EFECTO DE LODOS ACTIVADOS DE PURGA SOBRE EL FUNCIONAMIENTO DE UN REACTOR UASB PILOTO Y LAS CARACTERÍSTICAS DEL LECHO DE LODO GRANULAR Ortega Charleston Luis, Noyola Robles Adalberto, Saval Bohórquez Susana Instituto de Ingeniería, UNAM. Coordinación de Bioprocesos Ambientales Apartado Postal 70-472, Ciudad Universitaria, 04510, México, D.F. RESUMEN El objetivo de la presente investigación fue evaluar el efecto de los sólidos suspendidos floculentos provenientes de la purga de un sistema de lodos activados (LAP) sobre las características de un lecho de lodo anaerobio granular. La experimentación se realizó en un reactor UASB tipo columna a escala piloto con un volumen útil de 850 l, altura de 4 m y diámetro interno de 0.53 m; se operó con un tiempo de retención hidráulico (TRH) sin incluir la recirculación de 24 h y a una velocidad ascendente (V asc ) de 0.5 m/h. Durante el arranque, el reactor se alimentó con una solución de melaza diluida con agua residual tratada y el aumento de carga orgánica se realizó de acuerdo a los valores de la relación α del efluente. Se aplicó una carga promedio de LAP (B LAP ) de 1 kgsst/m 3 d. A pesar del alto grado de retención de sólidos suspendidos en el reactor y del cambio en las características del lodo anaerobio, la fracción granular incrementó su actividad metanógena específica (Ae) de 0.27 a 0.40 gch 4 -DQO/gSSV d, su velocidad de sedimentación (V sed ) mejoró de 16 a 18 m/h y el índice volumétrico de lodos (IVL) se mantuvo alrededor de 20 ml/gsst. La eficiencia de eliminación de materia orgánica soluble promedio fue de 88 %. La carga volumétrica (Bv) aplicada fue de 4.39 kgdqo s /m 3 d al final de la experimentación. Se observó una rápida selección y aclimatación de los sólidos alimentados a las condiciones de anaerobiosis, ya que los de tipo floculento fueron lavados del sistema. Los LAP no mostraron un efecto negativo sobre el funcionamiento del reactor, y éste fue más estable al incremento de carga orgánica debido al aumento de la porción de biomasa activa. Palabras clave: lodo granular, reactor UASB, lodos activados de purga, digestión de lodos INTRODUCCIÓN Durante las dos décadas pasadas, el uso de sistemas anaerobios para el tratamiento de aguas residuales industriales se ha incrementado grandemente. Este hecho está relacionado con el desarrollo del reactor de lecho de lodos con flujo ascendente, UASB (por sus siglas en inglés: Upflow Anaerobic Sludge Blanket). El éxito del reactor UASB está fundamentado en el proceso de autoinmovilización de la biomasa activa de tipo granular con buenas características de sedimentación, de compactación y de actividad metanógena. Sin embargo, la sola aplicación del reactor UASB, como cualquier otro proceso anaerobio, no garantiza la completa degradación de la materia orgánica en aguas residuales de origen industrial, ya que es necesario aplicar un postratamiento, generalmente aerobio, que complete el proceso biológico de conversión. La gran aceptación del sistema acoplado anaerobio/aerobio para el tratamiento de aguas residuales y el esfuerzo continuo por el mejoramiento de la tecnología para su aplicación más eficiente y rentable, han generado el interés por investigar aquellos aspectos que simplifiquen la operación global del proceso. En este sentido, los lodos activados de purga (LAP), aún en cantidades menores, constituyen un material que normalmente requiere de una estabilización previa a su deshidratación o disposición final. Con objeto de evitar el sistema adicional de tratamiento de LAP y el manejo de dos tipos de lodos (anaerobio y aerobio), se planteó la posibilidad de digerir los lodos aerobios en el mismo reactor anaerobio, con lo que la instalación y la operación de la planta se verían simplificados. De esta manera, el objetivo principal de la presente investigación fue estudiar el efecto de los sólidos suspendidos sobre la estabilidad operacional de un reactor UASB a escala piloto bajo condiciones de cargas altas de sólidos suspendidos, (1 kgsst/m 3 d). Al mismo tiempo, y como punto fundamental, se evaluó el efecto de los LAP sobre las características del lecho de lodo anaerobio granular.
