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Revista de biología marina y oceanografía

On-line version ISSN 0718-1957

Rev. biol. mar. oceanogr. vol.52 no.3 Valparaíso Dec. 2017

http://dx.doi.org/10.4067/S0718-19572017000300001 

 

REVISIÓN

 

Biotratamiento de efluentes secundarios municipales utilizando microalgas: Efecto del pH, nutrientes (C, N y P) y enriquecimiento con CO2

Biotreatment of secondary municipal effluents using microalgae: Effect of pH, nutrients (C, N and P) and CO2 enrichment

 

Julio C. Beltrán-Rocha1, Claudio Guajardo-Barbosa1, Icela D. Barceló-Quintal2 y Ulrico J. López-Chuken1*

1Centro de Investigación en Biotecnología y Nanotoxicología, Universidad Autónoma de Nuevo León, Pedro de Alba S/N, Ciudad Universitaria, 66451, San Nicolás de los Garza, Nuevo León, México. *ulrico.lopezch@uanl.mx
2Departamento de Ciencias Básicas, Universidad Autónoma Metropolitana-Azcapotzalco, Av. San Pablo Xalpa180, Reynosa Tamaulipas, 02200, Azcapotzalco, CDMX, México


ABSTRACT

This review discusses microalgae assimilation of C, N and P as affected by pH-dependent factors (solubility, ionization state and bioavailability) and CO2 enrichment in tertiary water treatment during microalgae biomass production. This study indicates the importance of monitoring critical conditions such as: 1) pH and inorganic carbon species interaction; 2) P bioavailability; 3) nitrogen removal through NH3 volatilization and 4) NH3 toxicity. Also, optimal CO2 enriched air considerations, such as: 1) combining intermittent and variable CO2 enrichment to avoid losses into the atmosphere; 2) preventing microalgae growth inhibition due to H2CO3 formation and pH acidification at early stages of the culture and 3) maintenance of optimal pH (≈ 8.5) through the buffer system (CO2 / HCO3_). Finally, we suggest that biological technologies based on microalgae culture to remove excessive nutrient loads and compliance with environmental laws from water, represent a viable alternative attached to recycling and revaluation of resources through the generation and potential uses of biomass (e.g., fertilizer, pigments and antioxidants).

Key words: Microalgae, MWTP effluents, nutrient recycling, tertiary wastewater treatment


RESUMEN

Esta revisión analiza la asimilación de C, N y P por microalgas y la influencia de los factores dependientes del pH (solubilidad, estado de ionización y biodisponibilidad), así como la adición de CO2 y su interacción en el tratamiento terciario de aguas municipales durante la producción de biomasa de microalgas. Este estudio destaca la importancia de monitorizar condiciones críticas como: 1) la interacción entre el pH y las especies de carbono inorgánico; 2) la biodisponibilidad de P; 3) reducción de N por formación de NH3 y 4) toxicidad de NH3. Por otra parte, para el uso óptimo de aire enriquecido con CO2 se recomienda considerar: 1) el suministro intermitente y variable de CO2 para evitar pérdidas a la atmósfera; 2) optimizar el consumo de CO2 evitando la acidificación del pH por formación de H2CO3 e inhibición de las microalgas en etapas tempranas de cultivo; y 3) conservación de pH óptimo (≈ 8,5) a través del sistema de amortiguamiento CO2 / HCO3_. Finalmente, se sugiere que las tecnologías biológicas basadas en el cultivo de microalgas para la eliminación de nutrientes y cumplimiento de normativas ambientales, representan una alternativa viable, que une el reciclaje y revalorización de recursos a través de la generación y usos potenciales de la biomasa (e.g., fertilizantes, pigmentos y antioxidantes).

