Post on 05-May-2023
1
1. Introducción
1.1 Tratamiento de aguas residuales actual
La Directiva Marco del Agua (2000/60/CE) establece un marco común a
nivel europeo para la protección de las aguas y el tratamiento de aguas
residuales. En España, el aspecto de tratamiento está regulado mediante el RD
1290/2012, que en parte transpone la normativa comunitaria así como la
Directiva 91/271/CE. En él se establece la obligatoriedad de contar con
sistemas de tratamiento de aguas residuales para todos los municipios de más
de 2000 habitantes, además, el resto de municipios deberán contar con
sistemas colectores con un tratamiento adecuado.
En función de su origen, los efluentes pueden tener diversas
composiciones, en aguas domésticas prevalece la materia orgánica soluble,
con poco contenido en grasas mientras que las aguas de origen industrial
pueden contener mayores cantidades de aceites y de contaminantes
inorgánicos.
El tratamiento de aguas ha evolucionado enormemente con el tiempo.
Se ha pasado del vertido directo a los ríos, o las fosas sépticas, a complejos
sistemas de depuración. Actualmente la mayoría de aguas residuales son
tratadas en reactores aerobios y siguen los mismos pasos durante su
tratamiento; un tratamiento preliminar que elimina los materiales groseros, y la
mayor parte de la grasa seguido de un tratamiento primario, consistente en una
sedimentación del material particulado y no soluble, con remoción del resto de
grasas, y por último un tratamiento secundario, donde predomina el sistema de
lodos activados, en el que las aguas residuales se mantienen en movimiento
en un tanque oxigenado, para que diversos microrganismos fijen la materia
orgánica disuelta, para poder ser sedimentados en forma de lodo. Este sistema
requiere de grandes aportes de energía, tanto para mantener el agua en
movimiento como para mantenerla oxigenada. Diversos estudios cifran la
energía consumida para el tratamiento entre 0,3 y 0,4 kWh/m3 (Metcalf & Eddy
INC., 2003).
2
El tratamiento anaerobio, por otra parte, aunque es menos eficiente a la
hora de degradar la materia orgánica, presenta una serie de ventajas a tener
en cuenta. Al no ser necesaria la adición de oxígeno a los reactores, los costes
energéticos y de mantenimiento se reducen mucho. Así mismo, en la mayoría
de sistemas anaerobios, el producto final suele ser gas metano, que
convenientemente purificado puede utilizarse como recurso energético.
Las etapas de un proceso de tratamiento anaerobio son:
Hidrólisis: Las bacterias rompen el material particulado en
compuestos solubles que puedan ser fermentados.
Fermentación o acidogénesis: Se produce la degradación de la
materia orgánica; distintas moléculas orgánicas ejercen de donante y
aceptor de electrones, por lo que el ritmo de oxidación es lento. Este
proceso suele dar como productos acetato, ácidos propiónico y
butírico, hidrógeno y dióxido de carbono.
Metanogénesis: Dependiendo del tipo de bacteria y de la ruta
metabólica elegida, los productos son distintos. Las bacterias
acetoclásticas reducen acetato para obtener metano y dióxido de
carbono. Las metanógenas del hidrógeno reducen carbónico con
hidrógeno para formar el metano.
1.2 Electrogénesis Microbiana aplicada al tratamiento de aguas residuales
Los sistemas electrogénicos aprovechan el metabolismo bacteriano para
producir corriente eléctrica. Las bacterias basan su metabolismo en la
oxidación controlada de compuestos orgánicos, utilizando oxígeno como
aceptor de electrones en medios aerobios y otros compuestos variados en
medios anaerobios. La variedad de aceptores de electrones entre las bacterias
anaerobias es muy amplia. Existen bacterias que en ausencia de oxígeno son
capaces de fermentar distintos compuestos orgánicos, utilizando otros como
aceptor de electrones (acetaldehído, piruvato). Aparte existen bacterias
anaerobias, cuyas rutas metabólicas no requieren estrictamente de oxígeno
puesto que pueden utilizar compuestos muy diversos como oxidante, sulfato,
nitrato, azufre elemental o incluso iones metálicos como el Fe3+ o el Mn4+.
3
En 1910 M.C. Potter observó que utilizando levadura común,
Sacharomyceps c. y proporcionándole glucosa, era posible realizar una celda
galvánica funcional (M.C.Potter, 1911). Su descubrimiento pasó inadvertido
hasta 1931, cuando Barnet Cohen conectó varias celdas microbianas en serie
llegando a generar 35 voltios con una corriente de 2 miliamperios (Cohen,
1931). Durante más de medio siglo, este conocimiento se quedó en mera
curiosidad, puesto que la transferencia de electrones entre microrganismo y
electrodo se realizaba mediante mediadores redox muy específicos, como la
ferricianida de potasio o el rojo neutro (Allen & Benedetto, 1993), lo que
encarecía los sistemas y reducía su eficiencia. No fue hasta el año 2003
cuando Lovely y Bond demostraron que varias especies del género Geobacter
eran capaces de transferir electrones directamente a un electrodo metálico
(Lovley & Bond, 2003). En el medio natural, Geobacter es capaz de reducir
metales como el hierro (en su forma insoluble) y el uranio y otras moléculas
inorgánicas como el azufre.
Aunque el mecanismo de transferencia electrónica entre un sólido
conductor y una bacteria electrogénica no está completamente descrito, se
conocen dos vías para realizar tal proceso: por contacto directo con el sólido
conductor, y de forma indirecta a través de mediadores redox excretados por
los microorganismos o añadidos artificalmente en el medio. Las bacterias del
género Geobacter realizan la interacción bacteria-electrodo de forma directa a
través de unas proteínas sitúadas en su membrana exterior denominadas
citocromos-C, aunque también se ha especulado sobre la posibilidad de utilizar
pili conductores para dicho proceso. El uso de pili (también conocidos como
“nanowires”) se da principalmente entre bacterias pertenecientes a un biofilm,
de esta forma las bacterias más alejadas del electrodo, o en el medio natural,
del metal, transfieren mediante pili sus electrones a las más cercanas
(Reguera, et al., 2005). Los citocromos-c por su parte representan el
mecanismo fundamental de transferencia directa al electrodo (Esteve-Nuñez, et
al., 2008). Se han observado en Geobacter una gran cantidad de estas
proteínas, muchas de ellas con grupos multihemo. (Nuñez, et al., 2006); En la
secuenciación de sus genes se hallaron 103 capaces de codificar citocromos c,
fundamentales para la reducción de metales en el exterior de la membrana
4
(Holmes, 2006). La elevada cantidad de citocromos, los cuales contienen un
átomo de hierro por cada grupo hemo le confieren su color rosado a los cultivos
de Geobacter.