MATERIALES Y MÉTODOS Unidad y estrategia experimental La figura 1 muestra un esquema de la unidad experimental utilizada, la cual consistió de un reactor UASB escala piloto tipo columna constituido por cinco secciones de acrílico tubular de 0.8 m de altura cada una. Las dimensiones y características del reactor se muestran en la tabla 1. El sistema de suministro del influente consistió de dos tanques (1150 y 480 l), los cuales contenían el agua residual sintética y los LAP, respectivamente. Para un mejor control de los flujos de líquidos y conservación de sus características originales, la alimentación se realizó por medio de bombas peristálticas Cole Parmer Masterflex. Antes de ingresar al reactor anaerobio, los influentes se midieron en dispositivos para control de volumen (CV), posteriormente ingresaron a intercambiadores de calor (IC) para mantener la temperatura constante a 30 C. El reactor UASB contó en su parte superior con un separador líquido-sólido-gas, para permitir la separación de las fases. Medidor de biogás Agua tratada Filtro de arena Efluente Q R = 77 l/h Tanque de recirculación Reactor UASB Reactor UASB: Q SyL= 35 l/h TRH= 24 h (sin considerar Q R) Vasc= 0.5 m/h Lodo granular anaerobio de inóculo: Ae= 0.28 gch 4-DQO/gSSV d Vsed= 19 m/h IVL= 20 ml/gsst [ SSV] = 32.7 gssv/l CV Tanque de melaza Bv= 6 kgdqo/m 3 Q S = 25 l/h d CV IC Q T = 112 l/h IC CV Tanque de LAP B LAP = 1 kgsst/m 3 d Q L = 10 l/h Fig. 1. Unidad experimental y parámetros de operación del reactor UASB. El biogás generado fue descargado por la parte superior del reactor anaerobio y conducido hacia un medidor de gas de tipo húmedo Precision Scientific. El diseño del reactor se realizó para alcanzar una carga orgánica volumétrica (Bv) de 6 kgdqo/m 3 d, velocidad ascendente (V asc ) de 0.5 m/h y tiempo de retención hidráulico (TRH) de 24 h, este último sin tomar en cuenta el gasto de recirculación (Q R ). Para inocular el reactor, se obtuvo lodo anaerobio granular proveniente de un reactor UASB industrial alimentado con aguas residuales del procesamiento de malta, al cual fue necesario tamizarlo a través de una malla de 0.6 mm con el fin de eliminar la mayoría del material floculento y contar con una fracción granular mayor. De esta manera, el reactor se inoculó con 130 l de lodo granular anaerobio, cuyas características principales se indican en la misma figura 1. Tabla. 1. Características y dimensiones del reactor UASB utilizado. Parámetro Dimensiones Altura, h, (m) Diámetro interno, d, (m) Relación h/d Área superficial, As, (m 2 ) Volumen total, Vt, (l) Volumen de operación, Vo, (l) 4 0.53 7.5 0.22 884 850
