible microbiana paralelepípeda (CCM-P) con arreglo de electrodos
tipo “emparedado” utilizó dos sustratos, ARD y ARD-E4, obteniéndose una
resistencia interna de 371 Ω y 1 644 Ω respectivamente. Para la operación se
registraron potencias volumétricas promedio de 0.86 y 0.38 W/m3, eficiencia de
remoción de 69.6% y 17% para ARD y ARD-E4, con una resistencia externa de 560
Ω y 1 000 Ω indicando que es más fácil degradar el ARD sola y obtener una mayor
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
x
producción de electricidad. En el segundo caso, se utilizó la celda de combustible
microbiana equipada con ánodos de grafito granular (CCM-G) y catalizador de
RuxMoySez y como sustrato ARD-E4 operando con una Rext de 1 000 Ω, obteniendo
resultadosmejores que la CCM-P con una potencia volumétrica promedio de 0.76
W/m3 y una remoción de materia orgánica del 50%.
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
xi
ABSTRACT
Due to the high population density and industries within Mexico City it is
important to treat the typical municipal effluents because they pollute the environment
and in long-term decrease the life quality of the population. Furthermore due to the
investment cost of the treatment is impractical and expensive be using old methods of
purification, reason why the government agencies are looking for alternatives that
allow the removal of organic matter efficiently and profitable.
During the last years, microbial fuel cells (MFCs) have emerged as a
technology for the simultaneous production of bioelectricity and effluent treatment,
which is the main objective of this research. As the first part, were collected effluent
samples from two typical effluents in Mexico City, domestic wastewater (DW) from the
Wastewater Treatment Plant “Cerro de la Estrella” and landfill leachate from the first
(S1) and fourth stage (S4) of “Bordo Poniente”. Their properties were analyzed to
determine pollutant concentrations and the amount of each to use in the MFCs. The
results described domestic wastewater as a low concentration effluent, E1 as a
mature leachate with intermediate quantity of pollutants and E4 as a young leachate
with great amount of them.
It was performed three characterizations by polarization curve and three
operations using two types of MFCs and enriched inoculum with Fe (III)-reducing
bacteria (In-E) concentrated. The first MFC was the parallelepiped microbial fuel cell
(MFC-P) fitted with ‘sandwich’ cathode- membrane-anode assemblages and using
two substrates, DW and DW-E4, obtaining an internal resistance of 371 Ω and 1 644
Ω, respectively. For the operation, average volumetric powers were 0.86 and 0.38
W/m3, removal efficiency of 69.6% and 17% for DW and DW-E4, with an external
resistance of 560 Ω and 1 000 Ω indicating that is easier to degrade the DW alone
and getting more production of electricity. During the second case, it was used the
microbial fuel cell equipped with granular graphite anodes (MFC-G) and catalyst of
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
xii
RuxMoySez, and as a substrate DW-E4 operating with an external resistance of 1 000
Ω, getting better results than MFC-P with an average volumetric power of 0.76 W/m3
and a removal of organic matter of 50%.
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
xiii
INTRODUCCIÓN
En cualquier país o municipio, se debe planificar que los efluentes posean
plantas de tratamiento al final de sus recorridos por el drenaje, ya que estos se
convierten en un recurso que puede ser ampliamente renovable para distribuir al
medio ambiente que le rodea.
Cuando un producto de desecho se incorpora al agua, el líquido resultante
recibe el nombre de efluente. Su origen puede ser industrial, doméstico o municipal.
Así como es muy importante dar un tratamiento, el costo para poder llevarse a
cabo es muy alto, por lo que constantemente dependencias del gobierno buscan
alternativas para reducir costos a través de procesos y tecnologías que permitan ser
un tratamiento más redituable.
En el proceso de tratamiento de los efluentes municipales la remoción de la
carga orgánica es el factor más importante a realizar, mediante procesos primarios y
secundarios en plantas de aguas residuales (remoción de sólidos voluminosos,
sedimentación de partículas sólidas y digestiones biológicas usando lodos activados)
y procesos químicos en los lixiviados (coagulación y oxidación química) se reduce la
gran cantidad de contaminantes presentes en ellos.
Como una alternativa a estos tratamientos, en este estudio se propone el
empleo de celdas de combustible microbianas, las cuales poseen la característica de
remover la carga orgánica del efluente así como producir bioelectricidad, lo que
representaría un ahorro considerable al tratar estos efluentes a escala real; el
propósito de este trabajo es mostrar mediante experimentación en celdas de
combustible microbianas a escala laboratorio una alternativa a ser usada en plantas
de tratamiento para la reducción de la materia orgánica y así mismo generación de
bioelectricidad.
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
xiv
El presente trabajo está organizado para que pueda ser entendido y analizado
por el lector y consta de cinco capítulos los cuales se encuentran organizados de la
siguiente manera:
El capítulo I presenta las generalidades relacionadas con los efluentes
municipales típicos, sus propiedades, su tratamiento y el costo de su tratamiento, con
el fin de adentrarnos en el panorama actual de ellos.
En el capítulo II se muestra la problemática actual del petróleo y las fuentes de
energía alternas derivando en las CCMs. Así mismo se explican las generalidades
acerca de las celdas de combustible microbianas, su uso, propiedades, reacciones,
arquitectura y materiales de construcción. Además, se mencionan los tipos de
bacterias que se utilizan para degradar la materia orgánica comúnmente de los
efluentes.
Para llevar a cabo el estudio, se recolectaron dos muestras de efluentes
municipales típicos (EMT), el agua residual doméstica (ARD), proporcionada por la
planta de tratamiento de aguas residuales “Cerro de la Estrella” y un lixiviado, a
través de un muestreo al relleno sanitario “Bordo Poniente” en su primera (E1) y
cuarta etapa (E4).
El capítulo III presenta la metodología y desarrollo experimental, mediante
tablas que muestran los parámetros a determinar de los EMT, el medio de
enriquecimiento para el In-E y su análisis, así como el procedimiento para
caracterizar y operar las CCMs.
El capítulo IV muestra los resultados obtenidos del trabajo experimental.
Se realizó la caracterización fisico-química de las propiedades de cada uno de
los efluentes obteniendo resultados similares a lo recopilado en la bibliografía, a
pesar de realizar el muestreo en temporada de lluvias, permitiendo clasificarlos en
tres diferentes efluentes:
1. ARD. Agua residual doméstica de concentraciones bajas.
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
xv
2. E1. Lixiviado “viejo o maduro” de relleno sanitario con concentración
intermedia.
3. E4. Lixiviado “joven” de relleno sanitario con una cantidad de
contaminantes alta.
Al mismo tiempo del análisis de las propiedades de los EMT, se trabajó con un
inóculo enriquecido (In-E) el cual se alimentó con una serie de sales minerales y
como fuente de carbono usando acetato de sodio. Los análisis llevados a cabo
durante la operación del reactor fueron sólidos suspendidos volátiles (para cuantificar
la biomasa del reactor), demanda química de oxígeno (remoción de nutrientes) y el
pH. Los valores obtenidos del análisis fueron de 750 ppm de SSV, hasta 90% de
remoción de DQO comparando valores del influente y efluente y un pH neutro con
valor promedio de 7.3, lo que indica que el reactor trabajó de excelente forma.
Una vez que se obtuvo esta información, se caracterizaron tres sistemas
diferentes mediante curva de polarización utilizando el In-E con bacterias
electroquímicamente activas el cual se concentró con el fin de que los efluentes
municipales típicos ocuparan prácticamente todo el volumen de la celda:
1. CCM-P con ARD. Se utilizó una CCM con arreglo de electrodos tipo
“emparedado” en cinco caras con catalizador de platino (Pt), In-E
concentrado y se agua residual doméstica como sustrato, obteniendo
una resistencia interna en la celda de 371 Ω con sus caras conectadas
en paralelo.
2. CCM-Pcon ARD-E4. La misma CCM-P con las mismas condiciones se
utilizó para analizar otro tipo de sustrato, una mezcla de ARD y E4 con
una concentración de 50% de cada uno; la resistencia interna de la
celda obtenida tuvo un valor de 1 644 Ω conectada en paralelo.