Los sistemas basados en la interacción bacteria electrodo se denominan
Sistemas Bioelectroquímicos (SBE) o Tecnologías Electroquímicas Bacterianas
(TEM o MET en inglés). Dentro de los mismos se pueden diferenciar en función
del modo de trabajo en dos categorías: Celdas de Combustible Microbiana
(MFC por sus siglas en inglés), o Celda de Electrolísis Microbiana (MEC por
sus siglas en inglés). La estructura de una MFC es similar a la de una celda de
combustible clásica. En ambas se oxida un compuesto (en el electrodo
anódico) y se reduce otro (en el electodo catódico), conduciéndose el flujo de
electrones de forma externa a través de un material conductor y pasando a
través de una resistencia. En una MFC los electrones fluyen espontáneamente
a través del sistema debido a la diferencia de potencial existente entre el ánodo
y el cátodo. Si por el contrario se fuerza el flujo de una corriente eléctrica,
estamos ante una MEC. Uno de los diseños más utilizados de una MEC
consiste en una celda de tres electrodos con dos cámaras, separadas o no,
con una membrana permeable a los protones (también es habitual el diseño de
reactores con una sola cámara)(Figura 1). En una de las cámaras, mantenida
en condiciones anaerobias, se sitúa el electrodo de trabajo, llamado así cuando
controlamos su potencial con un equipo denominado potenciostato frente a un
electrodo de referencia. En este electrodo de trabajo es donde se pretenden
estimular las reacciones bioelectroquímicas deseadas y por ellos es
recomendable controlar su potencial. En la otra cámara se sitúa el
contraelectrodo, cuyo potencial será variable. Cuando el electrodo de trabajo
actúa como ánodo, el contraelectrodo se comportará como cátodo, teniendo
lugar sobre él reacciones de reducción de compuestos, como el oxígeno o los
nitratos. Pese a todo, desde su descubrimiento, se han desarrollado diversas
variaciones del esquema básico.
5
Figura 1: Diseño básico de una MEC. Elaboración propia.
Los SBE han encontrado aplicación en el campo del tratamiento de aguas,
tratamiento de suelos, síntesis de productos de valor añadido, etc. De entre
todas ellas, su aplicación en el campo de la depuración de aguas residuales ha
sido, hasta ahora, el más explorado debido a las ventajas que presenta frente a
los tratamientos clásicos, tanto aerobios, como anaerobios:
Mientras en un digestor anaerobio el aceptor último de electrones es el
dióxido de carbono, que se reduce a metano y agua, y en un tratamiento
aerobio es el oxígeno aportado artificialmente en el sistema, en un SBE,
los electrones son transferidos al ánodo. Ante una situación de de
limitación de aceptor de electrones, tanto el tratamiento anaerobio
clásico, como el aerobio se verán afectados e inhibidos por esta
circunstancia. Esta situación, sin embargo, no se da en un SBE ya que
un ánodo es un sumidero inagotable de electrones.
Frente al tratamiento aerobio, la producción de fangos es mucho menor
en un SBE puesto que el rendimiento de conversión a biomasa es
mucho menor en un proceso anaerobio.
El nitrógeno puede eliminarse del sistema sin la necesidad de adicionar
materia orgánica externa, puesto que un cátodo puede servir como
e-
M.ORG
CO2;
H+ ÁNODO
CÁTODO
O2
Microor. electrógenos
6
fuente de electrones inagotable para los microorganismos
electrogénicos.
La monitorización de la corriente eléctrica y el potencial de los electrodos
permite el seguimiento de la depuración sin la necesidad de realizar
análisis de laboratorio. Además es posible controlar la calidad del
efluente mediante la alteración de los parámetros electroquímicos.
Frente a la digestión anaerobia, el proceso de electrogénesis microbiana
es mucho menos sensible a la presencia de agentes inhibidores como el
oxígeno o el amonio.
La energía obtenida de la oxidación de materia orgánica puede ser
aprovechada por el propio sistema de depuración para bombeo de gases
o efluvios, remoción de lodos o mantenimiento de la temperatura.
Actualmente, se están llevando a cabo diversas investigaciones de
tratamiento de aguas, para lograr la optimización del tratamiento de aguas
electrogénico mediante el estudio de distintas configuraciones de reactores, la
búsqueda de materiales para el electrodo que presenten mejoras en la
conductividad y el área activa, el análisis de la interacción bacteria-electrodo
para optimizar la fisiología de los microorganismos electrogénicos etc.
Tratamientos electrogénicos empleando cultivos mixtos son capaces de
degradar materia orgánica hasta el estado más oxidado (CO2), especialmente
si está en forma de ácidos grasos de cadena corta, que muchos
microorganismos no pueden metabolizar. No obstante, suele ser necesario
instalar en los reactores bioelectroquímicos un pretatamiento de la materia
orgánica que para romper las sustancias más complejas que los
microorganismos electrogénicos no son capaces de degradar. Por otra parte,
determinadas bacterias electrogénicas como Geobacter sulfurreducens son
capaces de reducir moléculas inorgánicas como el sulfato, o como Geobacter
metallireducens, de reducir el nitrato utilizando un electrodo como donador de
electrones, eliminando de esta forma los nutrientes presentes en las aguas
residuales. Aprovechar las capacidades de estas especies para eliminar la
materia orgánica y los nutrientes de las aguas vertidas, extrayendo electricidad
podría resultar en un proceso barato y eficaz de gran utilidad en estaciones de
tratamiento de aguas.
7
Conocer los mecanismos que regulan la degradación bioquímica de
estos compuestos en un reactor electrogénico permite el desarrollo de nuevas
tecnologías limpias encaminadas a favorecer el desarrollo sostenible.
2 Objetivo del estudio
El objetivo de este TFG ha sido estudiar la influencia de un sistema
bioelectroquímico en un reactor anaerobio de tratamiento de aguas residuales.
Para ello se han comparado tres sistemas bioelectroquímicos:
-Un SBE de 3 electrodos no conectados inoculado con lodo procedente de un
reactor anaerobio de una estación depuradora (R3).
-Un SBE de 3 electrodos conectados inoculado con Geobacter sulfurreducens
(R2).
-Un SBE de 3 electrodos conectados inoculado con lodo procedente de un
reactor anaerobio de una estación depuradora (R1).