La experimentación se realizó durante 107 días, con agua residual sintética constituida por melaza diluida con agua residual tratada biológicamente y filtrada a través de arena, y LAP a cargas aproximadas de 1 kgsst/m 3 d. El aumento en la carga orgánica se realizó utilizando como criterio la relación de alcalinidades α (alcalinidad de bicarbonatos/alcalinidad total) [Noyola, 1994] y se incrementó mediante el aumento en la cantidad de melaza en la alimentación. Los LAP fueron tomados directamente del cárcamo de recirculación de lodos del sistema de lodos activados de la Planta de Tratamiento de Aguas Residuales (PTAR) de Ciudad Universitaria, UNAM. Los parámetros de control fueron: demanda química de oxígeno total (DQO t ) y soluble (DQO s ), y sólidos totales (STT, STV, STF), suspendidos (SST, SSV, SSF) y disueltos (SDT, SDV y SDF) del influente. Los parámetros de respuesta que permitieron dar seguimiento fueron: α del efluente; eficiencias de eliminación DQO t y DQO s, eficiencias de eliminación de sólidos totales, suspendidos y disueltos. Las características del lodo se evaluaron a través de los sólidos suspendidos totales y volátiles, índice volumétrico de lodos (IVL), velocidad de sedimentación (V sed ) y actividad metanógena específica (Ae). Técnicas analíticas Las técnicas analíticas se realizaron de acuerdo con los métodos estándar [APHA, 1990]. La fracción granular se determinó de acuerdo a Palacios, [1994], con un tamiz marca Mont-Inox No. 30 de 0.59 mm de abertura de malla con especificaciones ASTM. El índice volumétrico de lodos (IVL) y la velocidad de sedimentación (V sed ) se midieron de acuerdo a los métodos estándar [APHA, 1990], con las modificaciones establecidas por Moreno, [1994]. La determinación de la biomasa se realizó de acuerdo a los muestreos quincenales mediante la determinación de los sólidos suspendidos volátiles (SSV) y su balance (entrada, salida y acumulados). RESULTADOS Carga volumétrica de SST en el influente (B LAP ) En la figura 2, se observan las variaciones de la carga volumétrica de sólidos (B LAP ) alimentada durante la experimentación. La alimentación de los LAP se inició a partir del día 25. Del día 26 al día 71 la carga promedio fue de 1 kgsst/m 3 d, que corresponde a una concentración promedio en la entrada de 1 gsst/l e incluye a los SST aportados por la melaza y del agua residual tratada que constituyen el 15 % de la carga promedio alimentada. La fracción volátil promedio de los sólidos alimentados en este período fue de 83 %. 2.5 B (kgsst/m.d) 2.0 1.5 1.0 0.5 Alimentación de LAP 0.0 Fig. 2. Cargas de SST suministrada al reactor UASB. Durante los días 72 a 92 se tuvo un desajuste en la operación del sistema debido a problemas en el proceso de lodos activados de la PTAR, por lo que se tuvieron variaciones importantes en la carga entre 0.43 y 2.36 gsst/l d. A partir del día 93 se logró nuevamente una operación estable con concentraciones promedio de 1.5 gsst/l correspondiente a una carga promedio de 1.27 kgsst/m 3 d. El día 103 se suspendió el suministro de LAP debido a un paro del sistema de lodos activados y 4 días después se dio por terminada la experimentación. Durante el tiempo que se suministraron los LAP, el porcentaje de carga de SST fue de 35 % de los sólidos totales (ST), en tanto que el 65 % restante correspondió a sólidos disueltos totales (SDT).
