Capítulo I. El tratamiento de aguas residuales en Colombia

El consumo de agua para uso doméstico en Colombia establecido por cada vivienda al mes varía en función de las condiciones ambientales; estos valores de demanda tienen un promedio de 10,60 m3/mes para climas fríos y hasta 15,44 m3/mes en climas cálidos (^{Santana et al., 2015}). Adicionalmente, el consumo de agua en la industria es de 2,73×1010 m3, distribuidos en los sectores agrícola (51,2 %), energía (28,4 %), pecuario (9,7 %), acuícola (4,5 %), minería (2,3 %), hidrocarburos (1,2 %), servicios (1,2 %.), industria (0,9 %) y construcción (0,1 %) (^{Moreno et al., 2017}). La acumulación de estas descargas genera en los ríos y afluentes municipales una alta concentración de carga orgánica; por ejemplo, el río Bogotá con 165 525 ton/año de DBO y 375 743 ton/año de DQO; los arroyos del Caribe con 30 582 ton/año de DBO y 124 018 ton/año de DQO, y en el río Porce con 67 455 ton/año de DBO y 126 972 ton/año de DQO (^{Orjuela et al., 2010}). A esto se suma que, en Colombia, las ciudades no cuentan con una cobertura operativa que garantice el tratamiento del ciento por ciento de sus aguas; valores que tienden a incrementarse, al menos en parte, como consecuencia del aumento en la densidad demográfica, que para el año 2025, se estima en 53 millones de habitantes; cerca del 79 % concentrados en Bogotá, Medellín, Cali, Barranquilla, Cartagena y Bucaramanga (^{Pérez et al., 2014}, ^{United Nations Department of Economic and Social Affairs, 2020}).

En la figura 1, se ilustra la cobertura de los STAR en las regiones de Colombia. Más del 60 % de los municipios de las regiones Caribe y Orinoquía presentan al menos un STAR, correspondientes al 23 % del total de municipios en Colombia. De otro lado, y aunque las regiones Andina y Pacífica concentran la mayor cantidad de municipios en el país (74,45 %), su cobertura es inferior al 40 % en la implementación de algún sistema de tratamiento. Además, del total de los municipios con presencia de un STAR, tan solo el 17,3 % incluye sistemas preliminares y/o primarios de una planta de tratamiento de aguas residuales (PTAR) y el 82 % cuenta con algún tipo de tratamiento secundario en su mayoría no convencional, como lagunas de oxidación, humedales naturales y artificiales, trampas de grasas o fosas sépticas (^{DANE, 2020b}, ^{Gómez Vallejo et al., 2014}).

Nota: ^{DANE, 2020b} y ^{Gómez Vallejo et al., 2014}

Figura 1 Representación de la cobertura y capacidad en m3 de los sistemas de tratamiento de aguas residuales (STAR) en Colombia distribuido por regiones 

En términos de capacidad, la región Andina abarca la mayor cantidad de caudal de agua residual tratada (9,07 m3/s), que resulta insuficiente al considerar que el 56 % de la población colombiana habita en esta región, lo que a su vez representa un caudal tratado per cápita de 0,82 m3/mes; entre tanto, la región Pacífica muestra un escenario más alentador, con un caudal tratado de 6,74 m3/s y 2,58 m3/mes de agua residual tratada por habitante.

Por otro lado, y aunque las regiones Caribe e insular cuentan con una mayor cobertura en cuanto a sistemas de tratamiento, la cobertura muestra un caudal medio de agua tratada por habitante de 5,58 m3/mes para la región insular, y 1,55 m3/mes en la región Caribe. Sin embargo, esta proporción sigue siendo insuficiente, si se considera que solo el 20 % del consumo medio de agua domestica por habitante es objeto de algún tipo de tratamiento (^{DANE, 2020a}, ^{Gómez Vallejo et al., 2014}).