Dentro del objetivo de estudio se ha querido estudiar desde los siguientes
puntos de vista el efecto de un SBE sobre el proceso de depuración:
-Se ha analizado cómo afecta la polarización de los electrodos a la calidad del
efluente.
-Se ha estudiado el proceso de depuración con un reactor con un preinóculo de
Geobacter adaptado a la oxidación del acetato utilizando el electrodo de trabajo
como aceptor final de electrones.
-Se ha analizado la posibilidad de de utilizar un reactor inoculado con
Geobacter como una segunda etapa en el tratamiento de aguas residuales en
el que el influente tenga un alto contenido en ácidos grasos de cadena corta.
3. Materiales y métodos
3.1 Instalación experimental
El sistema montado consistió en 3 reactores de tratamiento de aguas
con un sistema de 3 electrodos en su interior, alimentados por un extremo
8
lateral con agua residual por una bomba. Por el extremo opuesto del reactor, el
efluente salía del recipiente por rebose y se recogía en botellas de vidrio. A
continuación se describen cada uno de los elementos del sistema.
Reactores
Se escogió un tanque de metacrilato con espacio suficiente para ser
dividido en tres compartimentos iguales, cada uno de ellos de forma prismática
con unas medidas de 13x40x23 cm y un volumen de 11,9 L. Se seleccionó
dicho diseño ya que se asemeja a la etapa anaerobia (o también denominada
anóxica, por tener lugar el proceso de desnitrificación en ella) de un reactor
clásico de una planta de tratamiento de aguas residuales. Los compartimentos
se separaron mediante planchas de metacrilato de 0,5 cm de espesor, con
sellante de silicona, según se muestra en la figura 2.
Figura 2: Reactor antes de introducírsele medio de cultivo
Para la realización del estudio se construyeron tres reactores con
distintos inóculos y distintos medios de cultivo, manteniéndose el mismo tipo de
electrodo en los tres, pero diferentes condiciones de operación, según se
muestra a continuación:
-R1: Se polarizó el electrodo a +600mV. Fue inoculado con aguas residuales.
Se alimentó de agua residual sintética.
9
-R2: Se polarizó el electrodo a +600mV. Fue inoculado con Geobacter. En su
primera etapa se alimentó con medio de aguas dulces enriquecido con acetato,
y posteriormente con los efluvios de R1.
-R3: Se mantuvo el circuito abierto. Fue inoculado con aguas residuales. Se
alimentó con agua residual sintética.
Electrodos
El electrodo de trabajo consistió en una estructura construida a partir de
malla de titanio grado 1 de 0,2 cm de espesor y realizada a partir de una sola
pieza. La estructura se encontraba abierta por debajo de manera que el agua
residual pudiera acceder al interior del electrodo y no se creara una zona
muerta en este espacio. Esta estructura metálica sirvió tanto de colector de
corriente como de soporte físico del material conductor biológicamente
compatible. Se pegó un cable a este colector con una resina conductora, que
después se aisló eléctricamente mediante una capa de resina aislante. El
titanio se cubrió con una tela conductora de fibra de carbono Tafetán de 160
g/m2 y entrelazada con hebras de una densidad de 3.000 hebras/cm de la
marca Resinas Castro. El volumen interior de la estructura fue de
aproximadamente 30 cm3 y la superficie geométrica de cada uno de estos
electrodos fue de 2400 cm2 contando con las dos caras de la tela de fibra de
carbono. Para el cálculo de la superficie no se ha tenido en cuenta la superficie
individual de las fibras puesto que éstas se encuentran entrelazadas.
El contralectrodo consistió en un electrodo formado por dos láminas de
fieltro de carbono de 80 cm2 soportadas en una estructura de titanio con forma
de “T”, y realizada a partir del mismo material que en el electrodo de trabajo. La
parte inferior de las dos láminas se mantuvo separada por un trozo de plástico
común. La conexión del cable se realizó de idéntica manera que en el electrodo
de trabajo.
El electrodo de referencia utilizado en cada reactor fue uno de Ag/Cl
(+200 mV frente a electrodo de referencia de H2) de la marca HANNA. Se
colocó junto al electrodo de trabajo puesto que se fijó el potencial de este
último.
10
Sistema de alimentación
Durante la fase de alimentación en continuo, los reactores recibían un
flujo constante de medio de cultivo. Al utilizarse dos medios distintos para los
tres reactores se ideó un sistema con dos bidones de 10 y 25 litros(el de menor
volumen para el medio mínimo Fresh Water (ver medios) para el reactor R2, y
el mayor para el agua residual sintética para los reactores R1 y R3). Los
bidones se conservaban en una nevera a 5ºC junto al reactor, y el medio era
bombeado mediante una bomba peristáltica multicanal con flujo regulable
Watson & Marlow 205S.
3.2 Equipos
Para la monitorización del sistema, así como para el análisis de los efluentes se
utilizaron los equipos que figuran en la tabla 1.
Tabla 1: Equipos empleados a lo largo de toda la experimentación.
Equipo Características Medida
Multímetro multicanal Keithley 2700 Potencial electrodos, corriente
Potenciostato Nanoelectra 1.0 Polarización de electrodos
Potenciostato µAutolab tipo III Voltametrías cíclicas
Cromatografo FID Bruker 430 G-C
Columna: Agilent 20-160
Ácidos grasos volátiles en efluentes.
Cromatógrafo de gases Varian 3350
Columna Porapack N/80/100
Metano, CO2 e hidrógeno en los reactores.
Bomba multicanal Watson-Marlow 205S Alimentación de los reactores
Espectrofotómetro Spectroquant Nova 60 Determinación de la DQO
pH-metro portátil multifunción CRISON pH, temperatura
3.3 Medios de cultivo e inóculos.
.
11
Medios de cultivo
Los reactores R1 y R3 fueron alimentados con agua residual sintética,
formulada sobre una modificación de la norma alemana DIN-38412-26 (tabla
1), el reactor R2 fue alimentado con medio mínimo Fresh Water Medium,
(FWM, por sus siglas en inglés) (tabla 2). Durante la operación de este reactor
en modo discontinuo este medio contenía una concentración de 80 mM de
fumarato, con la finalidad de cultivar el microorganismo Geobacter dentro del
reactor. Posteriormente, mediante la adición de un donador de electrones en
exceso (acetato), se estimuló la adhesión de Geobacter al electrodo. En ambos
medios se ajustó el contenido de materia orgánica para que la DQO fuera de
aproximadamente 500 mg O2/l.
Tras su preparación, ambos medio se esterilizaron en un autoclave y se
conservaron refrigerados hasta su posterior uso.