Palabras clave: Microalgas, efluentes PTAR, reciclaje de nutrientes, tratamiento terciario de efluentes


INTRODUCCIÓN

La eutrofización es una problemática ambiental a escala mundial ocasionada por la contaminación por nutrientes (N y P) y con la consecuente degradación de la calidad del agua, estructura del ecosistema y función de los sistemas acuáticos (Matlock et al. 1998, Sharpley et al. 2002, Dodds et al. 2009). Como medida de mitigación, la remoción de nutrientes debe realizarse previamente a la descarga de aguas residuales en los medios acuáticos (Rasoul-Amini et al. 2014, Morris et al. 2017). No obstante, una de las principales fuentes responsable de la eutrofización son los efluentes secundarios municipales de las Plantas de Tratamiento de Aguas Residuales (PTAR) que contienen remanentes de nutrientes inorgánicos (NO2_, NO3_, NH4+ y PO43_) (Kuzawa et al. 2006, Ruiz-Marin et al. 2010, Rasoul-Amini et al. 2014).

Como alternativa al tratamiento de los efluentes secundarios municipales se ha estudiado el cultivo de microalgas, que se ha destacado por su alta capacidad de eliminación de nutrientes (Wang et al. 2010, Pittman et al. 2011, Boonchai et al. 2012, Cabanelas et al. 2013, Cai et al. 2013), que en comparación a los procesos de tratamiento terciario físico y químico, representa un complemento ecológicamente más seguro, con menor costo, que incorpora los beneficios de recuperación y reciclaje de recursos (Graham et al. 2009, Gouveia et al. 2016, Umamaheswari & Shanthakumar 2016, Guldhe et al. 2017). La biomasa de microalgas generada durante el tratamiento podría ser revalorizada para su uso potencial como fertilizante, mejorador de suelos, alimento para animales o materia prima de la cual se pueden extraer productos de alto valor como: pigmentos, antioxidantes, compuestos bioactivos y ácidos grasos (Mulbry & Wilkie 2001, Wilkie & Mulbry 2002, Roeselers et al. 2008, Mata et al. 2010, Koller et al. 2014, Yangüez et al. 2015, Renuka et al. 2016).

Por otra parte, el tratamiento óptimo de efluentes secundarios municipales basado en la aplicación de microalgas podría ser sustentable y económicamente rentable, siempre que se cumplan condiciones como: 1) sistemas y estrategias de cultivo viables (De la Noüe et al. 1992, Park et al. 2011, Hernández-Pérez & Labbé 2014); 2) separación de biomasa a bajo costo (etapa que representa del 20-30% del precio total en sistemas de producción) (De la Noüe et al. 1992, Uduman et al. 2010, Park et al. 2011); 3) conocimiento y control de factores limitantes como los ambientales (luz y temperatura), biológicos (concentración inicial de inóculo, contaminación por hongos y bacterias) y operacionales (pH, CO2 y nutrientes) (De la Noüe et al. 1992, Lau et al. 1995, Park et al. 2011, Umamaheswari & Shanthakumar 2016). Es primordial que previo al uso de un cultivo de microalgas para estos fines, se seleccionen especies nativas adaptadas al clima regional que cumplan de manera productiva la eliminación de nutrientes con la consecuente generación de biomasa. Además, una correcta selección de microalgas representa una alternativa potencial para la cosecha no tóxica y a bajo costo, si se considera el uso de especies autofloculantes que se caracterizan por formar aglomerados celulares que sedimentan de manera natural (Brennan & Owende 2010, Mata et al. 2010, Salim et al. 2012, Razzak et al. 2013).

A la par de las limitaciones de las microalgas, resulta esencial tomar en cuenta que la remoción de nitrógeno y fósforo no solamente es regulada por la absorción de las células, sino que también es complementada por el pH que influye en la disponibilidad de nutrientes, a través de la mediación de formas inorgánicas de nitrógeno, volatilización de amoniaco y precipitación de fósforo (Laliberté et al. 1997, Markou & Georgakakis 2011, Cai et al. 2013, Umamaheswari & Shanthakumar 2016). Además, se debe estudiar el uso óptimo e interacción química de la adición de CO2 que derive en el aumento de la asimilación de nutrientes y producción de biomasa de microalgas al suplir la deficiencia de carbono inorgánico en el agua de descarga (e.g., efluentes municipales) (Wijffels 2008, Park & Craggs 2010, Park et al. 2011).En particular, este artículo de revisión se enfoca en algunos puntos críticos de la interacción química (pH y nutrientes) y la adición de CO2 para potenciar la asimilación de nutrientes (generación de biomasa). Otras variables asociadas al cultivo de microalgas (e.g., luz, temperatura, selección de especies, concentración de inóculo y efecto del mezclado) pueden ser encontradas en revisiones más extensas (Sutherland et al. 2015a, Razzak et al. 2017, Yadav & Sen 2017).