3. CCM-G con ARD-E4. Se utilizó una CCM con dos juegos de electrodos,
utilizando grafito granular para los ánodos y un catalizador RuxMoySez
en el área del cátodo e In-E. El sustrato utilizado fue el mismo que en el
segundo sistema obteniendo una resistencia interna de 6 380 Ω.
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
xvi
Para la operación en la CCM-P se registraron potencias volumétricas
promedio de 0.86 y 0.38 W/m3, eficiencia de remoción de 69.6% y 17% para ARD y
ARD-E4, con una resistencia externa de 560 Ω y 1 000 Ω indicando que es más fácil
degradar el ARD sola y obtener una mayor producción de electricidad. En el segundo
caso, se utilizó la CCM-G con ánodos de grafito granular y catalizador de RuxMoySez
y como sustrato ARD-E4 operando con una Rext de 1 000 Ω, obteniendo resultados
mejores que la CCM-P con una potencia volumétrica promedio de 0.76 W/m3 y una
remoción de materia orgánica del 50% lo que demuestra que las CCMs son una
tecnología innovadora y redituable a la hora de tratar un EMT.
De esta manera, se determina la viabilidad del uso de celdas de combustible
microbianas para la remoción de materia orgánica de los efluentes municipales
típicos y la generación de bioelectricidad.
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
1
CAPÍTULO I.
EFLUENTES MUNICIPALES TÍPICOS Y SU TRATAMIENTO.
En cualquier comunidad se generan productos de desecho que constituyen
recursos valiosos que pueden ser recuperados y reutilizados con el fin de evitar una
escasez en los recursos naturales.
Los efluentes municipales típicos son el producto de los residuos líquidos que
genera la población y las industrias, siendo los más importantes las aguas residuales
y los lixiviados. Constantemente el gobierno busca maneras de reducir los costos de
tratamiento mediante tecnologías que generen un beneficio para la ciudadanía
(Gobierno del Distrito Federal, 2007; Comisión Nacional del Agua, 2007).
1.1. Manejo de efluentes municipales típicos de la Ciudad de México.
Para el manejo de residuos sólidos y líquidos, la Ciudad de México cuenta con
diversos lugares que permiten llevar a cabo la recolección y tratamiento de estos
desechos.
En el caso de los residuos sólidos, su manejo es muy importante debido a las
afectaciones de flora, fauna y la vida urbana. En la ciudad de México, todas las
delegaciones cuentan con los servicios de recolección, contando con 2 346
vehículos para dicha tarea. En total se cuentan con catorce lugares destinados al
manejo entre estaciones de transferencia, de disposición final y zonas federales
(INEGI, 2013). La tabla 1.1 muestra el número de vehículos dedicados a la
recolección, rutas y colonias en el Distrito Federal de acuerdo a la Gaceta Oficial del
Distrito Federal (2010).
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
2
Tabla 1.1. Número de rutas, colonias y parque vehicular.
Delegación Número de Rutas Número de
Vehículos
Número de
Colonias
Álvaro Obregón 150 213 257
Azcapotzalco 78 157 91
Benito Juárez 87 136 57
Coyoacán 76 141 140
Cuajimalpa 42 66 41
Cuauhtémoc 120 228 34
Gustavo A. Madero 222 309 244
Iztacalco 61 162 36
Iztapalapa 249 268 157
Magdalena Contreras 79 90 51
Miguel Hidalgo 188 179 81
Milpa Alta 75 55 12
Tláhuac 45 62 72
Tlalpan 125 145 243
Venustiano Carranza 92 186 70
Xochimilco 41 88 47
TOTAL 1 730 2 485 1 633
NOTA: Tomado de Gaceta oficial del Distrito Federal, 2010.
De acuerdo con la Economist Intelligence Unit, (2010) la Ciudad de México se
ubica en la banda “promedio” en la categoría de manejo de desechos. La ciudad
recolecta y elimina adecuadamente la totalidad de sus desechos de acuerdo con las
fuentes oficiales. No obstante, su puntaje dentro de esta categoría se disminuye por
la cantidad de desechos que genera, es decir 489 kg por persona al año, lo cual está
por encima del promedio del Índice de 465 kg. De acuerdo con la agenda ambiental
de la ciudad, para el periodo del 2007 al 2012, el 60% de los residuos de la ciudad
son inorgánicos y menos de la mitad se genera en el sector residencial.
Todos los residuos generados eran enviados al sitio de disposición final Bordo
Poniente el cual cerró la etapa IV el 19 de diciembre del 2011 sin embargo continúa
operando la planta de composta del lugar (CONAGUA, 2010) y la planta de
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
3
tratamiento de lixiviados la cual reduce los contaminantes del efluente generado
(lixiviado viejo) en la Etapa I; al lixiviado generado en las etapas II, III y IV no se les
da por el momento.
Para el tratamiento de las aguas residuales generadas, existen veintiocho
plantas en el Distrito Federal que tratan aproximadamente el 12.9% del agua total
generada de acuerdo a la Comisión Nacional del Agua, (2011) siendo solo 3.3 m3/s y
una capacidad instalada de 4.6 m3/s por lo que se están tomando medidas para
mejorar su desempeño mediante la ampliación y modernización de plantas (como
Cerro de la estrella en 2008) y con la creación de dos nuevas en el 2009 en San
Pedro Atocpan y lago de Texcoco; así mismo se creará en Atotonilco, Hidalgo otra
planta, la cual tendrá una capacidad nominal de tratamiento de 23 m3/s, con una
capacidad adicional para el tratamiento en forma temporal de los picos de aguas de
lluvia por 12 m3/s adicionales, lo que da una capacidad acumulada de 35 m3/s,
siendo la planta más grande del país que dará tratamiento a la mayor parte de las
aguas residuales del Valle de México (CONAGUA, 2011).
Figura 1.1. Plantas de tratamiento de aguas residuales en la Ciudad de México. Tomado de
Gobierno del Distrito Federal, 2007.
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
4
1.2. Tratamiento de los efluentes municipales típicos.
En cualquier ciudad se generan residuos líquidos llamados efluentes
municipales los cuales deben ser recolectados y tratados, con el fin de evitar la
contaminación ambiental de la zona y afectar la calidad de vida de las personas que
lo habitan. Los efluentes más importantes o típicos son dos: las aguas residuales de
origen doméstico y los lixiviados generados en los rellenos sanitarios.
1.2.1. Aguas residuales.
Jaimes, (2010) menciona que se define como agua residual o agua servida a
“una combinación de residuos arrastrados por el agua proveniente de casas, edificios
comerciales, fábricas e instituciones junto a cualquier agua subterránea, superficial o
pluvial que pueda estar presente”.
De acuerdo a Carpinteyro, (2011) y Valdés et al., (2008) las aguas residuales
se clasifican en 4 categorías:
1. Aguas domésticas o urbanas: Descargada de residencias e
instituciones comerciales o similares a éstas.
2. Aguas residuales industriales: Donde predominan desechos
industriales.
3. Aguas de infiltración y caudal por percolación: son las que entran al
sistema de alcantarillado debido a fugas, a través de uniones de
tuberías, roturas, etc. Dependen del tipo de suelo
4. Aguas pluviales: Debido a precipitaciones.
Jaimes, (2010) también menciona como aguas residuales las usadas en
labores agrícolas.
En general, las aguas residuales se componen de dos partes: un efluente
líquido y un constituyente sólido conocido comúnmente como lodo.
En la tabla 1.2 se analiza la calidad del agua de tres zonas distintas de la
Ciudad de México; cabe mencionar que las diferencias en las características de cada
zona son debidas a las aportaciones de las aguas industriales.
Minimización dela carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
5
Tabla 1.2. Características de las aguas residuales de tres zonas del D.F.