Carga volumétrica de DQO en la alimentación (Bv) Como se puede apreciar en la figura 3, la Bv inicial fue de 0.44 kgdqo t /m 3 d y 0.4 kgdqo s /m 3 d, alcanzando valores de 1.31 kgdqo t /m 3 d y 1.20 kgdqo s /m 3 d el día 25 de operación, cuando se inició la alimentación de LAP; este incremento representa más de 200 % de la carga inicial. Posteriormente la fracción no soluble de la Bv se incrementó debido al ingreso de los LAP, de 7.5 a 31 % hasta el día 71. Entre los días 65 y 72 se alcanzó una carga estable y debido al mencionado desajuste en la alimentación de los LAP después del día 72, la carga volumétrica llegó a 1.22 kgdqo t /m 3 d el día 82. El día 92, una vez restablecidas las condiciones, se suministraron cargas de 3.24 kgdqo t /m 3 d y 2.66 kgdqo s /m 3 d y se incrementaron hasta 4.47 kgdqo t /m 3 d y 4.39 kgdqo s /m 3 d al final de la experimentación. El procedimiento de incremento de Bv del inicio del experimento al día 77 se hizo lentamente; sin embargo, del día 82 al 107, pudo incrementarse substancialmente de 1.22 a 4.39 kgdqo s /m 3 d. En cuanto a la variación de concentración de DQO t y DQO s correspondiente al suministro de los LAP, del día 25 al 71, la concentración de DQO s aportada por los LAP en promedio fue de 0.33 g/l, la cual representa sólo un 10 % de la concentración de DQO t suministrada, en tanto que el porcentaje promedio de DQO s correspondiente a la alimentación de melaza fue de 93 %. De la DQO t alimentada, tomando en cuenta las corrientes de melaza y LAP, en promedio, el 28 % correspondió a los LAP. 7 6 Bv (kgdqo/m.d) 5 4 3 2 1 0 Alimentación de LAP Bvt Fig. 3. Cargas volumétricas total y soluble suministradas. Bvs Carga másica (Bm) y eficiencias de operación del reactor El principal indicador de estabilidad de operación del reactor fue la relación de alcalinidades (α), la cual puede indicar una posible acidificación debido a la acumulación de ácidos grasos volátiles, como consecuencia de un exceso de sustrato en la corriente de alimentación. Durante el experimento no se presentaron problemas de acidificación del reactor y α se mantuvo en un valor promedio de 0.72, con alcalinidades promedio de 391.67 y 277.9 mgcaco 3 /l, total y de bicarbonatos, respectivamente. El experimento se comenzó con una cantidad de biomasa de 3.8 kgssv y la carga másica (Bm) suministrada fue de 0.09 kgdqo s /kgssv d y en 5 días de operación se aumentó a 0.22 kgdqo s /kgssv d, con un α alrededor de 0.6. Antes del suministro de LAP, se administraron cargas de 0.28 kgdqo s /kgssv d, que corresponde a 1.2 kgdqo s /m 3 d y el reactor no mostró indicios de acidificación; esto indicó que la biomasa estaba degradando el sustrato sin mostrar problemas de acumulación de intermediarios. Como se puede ver en la figura 4, la Bm mostró un comportamiento de tipo estable durante la alimentación de los LAP, situación que se mantuvo hasta el día 57. La carga másica promedio durante todo el período de alimentación de LAP fue de 0.27 kgdqo s /kgssv d. Para el día 74 se puede observar una reducción de carga a 0.18 kgdqo s /kgssv d debido a una variación en la cantidad de melaza suministrada. El día 82 cuando se restablecieron las condiciones después del desajuste, se suministró una carga de 0.09 kgdqo s /kgssv d, y se pudo observar un rápido incremento a 0.46 kgdqo s /kgssv d para el final de la experimentación.
Bm (kgdqo/m.d) 0.50 0.40 0.30 0.20 0.10 0.00 1.00 0.80 0.60 a 0.40 0.20 0.00 Bm alpha Fig. 4. Evolución de α con respecto de la carga másica (Bm) suministrada. a Eficiencia de eliminación de DQO En promedio, la eficiencia de eliminación de DQO s del reactor fue de 88.3 %, en tanto que la eficiencia de eliminación de DQO t presentó un valor promedio de 78.2%. Como puede verse en la figura 5, desde el inicio del experimento se observó una eficiencia de eliminación de DQO s mayor al 80 % alcanzando en los primeros días valores de hasta 90 %; estas eficiencias se deben básicamente a las bajas cargas suministradas. 