Esta información sugiere una compleja problemática ambiental, puesto que estos afluentes terminan descargando 1 059 734 ton/año de DBO en dos de las más importantes cuencas hidrográficas, el Magdalena y el Cauca, zonas con la mayor cantidad de carga orgánica acumulada y con la más baja cobertura y capacidad en implementación de sistemas de tratamiento (^{Orjuela et al., 2010}). Estas cifras se asocian a una baja disponibilidad e inadecuada administración de recursos públicos para construir, operar y mantener las PTAR, así como la limitada inversión en investigación asociada a la exploración de nuevas tecnologías para el uso, aprovechamiento y manejo adecuado de las aguas residuales. En la tabla 1, se describen las características de los principales sistemas de tratamiento de aguas residuales utilizados en Colombia.

Tabla 1 Tipos y características de los sistemas convencionales de tratamiento de aguas residuales en Colombia 

TRH= tiempo de retención hidráulica

Fuente: ^{Correa Restrepo et al., 2012}, Empresa de Acueducto y Alcantarillado de Bogotá. (s. f.), ^{Luna-Pabello y Aburto-Castañeda, 2014}, Méndez Novelo et al., 2012, ^{Pabón y Suárez, 2009}

En términos generales, la implementación de un STAR se enfoca en maximizar la eficiencia de remoción de contaminantes y su uso puede estar directamente relacionado con aspectos económicos, ambientales y meteorológicos de la zona donde se implementó el sistema de tratamiento (^{Rodríguez Miranda et al., 2015}). Colombia cuenta con algunas alternativas, como la sedimentación, lagunas de estabilización, humedales artificiales, reactores anaerobios, reactores aerobios o combinación de estos (^{Torres, 2012}). En cuanto a la PTAR, y la selección de tecnologías a implementar, es necesario identificar y analizar los impactos ambientales, el alcance, las restricciones del proyecto y el estudio de las posibles operaciones unitarias que garanticen la eliminación de contaminantes con la mayor productividad y sostenibilidad (Rodríguez Miranda et al., 2015).

En los anexos 1 2 y 3, se enuncian algunas características de los tratamientos que se llevan en siete PTAR de Colombia, el tipo de tecnología implementado, así como, la caracterización fisicoquímica del afluente y el efluente.

La planta de Cañaveralejo ubicada en la ciudad de Cali cuenta con la capacidad para tratar 7,6 m3/s de agua residual, realiza tratamiento preliminar y primario por medio de cribado, sedimentación y desinfección respectivamente, con lo cual se logra la remoción hasta del 47 % de DBO y 68 % de SS (Corporación Autónoma del Valle del Cauca, 2017, Emcali, 2022). Esta planta se caracteriza por tratar la mayor cantidad de agua residual en comparación con otras del país; además, cuenta con un sistema de tratamiento de lodos para la venta de compost y la posterior generación de metano utilizado para el sostenimiento energético de la planta (Emcali, 2022).

Entre tanto, la PTAR El Salitre de Bogotá implementó la segunda fase de tratamiento secundario, capta en promedio 4 m3/s de agua residual, correspondiente al 34 % del total de agua descargada, con una proyección a 2023 para la construcción de la PTAR Canoas, con proyección de una cobertura de tratamiento del 70 % en la cuidad, con caudal medio proyectado de 14 m3/s (Empresa de Acueducto y Alcantarillado de Bogotá, 2020a,Superintendencia de Servicios Públicos Domiciliarios, 2013).

Una característica importante para el tratamiento de aguas residuales primario en las PTAR El Salitre y Cañaveralejo es el uso de insumos químicos como cloruro férrico y polielectrolito aniónico en los sedimentadores, que facilitan la coagulación/floculación de los sólidos sedimentables y se obtienen eficiencias en depuración de carga orgánica cercanas al 51 % de DBO (Empresa de Acueducto y Alcantarillado de Bogotá. (s. f.), Emcali, 2022).

Medellín cuenta con dos PTAR que incorporan tratamiento secundario, Aguas Claras y San Fernando; las cuales tratan hasta 9 m3/s de las aguas residuales generadas en el área metropolitana de Medellín, alcanzando hasta el 80 % en remoción de DBO, DQO y SS (EPM, 2020).