Parámetroa
Zona 1 Zona 2 Zona 3
Influencia Industrial
Alta Media Baja
Plantas
Ciudad Deportiva Cerro de laEstrella Chapultepec
Temperatura (°C):
Verano
Invierno
Sólidos Suspendidos Totales
Sólidos Volátiles (% de los SST)
Sólidos Sedimentables (mL/L)
DBO5 Total
DBO5 Soluble
DQO Total
DQO Soluble
(pH Unidades)
Cationes
Aniones
PO4
NTK
N-NH3
NO2
NO3
Grasas y Aceites
20
16
285
31
.6
275
202
467
394
7.1
381
967
25
49
30
0
0
46
20
16
227
59
3.3
286
175
420
309
7.1
229
610
17
29
18
0
0
60
20
16
175
44
2.0
153
89
230
166
6.6
110
284
12
32
15
0
0
34
NOTA: Tomado de: Comisión Nacional del Agua, 2007. a, Unidades en mg/L, excepto donde se
indican las unidades.
De acuerdo a la Comisión Nacional del Agua (2007), las aguas residuales de
origen doméstico o municipal se clasifican de acuerdo a su composición en tres tipos:
de concentración alta, media y baja dependiendo de la cantidad de contaminantes
que posea, cabe hacer mención que en la realidad, la calidad de las aguas
residuales en general varía con la hora del día, el día de la semana, la estación,
tamaño de población y diversas condiciones locales.
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
6
La tabla 1.3 Muestra las características físicas, químicas y biológicas de las
aguas crudas de origen doméstico de acuerdo a su concentración.
Tabla 1.3. Composición típica de las aguas residuales domésticas.
Parámetro Concentración
nAlta Media Baja
Sólidos totales:
Disueltos totales
Fijos
Volátiles
Suspendidos totales
Fijos
Volátiles
Sólidos Sedimentables (mL/L)
DBO (a 20°C)
COT
DQO
Nitrógeno (total como N):
Orgánico
Amoniacal
Nitritos
Nitratos
Fosfatos (como P):
Orgánico
Inorgánico
Clorados b
Alcalinidad (como CaCO3)
Grasas
1200
850
525
325
350
75
275
20
400
290
1000
85
35
50
0
0
15
5
10
100
200
150
720
500
300
200
220
55
165
10
220
160
500
40
15
25
0
0
8
3
5
50
100
100
350
250
145
105
100
20
80
5
110
80
250
20
8
12
0
0
4
1
3
30
50
50
NOTA: Tomado de Comisión Nacional del Agua, 2007. a, Unidades en mg/L, excepto los
sólidos sedimentables. b, Valor que debe ser incrementado de acuerdo con la cantidad de
suministro de agua.
Dentro de las plantas de tratamiento, se lleva a cabo una serie de procesos
físicos, químicos y biológicos al agua residual cuyo objetivo es la obtención de un
efluente tratado que pueda ser reutilizado en la industria, en obras públicas, etcétera
(Silva, 2004).
Los procesos que se emplean en las plantas de tratamiento municipales de
forma general son dos, el primero de ellos consiste en el asentamiento de lodos en el
fondo de un estanque, de tal forma que la corriente superior sea enviada a otro
tanque donde se le dará un tratamiento químico.
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
7
Proceso Ecuación de la Curvaa,b
Primario avanzado Inv = 1272Q0.6843
Lodos activados Inv = 1032Q0.7633
Filtro biológico Inv = 319.6Q0.984
Lagunas aereadas Inv = −184430 + 47677lnQ
Lagunas de estabilización Inv = 740Q0.6028
Wetland, caudales menores a 60 Inv = −1722.7 + 3453.2lnQ
En el segundo, se utiliza la población de bacterias del agua residual en donde
al añadir una corriente de oxígeno se realza el metabolismo de los microorganismos,
permitiendo que degraden la materia orgánica del agua. Este método es el más
común y es conocido como tratamiento de lodos activados.
Los pasos básicos del proceso de una planta de tratamiento suelen
clasificarse de la siguiente manera:
1. Pretratamiento. Se lleva a cabo la remoción física de los sólidos
voluminosos.
2. Tratamiento primario. Se sedimentan las partículas sólidas y los
contaminantes adheridos por gravedad.
3. Tratamiento secundario. Digestión Biológica usando lodos activados.
4. Tratamiento terciario. Se lleva a cabo una serie de procesos químicos
que permiten eliminar fósforo y el 99% de los sólidos en suspensión
(Jaimes et al., 2010; Carpinteyro, 2011; Mejía et al., 2011).
1.2.1.1. Costos de tratamiento.- Los costos índice relacionados con los sistemas de
tratamiento de las aguas residuales, en México pueden ser expresados de acuerdo
a las ecuaciones dentro de la tabla 1.4, obteniendo los resultados en miles de pesos
mexicanos, esto al año 2002 (Mantilla et al., 2002).
Tabla 1.4. Ecuaciones paramétricas para estimar los costos índice de inversión.
Nota: Tomada de Mantilla et al., 2002. aQ representa el caudal a tratar en la
planta de tratamiento. bInv representa el monto de inversión en millones de
pesos mexicanos.
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
8
0
50,000
100,000
150,000
200,000
250,000
300,000
350,000
0 500 1,000 1,500 2,000 2,500 3,000
M
ile
s 
de
 $
Q (L/s)
Primario Avanzado
0
100,000
200,000
300,000
400,000
500,000
0 500 1,000 1,500 2,000 2,500 3,000
M
ile
s 
de
 $
Q (L/s)
Lodos Activados
En las figuras 1.2 y 1.3 se muestran como ejemplo los costos de inversión en miles
de pesos a septiembre del 2002 para el proceso de tratamiento de aguas residuales
primario avanzado y lodos activados utilizando las dos primeras ecuaciones de la
tabla 1.4.
Figura 1.2. Gráfica de la ecuación Inversión= 1 272Q0.6843, para primario avanzado. Modificado
de Mantilla et al., 2002.
Figura 1.3. Gráfica de la ecuación Inversión= 1 032Q0.7633, para lodos activados. Modificado
de Mantilla et al., 2002.
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
9
1.2.2. Lixiviados
Los lixiviados son el producto del agua (ya sea superficial como la
precipitación o subterránea, así como de las condiciones del suelo y de la superficie
del depósito) que pasa a través de la materia orgánica sólida en descomposición.
Sus características dependen del tipo de residuo y de la precipitación media del lugar
donde se encuentre, sin embargo siempre presentan una alta carga orgánica en
suspensión y disuelta (Nájera et al., 2009; López, 2011).
El tratamiento de los lixiviados se basa en la depuración, es decir, en la
reducción de los contaminantes presentes con el fin de poder ser vertidos (figura
1.4). Romero (2010) menciona que el tratamiento de depuración se basa en alguna
de las siguientes técnicas:
 Recirculación.
 Evaporación forzada.
 Tratamientos biológicos.
 Tratamientos físico-químicos.
 Tratamientos con membranas.
 Procesos naturales.
De acuerdo con Nájera et al. (2009) dentro de los tratamientos fisicoquímicos
destacan la coagulación y la oxidación química, además de la adsorción con carbón
activado, la precipitación química y los procesos con membrana.
En el tratamiento de lixiviados, la coagulación se ha empleado como
pretratamiento antes de los procesos biológicos o como etapa de pulimiento para
remover componentes orgánicos no biodegradables, o bien, bajo esquemas
acoplados con procesos de oxidación avanzada. Renou et al., (2008) reporta 15
estudios conducidos bajo el proceso de coagulación-floculación alrededor del mundo,
donde se ha experimentado con diferentes coagulantes tales como sulfato de
aluminio (Al2(SO4)3), cloruro férrico (FeCl3) e hidróxido de calcio (Ca(OH)2), buscando
las condiciones experimentales óptimas en lo referente al pH, dosis y velocidades de
mezclado.
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
10
Figura 1.4. Tren de tratamiento tradicional de lixiviados. Tomado de Giraldo, 1997.