Asimilación de nutrientes por microalgas en el tratamiento terciario

Entre las etapas del tratamiento preliminar, primario y secundario en aguas residuales municipales, los efluentes secundarios se consideran el medio más adecuado para el cultivo de microalgas debido a su menor concentración en metales pesados, carbono orgánico y competencia por los nutrientes con la carga bacteriana (Guldhe et al. 2017). De igual forma, los efluentes secundarios municipales PTAR cuentan con la composición y requerimientos nutricionales que permiten el desarrollo de microalgas (Tabla 1), las cuales al consumir carbono, nitrógeno, fósforo como nutrientes esenciales y otros componentes iónicos como potasio, sodio, hierro, calcio y magnesio, dan origen al tratamiento terciario y a la producción de biomasa de microalgas (Pittman et al. 2011, Cabanelas et al. 2013, Umamaheswari & Shanthakumar 2016).

El mecanismo de asimilación de C, N y P con microalgas para el tratamiento terciario se presenta en la Figura 1. Durante la fotosíntesis las microalgas asimilan carbono inorgánico en la forma de CO2 que es proveniente de los carbonatos solubles (HCO3_) del medio acuoso, del CO2 atmosférico y del generado por la industria (Wang et al. 2008). Cabe destacar, que la mayoría de las microalgas son organismos con metabolismo fotoautótrofo, es decir, crecen utilizando luz solar o artificial y nutrientes inorgánicos sin asimilar sustratos orgánicos (Chojnacka & Marquez-Rocha 2004, Chen et al. 2011). No obstante, en la ausencia de nutrientes inorgánicos y luz, las microalgas pueden llevar a cabo el metabolismo heterótrofo, el cual se caracteriza por consumir solo compuestos orgánicos como fuente de carbono (e.g., acetato, glucosa, glicerol u otros compuestos de carbono orgánico) y energía (Bassi et al. 2014, Cuellar-Bermudez et al. 2014).

 

Figura 1. Mecanismo de asimilación de C, N y P en el tratamiento terciario de
efluentes municipales (Adaptado de Abinandan & Shanthakumar 2015)
Figure 1. Assimilation mechanism of C, N and P in the tertiary treatment of
municipal effluent (Adapted from Abinandan & Shanthakumar 2015)

 

Por otra parte, la absorción de N en las microalgas inicia en la membrana plasmática con la reducción de NO3_ a NO2_ donde una fracción producida de NO2_ se libera al medio acuoso y otra fracción de NO2_ se reduce en el cloroplasto formando NH4+ que posteriormente se integra en la formación de aminoácidos (Burhenne & Tischner 2000, Wang et al. 2010, Umamaheswari & Shanthakumar 2016).

Durante el metabolismo, el PO43_ es asimilado de las formas H2PO4_ y HPO4_ e incorporado dentro de compuestos orgánicos a través del proceso de fosforilación, en la cual gran parte del PO43_ es captado para la generación de adenosin trifosfato (ATP) a partir de adenosin difosfato (ADP), obteniendo así el suministro de energía celular (Martinez et al. 1999, Cai et al. 2013).

Paralelamente, la capacidad de bio-acumulación de las microalgas durante el tratamiento terciario promueve la eliminación de micronutrientes metálicos derivados de: Na, K, Mg, Ca, Mo, Fe, Ni, Cu, Zn, Co, B, Mn, Cl y otros elementos traza (Markou & Georgakakis 2011, Cai et al. 2013). Desde un punto de vista nutricional, la capacidad de bio-acumular y reducir las concentraciones de algunos micronutrientes (e.g., Na, K, Mg, Ca, Fe, Mn y Zn) presentes en los efluentes secundarios PTAR (Tabla 1) para el cultivo de microalgas, es debido a que son necesarios en las funciones celulares (Tabla 2). Por otro lado, si se presentara una deficiencia de micronutrientes metálicos el efecto general se reflejaría en la composición de la biomasa, encontrando una disminución en la concentración de proteínas y pigmentos fotosintéticos (e.g., clorofila) mientras se presenta un aumento de carbohidratos y lípidos (Rinanti 2016). La bio-acumulación en las microalgas presenta diversas eficiencias dada la amplia gama de formas, tamaños y composición de la pared celular, siendo esta última la responsable principal en la unión de metales. Sin embargo, su absorción e interacción metabólica no se comprenden en totalidad (Wang et al. 2010, Cai et al. 2013), postulándose dos posibles mecanismos en la eliminación de iones metálicos: 1) asimilación para la síntesis de vitaminas, proteínas y enzimas y la activación de enzimas o coenzimas; 2) unión a polisacáridos extracelulares e intracelulares o productos bioquímicos que se ligan a los iones metálicos para su absorción celular (Zeng et al. 2015).