El influente de los reactores era ajustado a un pH de 7 mediante la adición
de NaOH 1m o HCl 1M. Debido a la tendencia a la basificación del reactor R2,
este medio se tamponó con una concentración de 50 mM de buffer fosfato.
Tabla 2: Composición de medio mínimo Fresh Water Medium
FWM
NaHCO3 2,5 g/l
NH4Cl 0,5 g/l
NaH2PO4·2H2O 0,41 g/l
KCl 0,1 g/l
Stock Vitaminas (Tabla 4) 10ml/l (tabla X.X.X)
Stock Mineral (Tabla 3) 10ml/l(tabla X.X.Y)
Acetato 4,8 g/l
Buffer Fosfato 50 mM
Tabla 2: Composición de medio de agua residual sintética.
ARS (DIN-38412-26 mod.)
Peptona 0,16 g/l
Urea 0,03 g/l
NaCl 0,007 g/l
12
CaCl2·2H2O 0,004 g/l
MgSO4·7H2O 0,002 g/l
K2HPO4 0,028 g/l
Na2CO3 0,02 g/l
Glucosa 0,3 g/l
Tabla 4: Composición por litro de stock mineral
NTA (forma ácida) 1,5 g
MgSO4-7H2O 3,0 g
MnSO4-H2O 0,5 g
NaCl 1,0 g
FeSO4-7H2O 0,1g
CaCl2-2H2O 0,1g
CoCl2-6H2O 0,1g
ZnCl 0,13g
CuSO4-5H2O 0,01 g
AlK(SO4)2-12H2O 0,01 g
H3BO3 0,01 g
Na2MoO4 0,025 g
NiCl2-6H2O 0,024 g
Na2WO4-2H2O 0,025 g
Tabla 5: Composición del stock de vitaminas por litro.
Biotina 2 mg
Ácido fólico 2 mg
Piridoxina-H2O 10 mg
Riboflavina 5 mg
Tiamina 5 mg
Niacina 5 mg
Ácido pantoténico 5 mg
Cianocobalamina 0,1 mg
Ácido p-aminobenzoico 5 mg
Ácido Tióctico 5 mg
13
Inóculos
El reactor R2 fue inoculado con 25 ml de cultivo puro de la cepa DL1 de
Geobacter sulfurreducens. El cultivo se preparó en una botella llevada a
anaerobiosis con una mezcla de gas N2/CO2 (80:20) con medio FWM estéril
con 20 mM de acetato y 50 mM de fumarato y fue inoculado en R2 en la fase
estacionaria (tras 7 días de crecimiento). En R1 y R3 se inocularon en cada
uno 100 ml de la biomasa sedimentada de un reactor anaerobio de tratamiento
de aguas residuales obtenida de la estación experimental de tratamiento de
aguas de la fundación CENTA en Carrión de los Céspedes (Sevilla).
3.4 Metodología
Protocolo experimental
Previamente a la inoculación de los reactores, se realizaron las
conexiones de todos los electrodos a los potenciostatos y se configuró el
sistema de almacenamiento de datos en el multímetro Keithley.
Inicialmente se realizaron controles abióticos empleando diversas
técnicas electroquímicas, como la voltametría cíclica, para estudiar la posible
presencia de procesos redox externos al metabolismo bacteriano electrógeno.
Los tres reactores se inocularon el mismo día, en un intervalo de una hora, con
el sistema de electrodos de R2 y R3 ya conectado. En el momento de la
inoculación, el medio de los reactores se encontraba en anaerobiosos debido a
un burbujeo previo del mismo con gas nitrógeno.
Tras operar el sistema durante 28 días en modo discontinuo y
observarse una reducción de la materia orgánica en su interior acoplada a una
producción de corriente en R1 y R2, se procedió a alimentar el sistema en
modo continuo, empleándose una bomba peristáltica para ello. Dicha bomba
fue calibrada con el fin de operar los reactores con un tiempo de retención de 5
días. El caudal se controlaba diariamente a través del volumen de los efluentes.
Tras un mes en continuo se comenzó a estudiar la composición gaseosa de la
parte aérea del reactor, para lo cual se extrajeron cada dos días dos muestras
14
de 200 µl de mezcla de gases, que eran inmediatamente analizadas mediante
cromatografía.
Protocolos analíticos
-Toma de muestras: Durante la operación en modo discontinuo, se
tomaron dos muestras diarias de cada reactor, de 5 ml cada una, pinchando
con una aguja de 15 cm a través de la cubierta de silicona del reactor,
manteniendo la aguja a 1 cm de la zona de salida del efluente. Al operar las
muestras en modo continuo las muestras se obtenían de la salida de los
efluentes. Todas las muestras fueron filtradas con un filtro de 0,22 µm y se
conservaron congeladas a -18ºC hasta su posterior análisis. Durante todo el
experimento se tomaron datos de diferencia de potencial, cada 10 minutos, de
los reactores R1 y R2, mientras que del reactor control se tomaban datos de
potencial de circuito abierto.
Parámetros medidos
-Variables electroquímicas: Se realizaron voltametrías cíclicas. Durante
toda la fase de experimentación se obtuvieron datos cada 10 minutos de un
multímetro con software dedicado. Se extrajeron datos de diferencia de
potencial entre el electrodo de trabajo y el electrodo de referencia, corriente
producida en cada sistema de electrodos conectado ( a través de la diferencia
de potencial entre una resistencia de 1 Ω conectada en serie en el electrodo de
trabajo). A partir de los datos de corriente obtenidos con el tiempo se calculó la
carga total diaria procedente de la oxidación electrogénica de la materia
orgánica. Conociéndose la reducción de DQO, y los moles de electrones
asociados a la oxidación de dicha DQO, se obtiene la carga eléctrica total. Si
se compara la carga total procedente de la oxidación, con la corriente obtenida
es posible obtener la carga procedente de oxdación electrogénica.
-Variables químicas: El pH se controló diariamente mediante un
peachímetro portátil. La medida sobre la muestra se realizaba inmediatamente
después de ser extraída. El equipo se calibraba previamente a la medición, que
se realizaba por triplicado, y de la que se extraía una media.
15
La DQO se midió mediante el método del dicromato de potasio. La
oxidación de las muestras en medio ácido en presencia de mercurio, provoca la
reducción del dicromato a Cr3+, que produce un cambio mensurable de color.
La reacción con el dicromato se mantiene durante 45 minutos en ebullición y
las medidas se realizan en frío mediante un espectrofotómetro Spectroquant
equipado con detector de absorbancia. El propio instrumento transforma los
datos de absorbancia en valores de DQO (mg/l) a través de su software
interno.