En la Ciudad de México el sitio de disposición final hasta el 2011 era el
Relleno Sanitario de Bordo Poniente “Etapa IV”. El relleno sanitario utiliza una
membrana de polietileno de alta densidad con un espesor de 1 mm que funciona
como suelo impermeable previniendo lacontaminación de suelos y mantos acuíferos
por filtración. Así, el lixiviado se acumula en el fondo para después ser trasladado
hacia la zona de tratamiento y depuración después de un tiempo prolongado
(Kokusai Kogyo Co., 1999).
El tratamiento actual de los lixiviados es mediante un proceso fisico-químico y
la laguna de evaporación. Sin embargo, los costos de operación y mantenimiento son
muy altos en el primer tratamiento y la laguna algunas veces presenta un sobreflujo.
1.2.2.1. Características de los Lixiviados.- Los lixiviados se caracterizan por contener
una gran cantidad de sustancias de las cuales las principales son el alto contenido de
materia orgánica, alto contenido de nitrógeno y fósforo, una presencia abundante de
patógenos así como metales pesados. Es importante señalar que la calidad y
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
11
características de los lixiviados en un relleno sanitario se diferencian dependiendo de
la antigüedad o el tiempo, siendo más “fácil” el tratamiento de un lixiviado antiguo en
comparación de un lixiviado joven (un lixiviado joven es aquel que tiene una
antigüedad no mayor a 10 años), debido a que las concentraciones son menores.
Poznyak et al., (2007) clasifica los lixiviados de la siguiente forma como lo muestra la
tabla 1.5.
Tabla 1.5. Clasificación de los lixiviados.
Tipo de Lixiviado Joven Intermedio Estabilizado
Edad del relleno (años) < 5 5-10 > 10
pH < 6.5 6.5-7.5 > 7.5
DQO (g/L) > 20 3-15 < 5
DQO/COT < 2.7 2.0-2.7 > 2.0
DBO5/DQO > 0.5 0.1-0.5 < 0.1
Acidos Grasos Volatiles (% COT) > 70 5-30 < 5
Metales pesados (g/L) 2 < 2 < 2
Nitrogeno Kjeldhal (g/L) 0.1-2 - -
Nota: Tomada de Poznyak et al., 2007:2.
Giraldo, (1997) también hace una comparación de las características típicas de los
lixiviados de rellenos sanitarios mencionando de forma general si sus propiedades
físico-químicas son altas o bajas dependiendo de la edad del lixiviado, se muestra en
la tabla 1.6.
Tabla 1.6. Comparación de características típicas de los lixiviados de rellenos
sanitarios.
Característica Lixiviado Joven Lixiviado Viejo
DBO Muy Alto Bajo
DQO Muy Alto Alto
Amoniaco Muy Alto Alto
Fósforo Usualmente Deficiente Suficiente
pH Muy Bajo Bajo
Nota: Tomada de Giraldo, 1997: 45.
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
12
Continuación de Tabla 1.6. Comparación de características típicas de los
lixiviados de rellenos sanitarios.
Característica Lixiviado Joven Lixiviado Viejo
Detergentes Muy Alto Bajos
Sales Disueltas Muy Altas Bajas
Agentes
Incrustantes
Muy Altos Bajos
Metales Pesados Muy Altos Bajos
Nota: Tomada de Giraldo, 1997: 45.
1.2.2.2. Costos de Tratamiento.- Existen Datos en la literatura internacional de los
países desarrollados que pueden ser usados como punto de referencia, sin embargo
debido a la paridad con el dólar y a la inflación en los Estados Unidos y el año en que
fueron tomados se debe tener presente el ajuste de los mismos como lo muestra la
tabla 1.7.
Tabla 1.7. Costos de tratamiento de lixiviados de rellenos sanitarios.
Tratamiento Costo US$/m3
Proceso aeróbico con remolición de nitrógeno
Ósmosis Inversa en dos etapas
Proceso Biológico + Carbón Activado + Precipitación
Proceso biológico + Osmosis Inversa + Evaporación del Concentrado
20
7-10
25-35
35-40
Evaporación
Humedales
5
1
Consumo Energético Cantidad
Ósmosis Inversa - Nanotración
Evaporación al vacío
8.5 KWh/ m3
12 KWh/ m3
Nota: Tomado de Giraldo, 1997: 55.
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
13
CAPÍTULO II.
CELDAS DE COMBUSTIBLE MICROBIANAS PARA EL
TRATAMIENTO DE EFLUENTES MUNICIPALES TÍPICOS.
El ser humano tiene una serie de necesidades que debe satisfacer para poder
subsistir, dentro de ellas es indispensable el uso de energía, la cual puede ser
provista de fuentes tanto renovables como no renovables (Carmona-Martínez, 2008;
Ortega-Martínez, 2013).
Dentro de los no renovables los más demandados son los combustibles
fósiles, sin embargo éstos presentan diversas desventajas ya que no solo son un
recurso de escasez en un futuro cercano, sino además contaminantes, emitiendo a la
atmósfera contaminantes gaseosos como NOx, SOx y COx, contaminando suelos,
cuerpos de agua en su exploración, manejo y combustión (McNeill, 2000; Das &
Vezirolu, 2001; Yue et al., 2001).
Así mismo las sociedades del siglo XXI, y desde el siglo XX, son llamadas
“sociedades de hidrocarburos” ya que utilizan diez veces más energía que en el siglo
XIX (Dunn, 2002) como se muestra en la figura 2.1. Este incremento en la demanda
ha sido satisfecho en un 90% del mercado mundial por combustibles fósiles.
Dentro de los combustibles fósiles se encuentra el carbón, el petróleo y el gas
natural los cuales siguen siendo indispensables para satisfacer el esperado
crecimiento de la demanda energética total.
El mundo está agotando sus recursos energéticos no renovables y se
acumulan riesgos relacionados con la expansión continua de la producción de
petróleo y gas natural provenientes de fuentes convencionales de energía de las que
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
14
se ha dependido históricamente. Estos riesgos plantean desafíos significativos para
poder satisfacer la demanda energética esperada (Vázquez-Larios, 2010).
Figura 2.1. Transición global de los sistemas energéticos. Adaptado de Dunn, 2002.
Por otro lado los combustibles renovables presentan una alternativa
prometedora debido su “mínimo” impacto negativo al medio ambiente (Elam, 2003:
Wunshiers y Lindbland, 2002; Ortega-Martínez, 2012).
Dentro de las fuentes energéticas renovables y sostenibles, es posible
mencionar la energía solar, eólica, hidráulica y aquella que puede ser obtenida a
partir de biomasa. Dentro de la energía obtenida a partir de biomasa se
encuentran los combustibles no convencionales, como metanol, etanol o biogás
(Elam, 2003). La disponibilidad de algunas fuentes energéticas renovables depende
de la localización geográfica de tales sistemas, es por esto que un factor primordial a
evaluar es la cantidad de materia prima para extraer energía.
Para reducir los riesgos de escasez de fuentes de energía, se requerirá la
expansión de todas las fuentes de energía económicas, incluyendo el carbón, la
energía nuclear, la biomasa, otras energías renovables, y el petróleo y el gas natural
no convencionales. Cada una de estas fuentes se enfrenta con desafíos importantes,
que incluyen la seguridad y la existencia de barreras ambientales, políticas o
económicas, y requiere de infraestructura para su desarrollo y distribución.
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
15
2.1. Energías alternativas renovables.
Dentro del desarrollo de alternativas sostenibles y renovables, se encuentran
la energía solar, eólica, hidráulica y aquella que puede ser obtenida de biomasa. Sin
embargo, la energía eólica y solar, por ejemplo, se encuentra restringida a áreas con
abundantes corrientes de viento o “ricas” en sol, lo cual limita su producción al ser
intermitentes.
Por otra parte, la energía obtenida a partir de biomasa es una fuente de
energía renovable y sostenible a futuro. Actualmente la biomasa contribuye como la
cuarta fuente de energía a nivel mundial, abasteciendo el 14% de energía en el
mundo. En países desarrollados llega a ser arriba de un 35% del suministro total de
energía. La biomasa es una fuente de energía versátil ya que puede ser fácilmente
almacenada y transformada en energía y calor. Además tiene el potencial de ser
usada como materia prima para la producción de combustibles y productos químicos.