100 Eficiencia (%) 80 60 40 20 0 DQOs DQOt Fig. 5. Eficiencias de eliminación de DQO soluble y total. En cuanto a la DQO t, se puede apreciar que los bajos porcentajes de eliminación encontrados en algunos días son consecuencia de los lavados de sólidos suspendidos. En una ocasión al inicio del experimento se presentó una eficiencia del 62 % lo que indica que una parte de la biomasa anaerobia estaba siendo evacuada del reactor. El lavado más fuerte se presentó el día 57 cuando la eficiencia de eliminación de DQO t fue de 3.5 %; no obstante la eficiencia de eliminación de DQO s se mantuvo en 84.5 %. Aunque no con la misma regularidad, el patrón de eliminación de DQO t permaneció constante con excepción de lavados importantes los días 57, 63, 66 y a partir del día 98, los lavados representaron una pérdida de biomasa de 3.8 kg como SSV, con respecto del valor de máximo de acumulación de lodos presentado el día 89 con 11.9 kgssv en el lecho. Volumen y cantidad de biomasa El arranque del reactor se realizó con 13.9 % de volumen del reactor ocupado con lodo granular de inóculo, el cual corresponde a 3.8 kgssv y una concentración de 4.43 gssv/l (figura 6). Una vez iniciado el suministro de los LAP, en 22 días (día 47) ya se contaba con 42.7 % del volumen del reactor ocupado con biomasa, la cual correspondió a una concentración de 10.5 gssv/l y 9.57 kgssv. El día 57, se presentó un lavado importante de biomasa, equivalente a 2.6 kgssv. Del día 59 al 100, el reactor fue operado con una concentración promedio de 10.5 gssv/l correspondiente a una cantidad de biomasa de 10.7 kgssv. La cantidad máxima de biomasa fue de 11.9 kgssv en el día 89. Del día 97 y hasta el final de la experimentación se pudo observar una pérdida de 2.9 kgssv, lo cual redujo la concentración en el reactor a 9.54 gssv/l, 8.1 kgssv de biomasa y 54 % del volumen del reactor.
kg SSV 12 10 8 6 4 2 0 SSV % Vol Fig. 6. Evolución del contenido de biomasa en el reactor. 100 80 60 40 20 0 % Características del lodo anaerobio El análisis por separado de las fracciones granular, floculenta y total del lodo anaerobio permitió establecer diferencias notables como se muestra en la tabla 2. En relación a la actividad metanógena específica sobre ácido acético, a partir del inicio de la alimentación de LAP, la tendencia de la fracción granular fue ascendente mientras que el lodo total al final mostró un incremento en este parámetro. Al final de la experimentación, la Ae mostró valores de 0.33 y 0.4 gch 4 -DQO/gSSV d para el lodo total y la fracción granular, respectivamente, lo que representó un aumento del 27 y 48 % de la actividad metanógena, en relación a la observada al inicio de la experimentación. Día de muestreo lodo Tabla. 2. Evolución de las características del lodo. Ae (gch 4 -DQO/gSSV d) IVL (ml/gsst) V sed (m/h) fracción fracción fracción granular floculenta lodo granular lodo Distribución (%) fracción granular grano flóculo 1 0.26 0.27 0.11 27.6 20.3 13.1 15 92 8 25 0.2 017 0.29 22.4 16.7 14.7 15.2 98 2 47 0.29 0.26 0.09 35.32 16 2.2 15 65 35 59 0.21 0.29 0.27 38.5 14.3 2 15.3 71 29 80 0.25 0.34 0.17 44.1 15 1 15.1 74 26 100 0.33 0.4 0.17 48.9 14 1.4 16 76 24 Es evidente que la mejoría de la Ae fue debida principalmente a la fracción granular, ya que la fracción floculenta no presentó una tendencia clara y se pueden apreciar ascensos y descensos, seguramente debido al proceso de adaptación y selección natural de la biomasa que constantemente se introducía al reactor. El IVL del lodo granular mostró una clara tendencia a la reducción del 20.25 a 13. 95 ml /gsst a lo largo de la operación del reactor, mientras que el lodo total aumentó de 27.6 a 48.92 ml/gsst, como producto de la acumulación de los LAP. Algo similar se observó en la V sed del lodo total que se redujo notablemente de 13.4 a 1.42 m/h, mientras que la fracción granular prácticamente mantuvo esta característica, ya que el cambio fue muy ligero, de 14.95 a 15.96 m/h.