Los ácidos grasos volátiles se cuantificaron mediante cromatógrafo de
gases (FID) Bruker 430 G-C (ver Tabla 1).. Las muestras se ionizaron mediante
la adición de 0,2 ml de ácido málico 0,01M por cada 1 ml de muestra en un vial
de vidrio.
La composición de la parte aérea del reactor se midió en un
cromatógrafo de gases Varian indicado en la sección de equipos. En cada
medida se extrajeron dos muestras de cada reactor con una jeringa de vidrio
previamente homogeneizada con el gas del interior de cada reactor. Se
inyectaron 200 µl de cada muestra en el cromatógrafo. El equipo se calibró
previamente mediante la realización de una recta de calibrado con una mezcla
de gases patrón. Este método permitió detectar hidrógeno y metano.
-Variables físicas: Se controló el tiempo de retención de los reactores
durante la operación en continuo mediante la medida con una probeta de 25 ml
del caudal de salida de los reactores en función del tiempo. En virtud de los
resultados, la bomba se ajustaba diariamente.
4 Resultados
4.1 Etapa 1: Modo de operación discontinuo
Producción de corriente
Tras inocular los reactores, éstos permanecieron durante 21 días sin
recibir aporte alguno de materia orgánica más que la que ya contenía el medio
con el que se llenaron. Durante ésta fase se observó un comportamiento
distinto entre los tres reactores. El sistema R3, al estar en circuito abierto no
16
pudo ser estudiado desde el punto de vista electroquímico En el reactor R1,
inoculado con aguas residuales, se produjo flujo eléctrico desde el primer día
del experimento, alcanzando el máximo (90 mA) en el día 10. Los valores de
corriente negativa que se observan en la Figura 3 son debidos a un error en la
polarización de los electrodos y que produjo que el electrodo de trabajo
funcionara como cátodo. El reactor R2, inoculado con Geobacter, no produjo
corriente durante los primeros 10 días, tras los cuales se observó un
crecimiento exponencial de este parámetro hasta alcanzar un máximo de 230
mA pasados 15 días. Es interesante comparar este crecimiento de la corriente
con el de un cultivo bacteriano típico, ya que en ambas curvas se pueden
diferenciar la fase de latencia, la fase exponencial, la fase estacionaria y la de
muerte celular.
Figura 3: Intensidad de corriente en ambos reactores durante la fase en batch.
17
Análisis de la materia orgánica en el efluente
Se observó en R3 y R1 una capacidad inmediata de degradación de
materia orgánica en términos de DQO. Entre los días 0 y 6 del experimento, R1
redujo la DQO en 213 mg O2/l, aproximadamente un 35% de la inicial. Si se
integra la corriente producida en este periodo se obtienen 1400 culombios, lo
que equivale a 0,015 moles de electrones. De esto se deduce que el electrodo
de trabajo redujo la DQO en 11,6 mg O2/l. Por lo que aproximadamente un
5,4% de la DQO fue eliminada por la vía electrogénica. Durante el mismo
periodo de tiempo, R3, inoculado con el mismo lodo que R1 pero el sistema de
electrodos en circuito abierto, eliminó 117 mg O2/l. Es decir, menos de un 20%
de la DQO inicial. Pese a que apenas un 5,4% de la DQO fue eliminada en R1
por vía electrogénica, es posible que la sola presencia de los electrodos
polarizados favorezca el proceso de degradación de materia orgánica, por
ejemplo, estimulando el metabolismo de las diferentes comunidades
bacterianas y permitiendo una transferencia de metabolitos entre ellas facilitada
por la presencia de un material conductor polarizado.
En R2 se observó también un descenso en la cantidad de materia
orgánica disuelta pasados varios días, aún sin observarse producción alguna
de electricidad. Esto puede deberse a la presencia en el medio de fumarato,
añadido para potenciar el crecimiento del cultivo de Geobacter en su primera
fase. El fumarato es un aceptor de electrones para la bacteria y por tanto un
competidor para el electrodo, El inicio de la producción de electricidad en el
reactor R2 fue probablemente debido al agotamiento de fumarato en el medio y
a la adaptación del microorganismos a la respiración del electrodo.
18
Figura 4: Variación de la DQO en los tres reactores durante la fase Batch
4.2 Etapa 2: Modo de operación continuo
Producción de corriente
En el decimoséptimo día del experimento se comenzaron a alimentar los
reactores de forma continua. Con el comienzo de la alimentación en continuo
se observó un descenso en la corriente producida en R2 y R3, y que
posiblemente fue debido a la introducción de oxígeno en el sistema con el flujo
de alimentación Este compuesto pudo resultar tóxico para los organismos
anaerobios presentes en los reactores, o bien simplemente actuó como aceptor
de electrones para los microorganismos. Durante los primeros días de la fase
de alimentación en continuo ocurrieron varias paradas accidentales de la
alimentación, que repercutieron en la corriente producida. Asímismo, entre los
días 16 y 43 del experimento se obtuvieron valores anómalos en la corriente
producida por el reactor 3. Tras una inspección en las conexiones de los
electrodos se encontró una conexión defectuosa entre el cable y el electrodo de
trabajo. Tras subsanarse el problema, los valores obtenidos resultaron menos
variables y más estables.
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21
DQ
O (m
g O
2/l)
Tiempo en días desde inóculo
DQO fase batch
R1
R2
R3
Comentario [U1]: Esto ya lo pones en el protocolo experimental
Comentario [U2]: El oxígeno se reduce fácilmente en el electrodo (por
debajo de potenciales de 0.6 V). Pero si hay reducción, tienes que ver una corriente negativa. Si la corriente es
positiva, solo hay procesos de oxidación., ya que la corriente va solo en una dirección u en otra, no en dos
sentido.
19
Figura 5: Producción de corriente en R3 en modo continuo.