 

Tabla 2. Funciones generales de algunos micronutrientes
presentes en efluentes secundarios PTAR
Table 2. Some general functions of micronutrients present in
secondary effluents from municipal treatment plants

 

Efecto e interacción del pH en la asimilación de nutrientes (C, N y P) con microalgas

Una característica relevante durante la captación de nutrientes y fijación fotosintética de CO2 en el cultivo de microalgas, es que el proceso tiende a inducir un aumento en el pH del medio (Franchino et al. 2013), donde a valores alcalinos se ha indicado la mayor actividad fotosintética (Andrade & Costa 2007). Por ejemplo, frecuentemente se han reportado valores que exceden de pH 11, durante el crecimiento de microalgas en sistemas de lagunaje de alta carga (LAC) (Craggs 2005, Heubeck et al. 2007, Park & Craggs 2010). El considerable incremento de pH, se explica en gran parte al consumo de iones HCO3_ cuya disociación a CO2 proporcionan el carbono necesario para el crecimiento de las microalgas, a la par de propiciar la acumulación de OH_ que ocasiona un aumento gradual del pH dada la siguiente reacción (Martinez et al. 2000):

HCO3_ → CO2 + OH_ (1)

Además del aumento de pH por consumo de CO2, la absorción de 1 mol de NO3_ por microalgas produce 1 mol de OH_, según la siguiente reacción (Song et al. 2011, Rashid et al. 2014):

NO3_ + 5,7 (CO2) + 5,4 (H2O) → C5,7H9,8O2,3N + 8,25 (O2) + OH_ (2)

El NO3_ se presenta como la forma más oxidada y con mayor estabilidad termodinámica en sistemas acuosos oxigenados (e.g., efluentes secundarios PTAR), siendo por lo tanto la de mayor predominancia y fuente principal de N (Barsanti & Gualtieri 2006). No obstante, se debe considerar que entre las formas de nitrógeno inorgánico NH4+, NO2_ y NO3_ las microalgas prefieren utilizar NH4+ como fuente de N debido a que su asimilación tiene un menor costo energético al no requerir una reacción redox (Fernández et al. 2009). Sin embargo, la asimilación de NH4+ produce H+, en la cual, 1 mol de NH4+ genera 1 mol de H+ a raíz de la siguiente reacción (Barsanti & Gualtieri 2006):

NH4+ + 7,6 (CO2) + 17,7 (H2O) → C7,6H8,1O2,5N + 7,6 (O2) + 15,2 (H2O) + H+ (3)

Donde la alta absorción de NH4+ disminuye el pH del medio (< 6,0), condición ácida que inhibe el desarrollo de las microalgas. Por lo tanto, debido a los cambios de pH durante el consumo de NH4+ o NO3_ en el cultivo de microalgas, se deberá evaluar el requerimiento del ajuste de pH dependiendo de que se utilicen medios nutritivos o agua bajo tratamiento (Martinez et al. 2000, Kumar et al. 2010,
Makareviciene et al. 2013).

Por otra parte, el pH mantiene influencia sobre una gran cantidad de procesos bioquímicos asociados al crecimiento y el metabolismo de las microalgas, incluyendo la ionización de metabolitos bioquímicos, solubilidad, además de la biodisponibilidad de CO2 y nutrientes (Garcia et al. 2000, Craggs 2005, Heubeck et al. 2007, Park & Craggs 2010). El pH de cultivos de microalgas con fines de producción se encuentra en un rango entre 7 y 9 con un valor óptimo de operación de 8,2 a 8,7 (Lavens & Sorgeloos 1996).