DISCUSIÓN El interés de estabilizar un lodo de purga es eliminar los microorganismos patógenos, evitar formación de malos olores y otros impactos negativos que son producto de su propia descomposición. Una de las formas de lograr la estabilización lodos es reducir el contenido de material orgánico o volátil mediante digestión anaerobia. De esta manera, un lodo activado típico se considera estabilizado cuando alcanza reducciones de material volátil del 40-60 %. Por otra parte, la función de un reactor UASB es la eliminación de la materia orgánica soluble del agua residual, razón por la que no podía esperarse una mineralización de lodos más alta de la que el propio sistema había alcanzado, antes de la alimentación de los LAP. Lo que se buscó en este trabajo fue precisamente reducir la masa de los LAP mediante su hidrólisis y conversión a metano, es decir, una mineralización de únicamente la biomasa introducida al sistema (LAP), no de la totalidad del lodo del reactor. De hecho, la fracción volátil del lecho de lodos mostró muy poca variación a lo largo del experimento (88 % ± 1). De acuerdo con Gujer y Zehnder [1983], los LAP bajo condiciones de anaerobiosis son digeridos cuando el TRC es superior a 5 d debido al proceso de lisis celular (solubilización del lodo) [Kaspar y Wuhrman, 1977; Gujer y Zehnder, 1983; Pavlostathis y Giraldo-Gomez, 1991]. En este sentido, se puede establecer que los LAP alimentados al reactor UASB necesariamente presentaron una digestión parcial, ya que a partir de su ingreso, el balance de SST permite establecer un TRC promedio de 16 días, a pesar de que éste mostró grandes variaciones, debido principalmente a los lavados de biomasa y a los cambios en la cantidad de los sólidos suspendidos de entrada y salida. Adicionalmente, la conversión de DQO a metano antes y durante la adición de los LAP confirma que se llevó a cabo una digestión de los sólidos suspendidos volátiles alimentados a partir del día 25. Antes de ese día, la conversión de DQOs removida a metano fue de 0.53 gch 4 -DQO/gDQO s-rem, y en el período comprendido entre los días 50 a 65, el más estable de la investigación, se incrementó a 0.84 gch 4 - DQO/gDQO s-rem. Si se considera que el aumento en la DQO soluble en la alimentación como consecuencia de la adición de los LAP es reducido (10 %), la mayor conversión encontrada se debe a la liberación dentro del reactor del sustrato que representa el material producto de la digestión (lisis) de los LAP. Los resultados de esta investigación indican que el reactor UASB retuvo en forma importante los sólidos suspendidos alimentados durante un período de transición (acumulación), ya que la biomasa en el lecho de lodos se incrementó de 4.66 kg al inicio de la alimentación de los LAP, hasta 9.61 kg, 25 días después (día 50). Una vez que se alcanzó el período de operación estable (día 50), el total de SSV alimentados hasta el final del experimento correspondientes a los LAP fue de 46.2 kg, de los cuales sólo se retuvieron 5.9 kgssv correspondientes a 12.7 % del total alimentado. La naturaleza floculenta y la baja densidad de los LAP modificaron de manera importante las características del lodo anaerobio (granos y flóculos), ya que se pudo observar un incremento del IVL de 27.61 ml/gsst a 48.92 ml/gsst y un descenso en la V sed de 13.4 a 1.42 m/h para las muestras obtenidas en los días 1 y 100, respectivamente. Este efecto negativo de los LAP sobre el lodo del reactor era de esperarse dada la característica floculenta de éstos; sin embargo, experiencias anteriores [Palacios, 1993; Moreno, 1994], demuestran que después de cierto tiempo de adaptación en reactores tipo UASB de pequeña escala sometidos a V asc entre 0.3 y 5 m/h, los LAP podían ser transformados en un lodo anaerobio floculento-granular con IVL entre 32 y 42 ml/gsst. A pesar de que la introducción de LAP a un reactor UASB representa un riesgo para su funcionamiento por el peligro de lavado de biomasa pobremente sedimentable al aplicar cargas hidráulicas u orgánicas altas, la presencia de lodo granular de buenas características de sedimentación permitió al reactor funcionar de manera adecuada aún con los incrementos de carga orgánica suministrados, como lo demuestran las altas eficiencias de eliminación de DQO y los altos valores de la relación α. En efecto, la fracción granular del lodo (76 % al día 100) mantuvo e inclusive mejoró sus principales características como son la actividad metanógena, el índice volumétrico de lodos y la velocidad de sedimentación (tabla 2). Un aspecto importante que no se consideró en este trabajo fue el definir un protocolo de purga periódico para evitar purgas no controladas por el lavado de biomasa. Aunque no se logró apreciar una estratificación del lecho de lodos, sería conveniente realizar una purga en la zona superior del lecho, donde se depositan las partículas más floculentas y se tiene el mayor TRC para los LAP.