La corriente producida en R2 aumentó de manera exponencial tras el
descenso producido al iniciar la etapa en modo continuo. Durante los primeros
30 días de la fase de alimentación en continuo los valores de corriente
mostraron ciclos de subidas y bajadas en este sistema. En los picos más altos
se llegaron a alcanzar valores de hasta 420 mA, que en densidad de corriente
suponen 1,75 A/m2. Los descensos en la producción eléctrica coincidieron con
la preparación de nuevo medio de cultivo, y por lo general coinciden con
procesos de basificación del medio. El rango de pH para el crecimiento de
Geobacter se encuentra entre 6,2 y 7,4 por lo que resulta fundamental su
monitorización. El pH se controló diariamente y pronto se observaron
aumentos en el pH de R2. Dicho fenómeno no se dio en ninguno de los otros
reactores. El día 28 del experimento alcanzó un valor de 8,5 tras lo cual se
ajustó a 7 mediante la adición de ácido clorhídrico al medio del reactor. Pese al
ajuste, el reactor volvía a tender basificarse por lo que finalmente se tamponó
el medio de alimentación mediante la adición de 50 mM de buffer fosfato. Pese
a que las reacciones de oxidación que tienen lugar en el electrodo de trabajo
producen protones, es probable que tuvieran más peso las reacciones de
reducción en el contraelectrodo y en el propio medio (producción de iones
hidroxilo).
0
20
40
60
80
100
23 26 29 32 35 38 41 44 47 50 53 56 59 62 65 68 71 74 77 80 83 86
Co
rrie
nte
(m
A)
Tiempo (días)
Producción de corriente en R1 (modo continuo)
20
Figura 6:Producción de corrientede corriente en R2 en modo conitnuo
Figura 7: Variación de pH en R2 en modo continuo.
Análisis de la materia orgánica en el efluente
Se analizaron cuantitativamente los ácidos grasos volátiles presentes en
los efluentes de los reactores. En R1 se destacó la presencia de ácido fórmico
en concentraciones bastante superiores a la del resto de AGVs (figuras 8 y 9).
En este reactor el fórmico se presentaba, por lo general, en concentraciones de
entre 1 y 4 mM, mientras el resto de ácidos se mantuvieron por debajo de 1
mM. La presencia de ácidos más largos que el propiónico resultó prácticamente
21
indetectable en la mayor parte de las muestras en este sistema. Sólo se
detectaron ácido butírico e isovalérico en muestras aisladas. La presencia de
fórmico, acético y propiónico se detectó en la mayoría de muestras.
Figura 8: Concentraciones de ácido fórmico en el efluente del reactor 1 entre los días 20 y 80 de alimentación continua.
Figura 9: Concentración de ácidos acético, propiónico, butírico e isovalérico en el efluente del reactor 1 entre los días 20 y 80 de alimentación continua.
0
1
2
3
4
5
6
7
20 30 40 50 60 70 80
Co
nce
ntr
ació
n (
mM
)
Tiempo (días)
Concentración ácido fórmico R1
0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
20 30 40 50 60 70 80
Co
nce
ntr
ació
n (
mM
)
Tiempo (días)
AGV en R1
Á. Acético
Á. Propiónico
Á. Butírico
Á. Isovalérico
22
En el sistema R2, apenas detectó otro ácido que no fuera ácido acético
como era de esperar debido a que el medio de cultivo contenía como fuente de
carbono y donador de electrones únicamente acetato (figura 10). Se detectó en
cantidades traza, y de forma aislada, ácido fórmico, propiónico, e isovalérico. El
acético se mantuvo en valores aproximados de entre 1 y 2 mM durante las
fases de muestreo.
Figura 10: Concentración de ácidos grasos volátiles en el reactor 2.
El sistema R3, por su parte, mostró una mayor heterogeneidad en los
ácidos detectados, aunque destacó la alta concentración de ácido fórmico
también (entre 2 y 4 Mm). Se encontró una mayor variedad de ácidos en el
efluente, además del ácido acético, ácido fórmico, butírico y propiónico,
también se detectaron los ácido isobutírico y valérico (compuestos de cadena
más larga) a diferencia de en los otros dos sistemas electrogénicos (Figura 11)
El ácido acético se encontró en concentraciones de 1 mM aproximadamente, y
el propiónico se detectó en la mayoría de las muestras. Si comparamos los
compuestos encontrados en el efluente de R3 con respecto a los detectados en
el efluente de R1, los AGV se encuentran en mayor cantidad y además se
detectan ácidos de cadena más larga en el reactor con los electrodos no
polarizados. El SBE R3 ha sido capaz de oxidar hasta sustancias más sencillas
la materia orgánica alimentada.
0
1
2
3
4
5
20 30 40 50 60 70 80
Co
nce
ntr
ació
n (
mM
)
Tiempo (tiempo)
AGV en R2
Á. Acético
Á. Fórmico
Á. Propiónico
Á. Isovalérico
23
Figura 11: Concentración de ácidos grasos volátiles en el reactor R3.
La capacidad de degradación de DQO se midió en todos los reactores
durante esta fase. Pese a la variabilidad de medios entre R1/R3 y R2, la
eliminación de DQO fue similar en todos los reactores, tendiendo a aumentar
en todos con el tiempo y alcanzando el estado estacionario alrededor del día 50
(Figura 12). La eliminación de la DQO se sitúo, en estado estacionario entre un
70 y un 80% en todos los reactores.
Figura 12: Porcentaje de la DQO eliminada en todos los reactores.
0
2
4
6
8
10
45 50 55 60 65 70 75
Co
nce
ntr
ació
n m
M
Tiempo en días desde el inicio del experimento
Ácidos grasos volátiles en R3
Á. Acético
Á. Fórmico
Á. Propiónico
Á. Isobutírico
Á. Butírico
Á. Isovalérico
0%
20%
40%
60%
80%
100%
21 26 31 35 40 45 52 55 60 63 68 74 81 84 89 94 97 102
%D
QO
elim
inad
a
Tiempo (días)
Porcentaje de DQO eliminada en los tres reactores
Eliminación DQO R1 Eliminación DQO R2 Eliminación DQO R3
24
En lo que respecta a la oxidación de materia orgánica acoplada a la
producción de corriente, los valores obtenidos son variables, especialmente en
R2. Esto puede ser debido a que estamos trabajando con un cultivo puro y su
sensibilidad será mayor que la de un cultivo mixto a cualquier perturbación del
sistema (Figura 12). Estos valores se calcularon a partir de la conversión de la
cantidad de electrones obtenidos diariamente y procedentes de la oxidación de
materia orgánica a moléculas de oxígeno equivalentes capaces de oxidar esa
materia orgánica. Esta concentración de oxígeno se convirtió en unidades de
DQO (mg/l O2) que, al dividirla entre la DQO de cada influente, se obtiene el
porcentaje de DQO eliminada mediante el proceso de electrogénesis
microbiana. En R1 la tendencia de este parámetro fue decreciente, indicando
que posiblemente se estuvieran favoreciendo en el sistema otros procesos
biológicos no dependientes de la respiración de los electrodos, como por
ejemplo, la metanogénesis. En el reactor R2, que operaba con acetato como
fuente de electrones y con un inóculo de Geobacter (microorganismo modelo
en el fenómeno interaccion bacteria-electrodo), se obtuvieron valores mayores
de actividad electrogénica.