Los niveles de pH específicos se controlan y mantienen por el equilibrio químico existente entre las fuentes de carbono inorgánico: CO2 disociado (i.e., H2CO3), HCO3_ o CO32_ en el sistema de amortiguamiento de carbonato-bicarbonato, donde a valores de pH de 6,36 a 10,33 la forma predominante es HCO3_, mientras que por debajo de pH 6,36 predomina el H2CO3 y a un pH por encima de 10,33 predomina el CO32_ (Fig. 2) (Markou & Georgakakis 2011). Cabe destacar, que en el intervalo de pH en el cual predomina el HCO3_ se encuentra el pH recomendado para fines de producción (pH de 7 a 9) y el pH para la descarga de la mayoría de los efluentes secundarios municipales (Tabla 1), en el cual las microalgas llevan a cabo la calcificación y consecuente precipitación de carbonato de calcio (CaCO3), dada la siguiente reacción (McConnaughey & Whelan 1997):

Ca2+ + HCO3_ → CaCO3 + H+ (4)

 

Figura 2. Formación de especies de carbono inorgánico en función del pH (H2CO3*, se refiere a CO2 (aq) + H2CO3)
Figure 2. Formation of inorganic carbon species according to their pH (H2CO3*, refers to CO2 (aq) + H2CO3)

 

Durante la reacción de calcificación se generan protones, que se utilizarán en la fotosíntesis para su uso en la asimilación de HCO3_ y nutrientes, de acuerdo a la siguiente reacción (McConnaughey & Whelan 1997):

H+ + HCO3_ → CH2O + O2 (5)

Igualmente, el pH afecta fuertemente en las formas de nitrógeno: NH4+ / NH3 que se encuentran bajo la siguiente reacción (Martinez et al. 2000):

NH4+ + OH_ → NH3 + H2O (6)

La disociación de NH4+ a NH3 se produce a partir de valores mayores a pH 8, la forma de NH4+ prevalece hasta valores de pH inferiores a 9,25 y valores superiores a pH 9,25 ocasionan que el NH3 predomine sobre el NH4+, aumentando la velocidad de remoción de N a través de la volatilización de NH3 (Fig. 3) (Abeliovich & Azov 1976, Markou & Georgakakis 2011, Chiu et al. 2015). Además del equilibrio de especies NH4+ / NH3, se debe considerar que la formación y presencia de NH3 produce un efecto de toxicidad en el cultivo de microalgas a una concentración > 20 mg L-1 (Borowitzka 1998). Tanto la toxicidad del NH3 en la tasa de crecimiento como la correlación NH4+ / NH3 con el pH durante el cultivo de microalgas fueron demostrados por Uggetti et al. (2014) a través de la evaluación de lodos digeridos anaeróbicamente como fuente de nutrientes para un consorcio de microalgas. En dicho estudio, las condiciones de cultivo fueron pH ≈ 8 y tres distintas concentraciones de NH4+ / NH3: a) 64 mg L-1 / 2 mg L-1, b) 238 mg L-1 / 9 mg L-1 y c) 334 mg L-1 / 34 mg L-1. En este trabajo se observó que posterior a 7 días de cultivo se obtuvo disminuciones de pH con valores cercanos a 7 como consecuencia del consumo de NH4+ y reducciones de 18% en la tasa de crecimiento para las concentraciones de 2 y 9 mg L-1 de NH3 y del 77% para el cultivo con la concentración de 34 mg L-1 de NH3.

 

Figura 3. Formación de especies NH4+ / NH3 en función del pH
Figure 3. Formation of species NH4+ / NH3 according to their pH

 

Por otra parte, el pH también guarda relación con la formación de especies de PO43_, en la cual su absorción por las microalgas disminuye en ambientes ácidos y alcalinos. Esta última condición disminuye la bio-disponibilidad e induce la eliminación de fosfatos vía co-precipitación química con Ca2+ y formación de fosfato de calcio [Ca3(PO4)2] en un intervalo de pH entre 9 y 11 (Fig. 4) (Rigby et al. 1980, Craggs 2005, Markou & Georgakakis 2011, Cai et al. 2013). Además de la remoción vía precipitación, se suma la adsorción superficial de fósforo en la pared celular de las microalgas (Martinez et al. 2000).