La capacidad de producción se encuentra desde escalas muy pequeñashasta
megawatts (Veringa, 2005).
Figura 2.2. Obtención de Biomasa. Tomado de Instituto para la Diversificación y Ahorro de la
energía, 2007.
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
16
De acuerdo al Instituto para la Diversificación y Ahorro de la energía de
España (2007), la biomasa destaca como fuente de energía debido a las siguientes
ventajas:
 Disminución de las emisiones de azufre.
 Disminución de las emisiones de partículas.
 Emisiones reducidas de contaminantes como COx, NOx.
 Ciclo neutro de CO2, sin contribución al efecto invernadero.
 Reducción del mantenimiento y de los peligros derivados del escape de
gases tóxicos y combustibles en las casas.
 Reducción de riesgos de incendios forestales y de plagas de insectos.
 Aprovechamiento de residuos agrícolas, evitando su quema en el
terreno.
 Posibilidad de utilización de tierras de barbecho con cultivos
energéticos.
 Independencia de las fluctuaciones de los precios de los combustibles
provenientes del exterior (no son combustibles importados).
 Mejora socioeconómica de las áreas rurales.
Dentro del estudio de biomasa, la obtención de energía eléctrica se presenta
como una tecnología innovadora y atractiva, en la cual la materia orgánica soluble
genera una diferencia de potencial traduciéndose en una corriente eléctrica.
Las celdas de combustible microbianas (CCMs) configuran una tecnología
emergente que poseen un gran potencial para contribuir decisivamente al desarrollo
sustentable de nuestra sociedad. En principio, tienen un gran impacto en el medio
ambiente y en energía al considerar su capacidad para generar bioelectricidad a
partir de sustratos orgánicos y residuales y, simultáneamente, depurar residuos; lo
que ofrece de forma paralela dos grandes beneficios: económico y ambiental
(Vázquez-Larios et al., 2010).
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
17
Las CCMs constituyen una fuente de energía limpia y alternativa a la
producción convencional de energía ya que además de generar energía eléctrica
sirven para el tratamiento de diversos sustratos como aguas residuales.
2.2. Principios de una celda de combustible microbiana.
Una celda de combustible microbiana (CCM) representa un nuevo tipo de
tecnología para la generación de bioelectricidad a partir de biomasa usando
microorganismos (Logan, 2008). Una CCM es un reactor bio-electroquímico que
convierte la energía química almacenada en los enlaces químicos de la materia
orgánica e inorgánica a energía eléctrica mediante reacciones catalíticas de
microorganismos bajo condiciones anóxicas (Du et al., 2007; Lefebvre et al., 2008).
El descubrimiento de que el metabolismo de ciertos microorganismos pueden
proveer energía en forma de corriente eléctrica ha generado un gran interés en la
comunidad científica generando un gran número de publicaciones al respecto
(Franks et al., 2010).
Las CCMs convierten el sustrato biodegradable en electricidad, el cual se
consigue mediante el metabolismo de las bacterias en donde se transfieren
electrones desde un donador, como la glucosa, a un aceptor de electrones, el ánodo
(Alzate-Gaviria et al., 2008).
La conversión química ocurre en un electrodo anaerobio, donde se emplea un
catalizador para acelerar la oxidación de un combustible específico (H2, CH4,
CH3OH).
En las CCMs las bacterias son utilizadas para catalizar la oxidación del
combustible, generando electrones que son transferidos hacia el ánodo, los cuales
circulan a través de un circuito externo, mientras que los protones generados pasan
a través de una membrana de intercambio protónico hacia el cátodo. Los protones y
electrones son usados para reducir el oxígeno a agua, por una reacción catalizada
en el electrodo catódico.
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
18
A continuación se presenta la reacción típica con acetato como sustrato:
Ánodo: C H O + 2H O ⎯⎯⎯⎯⎯⎯⎯⎯⎯⎯⎯⎯ 2CO + 8H + 8e (1)
donde el ánodo actúa como un aceptor artificial de electrones externo para los
microorganismos.
A su vez, los electrones son transferidos al cátodo vía ánodo a través de un
circuito externo produciendo una corriente:
Cátodo: 2O + 8H + 8e → 4H O (2)
Los H+ producidos en el ánodo migran a través de la solución a la membrana
de intercambio protónico (MIP), llegan al cátodo donde reaccionan con el oxígeno y
forman agua (Du et al., 2007; He et al., 2005; Logan et al., 2006). Las bacterias
metabolizan al sustrato y generan electrones que son transferidos al ánodo. Los
protones son transferidos al cátodo a través de la membrana.
Figura 2.3. Diagrama esquemático del funcionamiento una celda de combustible microbiana.
Modificado de Alzate-Gaviria (2008).
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
19
La potencia disponible de la CCM (PCCM) depende del voltaje de la celda (VCCM)
y la corriente producida (ICCM) los cuales se vinculan mediante la ecuación de la Ley
de Ohm en la cual R representa la resistencia como se muestra en las ecuaciones
(3) y (4).P = V x I (3)V = I x R (4)
2.3. Microogranismos utilizados en las celdas de combustible
microbianas.
Estudios recientes demuestran que existen diversos microorganismos que
sirven como reductores de electrodos en el ánodo o como oxidantes en el cátodo. De
forma general, se espera que los microorganismos que puedan oxidar
completamente la materia orgánica, con un electrodo como único aceptor de
electrones, sean productores de potencia (Lovley, 2006).
La selección de los cultivos microbianos a utilizar dentro de la celda es de vital
importancia ya que son ellos los que son capaces de utilizar al ánodo como aceptor
final de electrones derivados del metabolismo de la materia orgánica. Las bacterias
electroquímicamente activas (BEAs) en el ánodo de las CCMs son conocidas como
bacterias anodofílicas (o electrígenos), basándose en la habilidad que tienen de
transferir electrones a los electrodos sin la necesidad de un mediador.
Este tipo de microorganismos tienen la capacidad de oxidar completamente la
materia orgánica a bióxido de carbono con una sustentabilidad a largo plazo lo que
se traduce en alta eficiencia coulombimétrica en el proceso. Esto permite eliminar los
problemas de toxicidad en los dispositivos electroquímicos; los medios utilizados
quedan restringidos al sustrato (combustible orgánico) que se desee utilizar y al tipo
de bacterias que actúen como catalizador biológico (Moreno, 2012; Lovley et al.,
2008).
En general, cuando una CCM es inoculada se espera que las únicas bacterias
en proliferar sean las BEAs. Sin embargo, como menciona Kim et al., (2008), al
realizar el análisis de las comunidades de microorganismos en la biopelícula formada
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
20
en el ánodo, no se han encontrado resultados en la bibliografía de una sola bacteria
dominante, sino consorcios, lo que sugiere que existen diversas bacterias que tienen
propiedades similares a las BEAs que pueden contribuir a la generación de
electricidad. En la tabla 2.1 se realiza una recopilación de los diversos tipos de
cultivos, puros y consorcios, y sustratos aplicados a CCMs en la literatura.
Tabla 2.1. Comunidades de microorganismos en CCMs operando con
diferentes inóculos y sustratos.