Figura 12: Porcentaje de DQO eliminada electrogénicamente.
Análisis de gases
Durante la fase de operación en continuo también se midió la
concentración de subproductos gaseosos como el metano, el dióxido de
carbono o el hidrógeno.Las medidas analíticas en los tres sistemas muestran
una producción de hidrógeno y metano que indican una presencia de bacterias
0
10
20
30
40
50
60
0 3 6 9 12 15 18 21 24 27 30 33 36 39 42 45 48 51 54 57 60 63 66 69 72
%D
QO
elim
inad
a
Tiempo (días)
Porcentaje de DQO eliminada a través del electrodo
R1
R2
25
metanogénicas en el medio. Parte de este hidrógeno puede provenir del
metabolismo de las bacterias anaerobias (mediado o no por el cátodo) y parte
de los procesos de reducción puramente electroquímicos que tienen lugar en el
cátodo (contraelectrodo).
En el sistema R1, las cantidades de hidrógeno medidas se hallaron en
concentraciones de entre 0,1 y 0,5 mmoles por litro de aire a presión
atmosférica (Figura 13). El volumen de aire en cada reactor era de
aproximadamente 1,5 litros. El metano se halló en concentraciones inferiores,
entre 0,07 y 0,2 mmoles por litro de aire.
Figura 13: Concentración de gases en el reactor R1
En el reactor R2 el metano se mantuvo por debajo de 0,1 mmol durante todo el
periodo de experimentación, y el hidrógeno producido fue algo mayor que en
R1, aunque su evolución fue inestable.
Se En R3 la cantidad de metano producidoes ligeramente mayor que en los
otros dos sistemas, lo cual puede deberse a una mayor actividad de bacterias
metanogénicas. La tendencia durante los últimos 10 días de operación de este
sistema fue ascendente en cuanto a producción de metano se refiere. No se
pudieron obtener suficientes medidas válidas de hidrógeno como para
apreciarse diferencias entre los tres reactores (Figura 14)
0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
68 69 70 71 72 73 74 75 84 87 89 94 95
Co
nce
ntr
ació
n (
mM
)
Tiempo (días)
Gases en R1
mMol H2
mMol CH4
26
Figura 14: Concentración de gases en el reactor R2.
Figura 13: Concentración de gases en el reactor R3.
4.3 Etapa 3: Operación de R2 como etapa secundaria de un proceso de
depuración de aguas
En el día 93 del experimento en continuo se comenzó a alimentar el efluente de
R1 como influente en R2, con el fin de evaluar la capacidad de Geobacter de
oxidar los compuestos orgánicos más simples procedentes de una primera
etapa de depuración anaerobia electrogénica. Los datos muestran que las
bacterias presentes en el reactor R2 (asumimos que ya no se trata de un
cultivo puro) fueron capaces de aprovechar esa materia orgánica degradada,
como ácido fórmico, propionato o acetato.
0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
68 69 70 71 72 73 74 75 84 87 89 94 95
Co
ncn
etra
ció
n (
mM
)
Tiempo (días)
Gases en R2
mMol H2
mMol CH4
0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
68 69 70 71 72 73 74 75 84 87 89 94 95
Co
nce
ntr
ació
n (
mM
ol)
Tiempo (días)
Gases en R3
mMol H2
mMol CH4
27
Figura 14: Variación de la DQO con el tiempo en el reactor de Geobacter alimentado con el efluente de R1. Se empieza a alimentar con efluente en t=114 .
Durante esta fase del experimento, la producción de electricidad se redujo
notablemente al hacerlo también la carga orgánica alimentada en este reactor.
Si durante la mayor parte del experimento en continuo, el reactor había
mostrado valores de intensidad eléctrica de entre 50 y 200 mA, tras el cambio
de alimentación estos valores se situaron en torno a 7 mA.
Figura 15: Producción de corriente antes y después de alimentar el reactor con el efluente de R1. La línea roja indica el momento del cambio.
0
50
100
150
200
250
300
350
112 115 116 117 118 119 122 123 124 125 126 129 130 131
DQ
O (
mgO
2/l
)
Tiempo (días)
DQO en R2 alimentado con efluente de R3
DQO entrada
DQO salida
0
20
40
60
80
100
120
103 105 107 109 111 113 115 117 119 121 123 125 127 129 131 133 135
Co
rrie
nte
(m
A)
Tiempo (días)
Corriente en R2 antes y después de la etapa 3 de experimentación
28
Discusión
Al principio de este trabajo se pusieron en cuestión diversas hipótesis
acerca de las celdas de combustible microbianas y sus posibles aplicaciones
en el tratamiento de aguas residuales. En e presente estudio se han generado
una gran variedad de resultados, pero su análisis arrojan puntos inconcluyentes
que dificultan establecer conclusiones.
La presencia de microrganismos electrogénicos en aguas residuales se
trató de estimular mediante el control de la diferencia de potencial entre el
electrodo de trabajo y el electrodo de referencia La polarización de los
electrodos no produjo diferencias significativas en la cantidad de materia
orgánica degradada en términos de DQO, ya que los datos obtenidos al
respecto resultan similares en los reactores 1 y 3. Al operar inicialmente en
modo continuo sí que se apreció una ligera diferencia en cuanto a eliminación
de DQO se refiere entre el sistema R1 con operando en modo electrolítico, y el
sistema R3 operando en circuito abierto. A lo largo de la operación de los tres
sistemas en modo continuo, la variabilidad de los datos de DQO de los
efluentes ha sido notable debido a diversas perturbaciones que tuvieron lugar
sobre los sistemas (uno de los electrodos de R1 no estuvo completamente
conectado, hubo que sustituir un electrodo de referencia en R2, cortes de luz
en el laboratorio, la interrupción de la alimentación, detención del sistema que
generaba los datos de corriente producida). A pesar de ello, no se han
observado diferencias significativas en la eliminación de DQO de los tres
sistemas al operarse en modo continuo. Sí que se observan diferencias en los
ácidos encontrados en los efluentes de R1 y R3. Se ha visto que el sistema R1
ha sido capaz de oxidar hasta compuestos más simples la materia orgánica
alimentada al encontrar solamente ácido fórmico, acético y,propiónico en las
muestras de efluente. En cambio, en el sistema operando en circuito abierto, se
han encontrado ácidos de cadena más larga (valérico, isobutírico) y, los de
cadena más corta, en cantidades mayores, especialmente el acetato. Es
definitiva, el sistema con electrodos polarizaros no ha eliminado una mayor
29
cantidad de materia orgánica pero si lo ha llevado este proceso de oxidación a
estados más avanzados.