 

Figura 4. Formación de especies de PO43_ en función del pH
Figure 4.
Formation of species PO43_according to their pH

 

Efecto de la adición de CO2 en el tratamiento terciario y producción de microalgas

Los efluentes secundarios municipales PTAR, se han considerado un medio valioso que proporciona los nutrientes necesarios, con el potencial de reducir costos en la producción masiva de microalgas durante la depuración de nutrientes (Pittman et al. 2011, Cabanelas et al. 2013). Sin embargo, los efluentes municipales contienen una baja concentración de carbono inorgánico (Wang et al. 2010, Cho et al. 2011), factor que vuelve limitante la generación óptima de microalgas, debido a que el carbono es el elemento que constituye comúnmente el 50% de la biomasa seca (Amaro et al. 2011, Razzak et al. 2013). El abastecimiento de carbono puede ser suplementado por la adición de CO2 atmosférico durante la aireación de los cultivos de microalgas (Fontes et al. 1987). No obstante, dada la baja concentración de CO2 atmosférico (≈ 0,038%), es necesario evitar la limitación de carbono, por lo que se ha propuesto la adición de aire enriquecido con CO2 que es una práctica estándar en los sistemas de producción comercial de microalgas (Kumar et al. 2010, Craggs et al. 2013, Pires 2015). El uso de CO2 como fuente de carbono inorgánico es justificado por ser la forma más biodisponible en las microalgas, en contraste a las especies HCO3_ y CO32_ que de igual manera son utilizadas en la fotosíntesis a través de su conversión a CO2 (Falkowski & Raven 2007, Borowitzka & Moheimani 2013, Sutherland et al. 2015b). El suministro de CO2 además de ser una alternativa que aumentaría la disponibilidad de carbono, podría amortiguar el incremento de pH a la par de mantenerlo en un valor óptimo (pH ≈ 8,5) favoreciendo la productividad de las microalgas (Craggs et al. 2013). Del mismo modo, al añadir CO2 y regular el pH, se podría reducir la eliminación de nutrientes vía formación de NH3 y precipitación de PO43_ [e.g., Ca3(PO4)2] con la ventaja de mantenerlos bio-disponibles para el desarrollo de las microalgas (Heubeck et al. 2007, Markou & Georgakakis 2011, Cai et al. 2013).