Sustrato Inóculo Tipo de CCM Especie dominante Referencia
Acetato Lodos de digestor
anaerobio
termofílico
Dos cámaras
termofílica
Mutante E4 (57.8%) Jong et al., 2006
Sedimento de agua
dulce
Sedimento de agua
dulce
Celda de
combustible de
sedimentos
Geobacter Holmes et al.,
2004
Sedimento de
pantano
Sedimento salino
de pantano
Celda de
combustible de
sedimentos
Desulfuromonas Holmes et al.,
2004
Sedimentomarino Sedimento marino Celda de
combustible de
sedimentos
Desulfuromonas Holmes et al.,
2004
Ethanol Lodos de digestor
anaerobio
Dos cámaras Proteobacterium Core-1
(33%)
Kim et al., 2007
Acetato Lodos de digestor
anaerobio
Dos cámaras Pelobacter propionicus
DSM 2379
Chae et al.,
2008
Acetato Lodos de digestor
anaerobio
Dos cámaras Thauera Aromática LG356 Chae et al.,
2008
Propionato Lodos de digestor
anaerobio
Dos cámaras Bacilus sp. NAF001 Chae et al.,
2008
Butirato Lodos de digestor
anaerobio
Dos cámaras Dechloromonas sp. PC1 Chae et al.,
2008
Glucosa Lodos de digestor
anaerobio
Dos cámaras Azonexus caeni Chae et al.,
2008
Mezcla de
solventes
Sulfato-reductor Paralelepípeda Clostridia (42%), δ-
Proteobacteria(16%)
Ortega-Martínez
et al., 2012
Mezcla de
solventes
Enriquecido Paralelepípeda Deferribacteres Ortega-Martínez
et al., 2012
2.4. Configuración de las celdas de combustible microbianas.
La eficiencia en la producción de energía eléctrica de una CCM es afectada
por diferentes factores incluyendo la arquitectura y tipo de materiales utilizados en la
construcción.
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
21
2.4.1 Diseño de las CCMs.
De forma general la estructura básica de una CCM para la producción de
bioelectricidad consta de una o dos cámaras, habiendo en los últimos años otro tipo
de configuraciones arquitectónicas.
Una CCM de dos cámaras consta típicamente de una cámara catódica y una
anódica, separadas por una membrana de intercambio de protones o puente salino,
que permite el paso de los H+ hacia la cámara catódica (Du et al., 2007). Las CCMs
de un compartimento ofrecen diseños más sencillos y costos más bajos debido a que
poseen únicamente una cámara anódica sin requerir de una aireación forzada en una
cámara catódica. (Vazquez-Larios, 2010). En los últimos años se han desarrollado
diversos estudios con nuevos tipos de CCMs. En la figura 2.4 se muestran diferentes
configuraciones de CCMs utilizadas en la bibliografía.
Figura 2.4. Diferentes configuraciones de celdas de combustible microbianas.
Notas: A. Liu et al. (2004). B. Min et al. (2005). C. Liu et al. (2004). D. He et al. (2005). E. Carmona-
Martínez (2008). F. Ortega-Martínez (2013).
La figura 2.4.A muestra el estudio de Liu et al. (2004) de la generación de
energía usando una CCM de una sola cámara, conteniendo ocho electrodos de
grafito como ánodos y un solo cátodo aireado por convección natural. El sistema fue
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
22
operado bajo condiciones de flujo continuo utilizando como sustrato un efluente
primario de una planta de tratamiento de agua.
Las figuras 2.4.B, D, E y F muestran diferentes diseños de CCMs en las
cuales se utiliza una membrana de intercambio protónico (MIP) para separar la
cámara anódica de la catódica. La figura 2.4.C utiliza cátodos aerobios que se
encuentran expuestos al medio ambiente con el fin de proveer el oxigeno necesario
para llevar a cabo la producción del agua a la celda.
Min et al., (2005) construyeron una celda constituida de dos frascos de 300 mL
de capacidad unidos mediante un puente de vidrio que contenía la MIP sostenida por
una abrazadera entre las terminales del tubo de vidrio (fig. 2.4.B) obteniendo 2.2 y 38
mW/m2 respectivamente, donde el bajo valor de densidad de potencia para el puente
salino se atribuyó a su alta resistencia interna (Rint) siendo de 19 920 Ω comparada
con el sistema de membrana cuya resistencia resultó de 1 286 Ω.
Por otra parte He et al. (2005) diseñaron una celda (fig. 2.4.D) que se basa en
un digestor de flujo ascendente en donde los electrodos eran de carbón granular
encontrando la cámara catódica en la parte superior; el diseño es innovador debido a
que el carbón granular es un material muy poroso que impide el atascamiento del
flujo del liquido.
También Carmona-Martínez (2008) diseñó una celda que contenía como
electrodos una placa de acero inoxidable y tela de carbono separados por una MIP
entre la fase acuosa y la lámina de acero y utilizando una placa de acrílico que evita
que la MIP se corrugue. El cátodo fue aireado por convección natural (fig. 2.4.E).
Así mismo Ortega-Martínez (2013) construyó una celda de plexiglás de forma
paralelepípeda (fig. 2.4.F) con electrodos colocados en lados opuestos, tipo
“emparedado”. El arreglo de los electrodos mostró significativamente que a menor
distancia entre ellos existe un mayor rendimiento ya que disminuye significativamente
la resistencia interna dentro de la celda y mejora la potencia. Este efecto también ha
sido evaluado en otros estudios (Vázquez-Larios et al., 2010: Liang et al., 2007)
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
23
demostrando un mayor rendimiento en las celdas cuando se trabaja con electrodos
emparedados.
Los electrodos se constituían de una lámina de acero perforada, tela de
carbono (Cátodo) con una concentración de 0.5 mg Pt/cm2 (Pt 10 wt%/C-ETEK), una
MIP, tela de carbono (ánodo) e igual una malla de acero inoxidable perforada; los
cátodos se airearon por convección natural.
2.4.1.1. Materiales de Construcción.- El tipo de material de construcción de
electrodos influye de manera decisiva en el rendimiento de la celda.
Los materiales con los que se construye el ánodo deben poseer
características específicas: conducción, biocompatibilidad y estabilidad química en el
reactor. El material que es más usado es el carbón, debido a la versatilidad, el costo,
su fácil manejo y posee un área de contacto definida.
En el caso del cátodo, existen diseños en los cuales se utiliza cátodos
aerobios expuestos al medio ambiente con el fin de proveer de oxígeno a la celda y
producir agua (Carmona-Martínez, 2008).
Con el fin de incrementar la velocidad de reducción del oxígeno se utiliza
comúnmente catalizadores de platino y/o otros materiales como negro de platino, poli
anilina, calcogenuros, mediadores de electrones (compuestos de Fe(III), Mn (IV))
adsorbidos en o sobre el material de los electrodos.
En casi todas las CCM se necesita una separación entre las dos cámaras para
lo cual se recurre a una membrana de intercambio de protones (MIP).
Due et al. (2007) enlista de forma resumida la lista de materiales utilizados en
los electrodos y las membranas de intercambio protónico:
a. Ánodo: grafito esférulas y varillas, tela de grafito, papel impregnado
de carbón, tela de carbón, carbón vítreo reticulado, carbón activado,
platino, negro de platino, recubrimientos con polímeros.
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
24
b. Cátodo: grafito, tela de grafito, papel impregnado de carbón, tela de
carbón, platino, negro de platino.
c. Catalizador en los electrodos: platino, negro de platino,
polianilina, mediadores de electrones (compuestos de Fe (III), Mn
(IV), el análogo de sustancias húmicas 2,6-disulfonato de
antraquinona o AQDS por su sigla en inglés, y 1,4-naftoquinona)
inmovilizados o adsorbidos en o sobre el material de los electrodos
(dopado o dopamiento).
d. MIP: puente salino, Nafion, Ultrex, polímeros selectos (poli etielen-
poliesteren- co divinil benceno), porcelana.
2.4.1.2. Condiciones de operación de las celdas.- El desempeño de las celdas puede
ser alterado por factores muy diversos, sin embargo de acuerdo a la bibliografía,
existen parámetros que se pueden regular para disminuir la polarización de la celda y
así aumentar su desempeño. Entre los principales parámetros encontramos la
concentración y el tipo de biomasa que es utilizada como el combustible, el pH, la
concentración de materia orgánica, la temperatura, la configuración del reactor y sus
materiales de construcción (Du et al., 2007; Vázquez-Larios et al., 2011).
Las soluciones amortiguadorasnos permiten regular la diferencia de potencial
de hidrógeno que existe entre la cámara anódica y la catódica, esto ocurre por la
membrana de intercambio protónico que actúa como barrera que provoca una
velocidad menor en el transporte de protones en la membrana que la velocidad de
producción en el ánodo y la velocidad de consumo en la cámara catódica en la etapa
inicial de operación, como consiguiente existe la diferencia de pH.