En cuanto a las medidas de gases obtenidas, se detectado una ligera
mayor producción de metano en R3 que en R1. Es decir, que la actividad
metanogénica ha sido mayor en el sistema funcionando con los electrodos en
circuito abierto.
Como era de esperar al trabajar con un microorganismos especialista en el
proceso de transferencia de electrones a un sólido conductor, el reactor R2
produjo corrientes notablemente mayores al alimentar la misma carga orgánica
que en R1 y R3, y además, carga orgánica de estructura más simple (acetato).
La degradación de acetato electrogénica en R2 fue baja: menor del 10 % de
media, y con picos del 20 y 30 %. Esto es debido a la operación en condiciones
no estériles y por tanto la proliferación de otros microorganismos capaces de
degradar acetato, como los metanogénicos. El análisis de gases de este
sistema ha confirmado la presencia de estos microorganismos. En la etapa 3
se ha observado la capacidad de Geobacter de asimilar materia orgánica muy
degrada, incluso en concentraciones muy reducidas. Otros autores (Lovley,
2011) (Lovley, 2011) (Lovley, 2011) estudiaron la capacidad de Geobacter y
otras especies de aprovechar metabolitos procedentes de fermentación, como
el ácido fórmico, acético o acetato. En nuestro caso no se han cuantificado los
compuestos degradados por el reactor R2 en esta última etapa. Con el fin de
profundizar en este tema, sería recomendable realizar nuevos experimentos en
los que se analicen cualitativa y cuantitativamente todos los metabolitos
presentes a la entrada y a la salida de ambos reactores.
Sería interesante realizar el mismo estudio operando en paralelo un
reactor sin ningún tipo de material conductor en su interior con el fin de
observar si, polarizado o no, la presencia de este material es capaz de
estimular per se la degradación de materia orgánica y de oxidarla a
compuestos de cadena corta. En varios estudios se ha especulado sobre la
capacidad de diversas especies de transferirse electrones y/o metabolitos de
forma directa entre ellas, y sobre el efecto estimulador que tiene en este
fenómeno la presencia de un electrodo en el medio (Lovley, 2011). Por ello,
30
queda la duda de si la ausencia de diferencias en capacidad depurativa en R1
y R3 es debida a que en ambos sistemas existe un efecto estimulador de los
electrodos sobre el metabolismo microbiano, o, por el contrario,es debida a que
la electrogénesis microbiana no ha sido favorecida en las condiciones bajo las
que se ha operado.
Conclusiones
A continuación se resumen las conclusiones que se pueden extraer del
presente estudio:
- Los reactores R1 y R3, ambos con presencia de material conductor
eliminaron de forma efectiva la materia orgánica del sistema
- La presencia de electrodos polarizados no afectó a la eliminación de
DQO al alimentar agua residual sintética en un reactor operado con un cultivo
mixto.
- La polarización de los electrodos en un sistema alimentado con agua
residual sintética fue capaz de oxidar hasta compuestos más sencillos la
materia orgánica alimentada en el sistema.
- Manteniendo la misma configuración de reactor que R1 y R3, el sistema
operado con el cultivo puro Geobacter y alimentado con acetato fue capaz de
acoplar la oxidación de este sustrato a la producción de corriente, y depurar de
forma efectiva el influente alimentado.
- El reactor R3 inoculado con Geobacter y alimentado inicialmente con
acetato fue capaz de utilizar los productos finales de fermentación de un
tratamiento anaerobio electrogénico inicial para producir electricidad y reducir
así el contenido de materia orgánica del influente. Por ello, existe la posibilidad
de utilizar un reactor inoculado con Geobacter como una segunda etapa en el
tratamiento de aguas residuales con influentes con bajas cargas orgánicas y
compuestos sencillos
Agradecimientos
No quisiera finalizar este trabajo sin antes agradecer a todo el equipo del
grupo de Bioelectrogénesis de la Universidad de Alcalá por todo su apoyo y
asesoramiento durante la realización del experimento, y en especial a Sara
31
Tejedor, ingeniera química e investigadora predoctoral en tratamiento de aguas
residuales con sistemas bioelectroquímicos. También a IMDEA-Agua por
facilitar el uso de equipos analíticos.
Bibliografia
Allen, R. M. & Benedetto, H. P., 1993. Microbial Fuel Cells, Electricity Production From
Carbohydrates. Applied Biochemistry and Biotechnology, 39(40), pp. 27-40.
Cohen, B., 1931. The Bacterial Culture as an Electrical Half-Cell. Journal of Bacteriology, Issue
21, pp. 18-19.
Esteve-Nuñez, A., Sosnik, J., Visconti, P. & Lovley, D., 2008. Fluorescent properties of c-type
cytochromes reveal their potential role as an extracytoplasmatic electron sink in Geobacter
Sulfurreducens. Environmental Microbiology, 10(2), pp. 497-505.
Holmes, D., 2006. Microarray and genetic analysis of electron transfer to electrodes in
Geobacter sulfurreducens. Environmental Microbiology, 1815(8), p. 1805.
Lovley, D. & Bond, D., 2003. Electricity Production by Geobacter Sulfurreducens Attached to
Electrodes. Applied and Environmental Microbiology, 69(3), pp. 1548-1555.
Lovley, D. R., 2011. Reach Out and Find Someone: potenctial impact of DIET (Direct
Interspecies Energy Transfer) on anerobic biogeochemistry, bioremediation and bioenergy.
Rev. Environm. Sci. Biotechnol, Issue 10, pp. 101-105.
M.C.Potter, 1911. Electrical Effects Accompanying the Decomposition of Organic Compounds.
Proceedings of the Royal Society of London. Series B, Containing Papers of a Biological
Character, 84(571), pp. 260-276.
Metcalf & Eddy INC., 2003. WasteWater Engineering. Cuarta ed. s.l.:McGraw-Hill.
Nuñez, C. y otros, 2006. DNA Microarray and Proteomic Analyses of the RpoS Regulon in
Geobacter Sulfurreducens. Journal of Bacteriology, 188(8), pp. 2792-2800.
Reguera, G. y otros, 2005. Extracellular electron transfer via microbial nanowires. Nature, Issue
435, pp. 1098-1101.
Real Decreto 1290/2012