Adicionalmente, el empleo de CO2 con fines de potenciar la producción de microalgas implica optimizar una adecuada captación de CO2 en conjunto al tratamiento de agua (Razzak et al. 2013). La absorción de CO2 depende primordialmente de la especie de microalga y la concentración de CO2 utilizada, así como la capacidad de adaptación de las microalgas a distintas concentraciones de CO2 y las condiciones de cultivo (Francisco et al. 2010, Goli et al. 2016, Gonçalves et al. 2016). Asimismo, el enriquecimiento óptimo de CO2 para el cultivo de la mayoría de las especies de microalgas está entre 0,038 a 10% de CO2 (Zhao & Su 2014), encontrándose distintos valores óptimos para la producción de biomasa, por ejemplo: Taher et al. (2015) obtuvieron una concentración óptima al adicionar 1% de CO2 en Chlorella sp., Pseudochlorococcum sp. y Nannochloropsis sp., mientras que Chiu et al. (2008) reportaron un valor de 2,5% de CO2 para Chlorella sp., en contraste a De Morais & Costa (2007) quienes indicaron una concentración ideal del 6% de CO2 para Scenedesmus obliquus y Chlorella kessleri. Por otra parte, la captación de CO2 depende de otros factores en el cultivo como la temperatura, pH, horas luz, biomasa inicial de microalgas y en menor medida la forma y el tamaño del reactor (Pires et al. 2012, Alhamed et al. 2014, Kobayashi et al. 2015). Los efectos principales a controlar asociados al suministro de CO2, son las pérdidas a la atmósfera, el grado de su solubilidad en el agua y la disminución de pH por la formación de H2CO3 en la fase inicial del cultivo de microalgas, el cual puede detener la producción a través de la inhibición de enzimas (e.g., la enzima anhidrasa carbónica que participa en la captación de carbono inorgánico durante la fotosíntesis) y proteínas necesarias para el desarrollo de las microalgas (Pulz 2001, Zhang et al. 2012). Una estrategia para superar esta limitación es el uso de una alta concentración inicial de microalgas, que propicie el alto consumo de CO2 disponible, evitando su disociación en el agua, a la vez de mantener un pH adecuado al crecimiento (Hartley et al. 1997, Chiu et al. 2009). Un alto inóculo disminuye el periodo de latencia o adaptación (i.e., fase lag) e induce a un inicio más temprano la fase de crecimiento (i.e., fase log), del cual se derivan los aumentos de la asimilación de carbono y tasa de producción de biomasa (Yadav & Sen 2017). Estas dos últimas características resultan ventajosas para el cultivo de microalgas según Chiu et al. (2008) quienes utilizaron Chlorella sp. a una concentración de inóculo de 8 x 106 células mL-1. Para evitar pérdidas de CO2 en cultivos a intemperie se ha sugerido adicionar CO2 durante las horas de luz solar, aumentando su suministro al mediodía y disminuyéndolo durante el atardecer y amanecer, esto debido la actividad fotosintética de las microalgas (Sobczuk et al. 2000). Asimismo, la estrecha relación entre la luz solar y la captación de CO2 durante la fotosíntesis, es confirmada por Jacob-Lopes et al. (2009) quienes encontraron una relación lineal entre la tasas de fijación de CO2 y duración del periodo de luz para los fotoperiodos de 0:24, 2:22, 4:20, 6:18, 8:16, 10:14, 14:10, 16:8, 18:6, 20:4, 22:2 y 24:0 luz:oscuridad (L:O), con excepción del fotoperiodo 12:12 luz:oscuridad.

 

CONCLUSIONES

El uso de microalgas como agentes depuradores de nutrientes (N y P) en el tratamiento terciario de efluentes secundarios municipales es una alternativa tecnológica factible y prometedora. Sin embargo, para lograr un cultivo sustentable se sugiere la importancia de monitorizar la relación del pH con la concentración de C inorgánico (CO2 / HCO3_ / CO32_), nitrógeno (NO3_, NH4+) y P (PO43_) con el propósito de definir condiciones críticas como: 1) la concentración de HCO3_ que amortigüe el cambio de pH originado por la liberación de iones OH_ durante el consumo de CO2 y NO3_; 2) evitar pérdidas de biodisponibilidad de P en el intervalo de pH 9 a 11 por precipitación de Ca3(PO4)2; 3) eliminación de N vía formación de NH3 y 4) toxicidad por formación de NH3 (> 20 mg L-1). Por otra parte, la administración de aire enriquecido con CO2 durante el tratamiento terciario y producción de biomasa deberá considerar: 1) el uso intermitente y suministro variable para evitar pérdidas de CO2 hacia la atmósfera; 2) administración y consumo eficiente de CO2 en etapas iniciales delcultivo con el fin de evitar la formación de H2CO3 y acidificación del pH que inhibe el crecimiento de las microalgas y 3) mantenimiento de un pH óptimo (≈ 8,5) considerando el sistema amortiguador CO2 / HCO3_. Por último, cabe destacar que el uso de microalgas para el tratamiento terciario representa una tecnología viable, que incorpora el cumplimiento de normas ambientales, reciclaje y revalorización de recursos a través de la generación y usos potenciales de la biomasa (e.g., fertilizantes, pigmentos y antioxidantes).

 

AGRADECIMIENTOS

Los autores agradecen al Consejo Nacional de Ciencia y Tecnología (CONACYT), Facultad de Ciencias Químicas de la Universidad Autónoma de Nuevo León y Departamento de Ciencias Básicas de la Universidad Autónoma Metropolitana Azcapotzalco.

 

LITERATURA CITADA

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Recibido el 22 de septiembre de 2016 y aceptado el 31 de octubre de 2017
Editor: Claudia Bustos D.

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