Al utilizar un amortiguador con pH neutro, usualmente fosfatos nos permite
obtener una diferencia de potencial de hidrógeno muy pequeña, llegando a ser
menor de 0.5 unidades como lo detectó Gil et al., 2003, obteniendo así una salida de
corriente incluso al doble que si no se usara ningún amortiguador.
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
25
2.4.2 Curva de polarización.
Las curvas de polarización son una herramienta muy útil para el análisis y
caracterización de una CCM (Logan et al., 2006). Las curvas de polarización son
utilizadas con el fin de encontrar la resistencia interna de la celda, la cual es una
suma de resistencias que impiden que el sistema alcance el voltaje ideal
termodinámico de salida, es decir que afectan el rendimiento de la celda. Las tres
pérdidas irreversibles principales son: pérdidas de activación, pérdidas óhmicas y
pérdidas de transporte de masa.
Estas pérdidas son definidas como el voltaje requerido que se necesita para
compensar la corriente perdida debido a las reacciones electroquímicas, el transporte
de carga y los procesos de transferencia de mas que suceden en los compartimentos
anódico y catódico. La pérdida óhmica o resistencia óhmica es el principal
componente de la resistencia interna de la celda.
Las curvas de polarización, además de ser utilizadas para la determinación de
la resistencia interna, también permiten conocer los puntos máximos de Potencia
(PCCM en mW) y Voltaje (ECCM en V) con respecto a la Corriente (ICCM en mA) (Oh y
Logan, 2006).
La forma de obtener la curva es mediante la variación de la resistencia externa
(Rext), ya sea en aumento o en decremento.
El método se basa en fijar el circuito bajo una Rext variable durante un ciclo en
lote con el objetivo de estimar el valor de la Rint de la CCM. Este valor comprende
una de las características más importantes de una celda de este tipo, ya que de
acuerdo al Teorema de Jacobi de la “máxima potencia producida por una fem”, una
CCM operada bajo una resistencia externa igual a su resistencia interna resultará en
un valor de máxima potencia generada (Halliday et al., 2005).
Primero es necesario operar la CCM sin necesidad de conectarla a una Rext y
analizar su comportamiento con respecto al Voltaje a circuito abierto (ECCMCA). Una
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
26
vez que el voltaje tiene un comportamiento estable (Tender et al., 2002), la CCM
se somete a una Rext, con valores de 100 Ω a 100 KΩ la cual se irá variando hasta
obtener una curva que permita conocer el punto máximo de Potencia y Voltaje de la
CCM. Una vez que se toman los datos de voltaje variando la Rext, mediante la ley de
ohm se calcula la intensidad de corriente, con estos valores se procede a calcular la
potencia de la celda. Los datos son comparados en una gráfica que muestra la
variación de voltaje contra la intensidad de corriente por un lado y por el otro la
variación de potencia en la celda, la cual puede ser expresada en forma superficial o
volumétrica, con respecto a la intensidad. Se muestra en la figura 2.5.
Figura 2.5. Curva de polarización y potencia volumétrica de una CCM.
La Rint de la celda es aquella que da el valor máximo de potencia, es por esto
que se coloca durante la posterior operación del dispositivo (o lote) una Rext con valor
similar, permitiendo eliminar las pérdidas óhmicas.
Pv máxima y
Voltaje. Donde
Rint=Rext
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
26
vez que el voltaje tiene un comportamiento estable (Tender et al., 2002), la CCM
se somete a una Rext, con valores de 100 Ω a 100 KΩ la cual se irá variando hasta
obtener una curva que permita conocer el punto máximo de Potencia y Voltaje de la
CCM. Una vez que se toman los datos de voltaje variando la Rext, mediante la ley de
ohm se calcula la intensidad de corriente, con estos valores se procede a calcular la
potencia de la celda. Los datos son comparados en una gráfica que muestra la
variación de voltaje contra la intensidad de corriente por un lado y por el otro la
variación de potencia en la celda, la cual puede ser expresada en forma superficial o
volumétrica, con respecto a la intensidad. Se muestra en la figura 2.5.
Figura 2.5. Curva de polarización y potencia volumétrica de una CCM.
La Rint de la celda es aquella que da el valor máximo de potencia, es por esto
que se coloca durante la posterior operación del dispositivo (o lote) una Rext con valor
similar, permitiendo eliminar las pérdidas óhmicas.
Pv máxima y
Voltaje. Donde
Rint=Rext
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
26
vez que el voltaje tiene un comportamiento estable (Tender et al., 2002), la CCM
se somete a una Rext, con valores de 100 Ω a 100 KΩ la cual se irá variando hasta
obtener una curva que permita conocer el punto máximo de Potencia y Voltaje de la
CCM. Una vez que se toman los datos de voltaje variando la Rext, mediante la ley de
ohm se calcula la intensidad de corriente, con estos valores se procede a calcular la
potencia de la celda. Los datos son comparados en una gráfica que muestra la
variación de voltaje contra la intensidad de corriente por un lado y por el otro la
variación de potencia en la celda, la cual puede ser expresada en forma superficial o
volumétrica, con respecto a la intensidad. Se muestra en la figura 2.5.
Figura 2.5. Curva de polarización y potencia volumétrica de una CCM.
La Rint de la celda es aquella que da el valor máximo de potencia, es por esto
que se coloca durante la posterior operación del dispositivo (o lote) una Rext con valor
similar, permitiendo eliminar las pérdidas óhmicas.
Pv máxima y
Voltaje. Donde
Rint=Rext
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
27
2.5. Aplicación de las celdas de combustible al tratamiento de
efluentes municipales típicos.
En el mundo, más de dos millones de personas carecen de un saneamiento
adecuado y mil millones de habitantes no tienen acceso suficiente al agua potable.
Las demandas de energía necesarias para el agua y los procesos convencionales de
tratamiento de efluentes municipales son una parte importante del problema.
Los efluentes municipales típicos contienen energía en forma de materia
orgánica biodegradable, sin embargo actualmente se utiliza energía para reducirla en
lugar de aprovecharla. De acuerdo a Logan (2008), las aguas residuales de origen
animal doméstico, y procesamiento de alimentos se estima que contienen un total de
17 GW. Esto es aproximadamente la misma cantidad de energía que se utiliza
actualmente para la infraestructura de agua todo en los Estados Unidos, por lo que
de recuperar toda la energía de la materia orgánica podría ayudar a ser
autosuficiente la infraestructura del agua y claro, esto mismo aplica en nuestro país,
México.
De hacerse esto, sería un gran logro para la salud y bienestar de la población,
sobre todo actualmente con los problemas de escasez de energía. Así mismo se
impediría la propagación de enfermedades transmitidas a través de los efluentes sin
tratar.
Los procesos de digestión anaerobia son una parte muy importante de la
generación de energía a partir de los materiales de desecho, sin embargo las
temperaturas que requieren son relativamente elevadas, 36°Cy un gran tiempo de
retención por lo que son adecuados solo en efluentes que sean muy concentrados o
con muchos contaminantes.
Como Logan, (2008) menciona, las bacterías podrían ser utilizadas en las
celdas de combustible como un método de determinación de la concentración de
lactato en el agua y después que la generación de electricidad en una CCM podría
ser aplicado utilizando almidón y agua residual industrial.
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
28
Para el año 2004 el vínculo entre los efluentes municipales y las CCM
aumentó cuando se demostró que las aguas residuales domésticas pueden ser
tratadas a nivel práctico y que se lleva a cabo una generación de electricidad (Liu et
al., 2004).
2.5.1 CCMs para el tratamiento de aguas residuales.
Las CCM son una tecnología con un enfoque que promete y tienen la
característica de ser un método de captura de energía en forma de electricidad.
Como se muestra en la tabla 2.4, estudios recientes han demostrado la
practicidad que pueden tener el uso de CCM para el tratamiento de las aguas
residuales. Por ejemplo, Rodrigo et al., (2009) obtuvieron una potencia anódica
promedio de 5mW/m2 al usar una celda de dos cámaras con lodos anaerobios
activados y agua residual; la remoción en la demanda química de oxígeno (DQO) fue
de 50% máxima al utilizar una resistencia externa de 125 Ω.