CONCLUSIONES El ingreso de LAP no afectó negativamente las características físicas de la fracción granular del lodo anaerobio, (78 % del peso de la cama). Sin embargo, en cuanto a las características del lodo total, se pudo observar un efecto negativo en su capacidad de compactación y su velocidad de sedimentación. Por otro lado, el aumento en la actividad metanógena sobre ácido acético para el lodo total y la fracción granular, comprueban un incremento de biomasa activa capaz de participar en la degradación del material orgánico alimentado, sin efecto importante de la acumulación de material suspendido volátil inerte. No se observó un efecto negativo en el funcionamiento general del reactor UASB, al ser sometido a cargas de sólidos suspendidos totales en un intervalo de 0.78 a 2.4 kg/m 3 d, ya que se presentó una selección de los lodos activados de purga, permaneciendo dentro del reactor la biomasa con mayor capacidad de sedimentación, la cual contribuyó además a la degradación de la materia orgánica suministrada. La aplicación del reactor UASB bajo las condiciones de la presente investigación, demostró ser una alternativa para evitar el sistema adicional de tratamiento de LAP, ya que se logró una digestión parcial de éstos. Sin embargo, la baja retención de SSV (12.7 % durante el período estable) hace necesario investigar las variables que permitan incrementar su capacidad de retención de SSV y de producir un lodo más digerido. Los autores agradecen los apoyos económicos recibidos del Consejo Nacional de Ciencia y Tecnología a través del proyecto No. A4467-A9406 y de la Comunidad Económica Europea, mediante el contrato CI1*- CT93-0346 para la realización de este trabajo. REFERENCIAS APHA, AWWA, WPCF. [ 1990]. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, 19 th Edition, American Public Health Assoc. Editor, USA. Kaspar H.F. y Wuhrman K. [ 1977]. Kinetic Parameters and Relative Turnovers of Some Important Catabolic Reactors in Digesting Sludge, App. Environ. Microbiol., 36: 1; 1-7. Gujer W. y Zehnder J.B. [ 1983]. Conversion Processes in Anaerobic Digestión, Wat. Sci. Tech., 5: 125-167. Noyola R. A. [ 1994]. Diseño, Inoculación y Arranque de Reactores UASB, Memoria del III Taller y Seminario Latinoamericano Tratamiento Anaerobio de Aguas Residuales, Montevideo, Uruguay, 25-28 de octubre. Moreno R.G. [ 1994]. Obtención de Lodos Granulares en un Reactor UASB a Partir de Lodos de Purga. Tesis de Maestría en Ciencias (Biología), Facultad de Ciencias, UNAM. México. Palacios R.M.G. [ 1993]. Producción de Lodo de Inóculo Anaerobio para Reactores UASB, a Escala Piloto. Tesis de Licenciatura en Ingeniería Química, Facultad de Química, UNAM. México. Pavlostathis S.G. and Giraldo-Gomez E. [ 1991]. Kinetics of Anaerobic Treatment, Wat Sci. Tech.: 24; 8; 35-59.