Ahn et al., (2009) utilizaron una CCM de una sola cámara con catalizador de
platino operando con aguas residuales y lodos anaerobios en dos operaciones de
forma semicontinua, con un pH de 7.3 a 7.5 y utilizando dos temperaturas a 23°C y
30°C (condiciones mesofílicas). Se utilizó una resistencia externa de 1000 Ω
obteniendo como valores promedios una potencia anódica de 270 mW/m2 (8 W/m3)
y una eficiencia en la remoción de DQO del 88% para los dos casos, sin embargo las
potencias anódicas máximas obtenidas en cada celda, 302 mW/m2 (9.07 W/m3) y
334 mW/m2 (9.18 W/m3), a 23°C y 30°C respectivamente, demuestran que la
temperatura si es un factor importante para llevar a cabo la operación.
Por otra parte Jiang et al. (2009) utilizaron una CCM de una sola cámara con
agua residual solamente con un pH de 7.2, temperatura de 30°C y una variación de
la DQO del influente de 100 a 1500 mg/L con el fin de observar la variación de
comportamiento de la celda cuando se cambia la concentración de sustrato
obteniendo como resultado potencias volumétricas de 1 W/m3 a 7 W/m3 y una
remoción de 89% en la DQO.
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
29
Tabla 2.2. CCMs para el tratamiento de aguas residuales.
CCM Ánodo Cat. Inóculo Sustrat
o
Rext
(Ω)
Eficiencia Ref.
Promedio Máximo
Dos
cámaras
Barra
de
grafito
- Lodos
anaerobios
ARD 125 Ω 5 mW/m2
0.25%
ηCoul
0.23 V
24 mW/m2
50% ηDQO
Rodrigo
et al.,
2007
Una
cámara
Tela de
C.
Pt Lodos
anaerobios
@ 23 °C
AR 1 000
Ω
0.43 V
270 mW/m2
8 W/m3
88% ηDQO
302 mW/m2
9.07 W/m3
Ahn et
al., 2009
Una
cámara
Tela de
C.
Pt Lodos
anaerobios
@ 30°C
AR 1 000
Ω
0.43 V
270 mW/m2
8 W/m3
88% ηDQO
334 mW/m2
9.18 W/m3
Ahn et
al., 2009
Dos
cámaras
Barra
de
grafito
- Lodos de
tanque
primario
ARDS 10-100
Ω
0.157 V
0.133 mA
4.61
mW/m2
76% ηDQO
0.19 V
0.175 mA
6.73
mW/m2
91% ηDQO
Ghangre
kar et
al., 2006
Dos
cámaras
Papel
Carbón
Pt Anaerobio ARS 600 Ω 0.9 V
515 mW/m2
1.05 V
640 mW/m2
82% ηDQO
Alzate-
Gaviria
et al.,
2008
Una
cámara
Grafito
granular
y en
barra
Pt AR AR y
Acetato
100 Ω 89% ηDQO 7.5 W/m3 Jiang et
al., 2009
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
30
Ghangrekar et al., 2006 utilizaron una CCM de dos cámaras utilizando como
ánodo una barra de grafito y sin catalizador en el cátodo. Se utilizó como sustrato
agua residual doméstica sintética y como inóculo lodos de tanque primario de una
planata de tratamiento de aguas. La celda se operó en 4 lotes variando la resistencia
externa de entre 10 a 100 Ω obteniendo como resultados promedios una potencia
anódica de 4.6 mW/m2 con un voltaje de 0.157 V y una remoción de DQO del 76%.
Sus valores máximos se obtuvieron al utilizar la resistencia de 100 Ω dando un
voltaje de 0.19 V, una potencia anódica de 6.73 mW/m2 y una remoción de DQO en
el último ciclo del 91%.
De forma similar, Alzate-Gaviria et al., (2008) utilizaron una celda de dos
cámaras para tratar un sustrato sintético similar a un agua residual doméstica
concentrada. La celda contenía electrodos de papel carbón y platino como
catalizador en el cátodo. El inóculo utilizado era estrictamente anaerobio y la
resistencia externa utilizada fue de 600 Ω. Los valores máximos obtenidos fueron de
640 mW/m2 para la potencia anódica y una eficiencia en la disminución de DQO de
82%.
2.5.2 CCMs para el tratamiento de lixiviados.
En el caso de los lixiviados, existen diversas referencias en la literatura como
se muestra en la tabla 2.3. Jambeck et al., (2010) usó dos celdas una circular y una
de arquitectura cubica con catalizador de platino con sólo lixiviado.
La celda circular se trabajo con un volumen de operación de 934 mL y una
superficie de 258 cm2 usando tela de carbono para el cátodo y como ánodo barras de
grafito acopladas mediante resina epoxi a un disco de grafito, estableciendo como
parámetro final de la operación que el voltaje fuese menor a 50 mV. Los ciclos de
operación fueron de 9 a 17 días, utilizando una resistencia externa de 470 Ω, sin
embargo, la demanda biológica de oxigeno (DBO) disminuyo de un 50 a 72%
después de tres ciclos siendo el más corto de 14 días y el más largo de más de 24
días. Así mismo se obtuvo como máximos una potencia anódica de 24-31 mW/m² y
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
31
una potencia volumétrica de 669 a 844 mW/m3 con un voltaje de 0.5 V y una
remoción de DQO del 49%.
Para la celda con arquitectura cúbica se utilizó un volumen de 1 089 mL
usando también tela de carbono en el cátodo y el mismo patrón final con el voltaje;
los ciclos fueron de 11 a 18 días y los resultados máximos obtenidos fueron de 3
mW/m² y 94 mW/m³ con un voltaje de 0.44 V y una disminución de la DQO de 72%.
Tabla 2.3. CCMs para el tratamiento de lixiviados.
CCM Ánodo Cat
.
Inóculo Sustrato Rext(Ω)
Eficiencia
Ref.
Promedios Máximos
Una
cámara
Cúbica
Placa y
barras de
grafito
Pt Lixiviado Lixiviado 470 Ω
-
0.44 V
3 mW/m2
94 mW/m3
43% ηDQO
72% ηDBO
Jambeck
et al.,
2010
Una
cámara
Cilindrica
Placa y
barras de
grafito
Pt Lixiviado Lixiviado 470 Ω
-
0.5 V
31 mW/m2
844 mW/m3
49% ηDQO
Jambeck
et al.,
2010
Una
cámara
Escamas
de grafito
Pt Anaerobio Lixiviado 1.4-4.6
KΩ
258 mW/m3 0.4 V
344 mW/m3
37% ηDQO
Puig et
al., 2010
Columna Tela de
carbono
Pt Lodos
anaerobios
Lixiviado 33 mV
0.68 mW/
m2
10% ηDQO
54 mV
1.8 mW/ m2
31% ηDQO
Gálvez et
al., 2009
Por otro lado Puig et al., (2010) tomaron un inóculo anaerobio y lixiviado para
una celda de una cámara, con una resistencia externa inicial de 4 600 Ω y
disminuyendo en tres periodos hasta llegar a 1 400 Ω, usando como electrodos
escamas de grafito (ánodo) y tela de carbono (cátodo) a 23°C en un tiempo total de
operación de 155 días; los resultados obtenidos muestran que hubo un
enriquecimiento de microorganismos en la celda, lo que produjo un aumento con el
paso del tiempo del voltaje y la remoción de la DQO. Los valores máximos obtenidos
fueron de 0.4 V y una potencia de 344 mW/m³. La remoción máxima de la DQO fue
de 37% presentando formación de biopelícula.
Minimización de la carga orgánica de efluentes municipales típicos utilizando celdas de combustible microbianas
32
En Gálvez (2009) las CCM utilizada constan de una arquitectura en forma de
columna o tubular en serie y con recirculación, con catalizador de platino en la
membrana y se añadió como inóculo