Algunos STAR y PTAR no cuentan con algún control en la caracterización del caudal tratado; en conjunto, garantizan un tratamiento del 43,2 % de las aguas residuales captadas, representadas en un caudal de 28,95 m3/s (Superintendencia de Servicios Públicos Domiciliarios, 2019). Estos sistemas podrían incorporar nuevas aplicaciones biotecnológicas que mejoren la eficiencia y su capacidad.

Capítulo II. Los sistemas bioelectroquímicos (BES)

Durante el tratamiento secundario se hace recurrente el uso de microorganismos con la capacidad de degradar una amplia variedad de contaminantes, de acuerdo con la biodisponibilidad y el metabolismo de las cepas. Los procesos de digestión celular son utilizados para la obtención de energía a partir de la degradación de carga contaminante presente (^{Parra Huertas, 2015}, Red Española de Compostaje, 2014). El acondicionamiento de lodos facilita el rendimiento metabólico de los microorganismos, que está dado en tres etapas: a) hidrólisis de lípidos; b) polisacáridos y proteínas; c) acidogénesis, donde las bacterias generan alcoholes y ácidos orgánicos como el ácido butírico, propiónico y acético a partir de los monómeros hidrolizados. Los productos generados son oxidados en acetato e hidrógeno en la fase de acetogenénesis, para finalmente ser transformados en metano mediante reacciones de metanogénesis; proceso durante el cual el 90 % de la energía disponible se convierte en gas metano, y el restante se destina al crecimiento celular (Parra Huertas, 2015, Red Española de Compostaje, 2014).

Las aguas residuales que son tratadas mediante sedimentación primaria contienen carga orgánica constituida por proteínas (12-30 %), carbohidratos (6-16 %) y lípidos (19-80 %); composición que puede variar según el tipo de agua residual descargada (^{Sophonsiri y Morgen- roth, 2004}). El uso de microorganismos exoelectrogénicos a escala industrial contribuye con el desarrollo de tecnologías que aprovechan su potencial biológico para mejorar el tratamiento secundario y producir energía, hidrógeno u otros productos con valor comercial en el mercado (^{Buitrón y Pérez, 2011}, ^{Kadier et al., 2016}).

La configuración básica del BES es similar al funcionamiento de una pila electrolítica (^{Gude, 2018}, ^{Hamelers et al., 2010}, ^{Kadier et al., 2020}); como se ilustra en la figura 2, el ánodo recibe los electrones generados durante la oxidación de las bacterias exoelectrogénicas y el cátodo actúa como electrodo que recibe los electrones para la posterior reducción de compuesto (^{Harnisch et al., 2011}, ^{Meena et al., 2019}, ^{Romero Mejía et al., 2012}).

Fuente: European Commission, 2013; ^{Hamelers et al., 2010}; ^{Kadier et al., 2016}.

Figura 2 Representación de los BES en sus diferentes configuraciones 

Los BES involucran procesos de respiración celular, y como resultado, ocurre una transferencia de electrones e hidrogeniones o protones desde la célula hacia el ánodo, que, al oxidarse, desplaza los electrones por el circuito eléctrico y los hidrogeniones mediante una membrana de electrolito polimérico, lo que se traduce en un flujo de electrones al cátodo (^{Kadier et al., 2016}, Kadier et al., 2020, ^{Palanisamy et al., 2019}); para finalmente generar una fracción de energía expresada en corriente, hidrógeno, CO₂, con un aumento proporcional de biomasa; o por defecto, gas metano (CH₄), ácidos grasos volátiles (acetato, propionato, butirato, formiato), con bajo crecimiento celular mediante la oxidación incompleta del piruvato en medio anaerobio (^{Romero Mejía et al., 2012}, ^{Singh y Mahapatra, 2021}, ^{Velvizhi y Venkata Mohan, 2015}).

El comportamiento metabólico de los microorganismos que componen los BES cuenta con componentes de naturaleza proteica responsables del proceso de respiración celular en la membrana, con su correspondiente transferencia de electrones, a través de esta. Las bacterias como Shewanella y Geobacter son microorganismos gram negativos, quimiorganótrofos, que realizan metabolismo a partir de la degradación de compuestos orgánicos, poseen membrana citoplasmática impermeable con la capacidad de respirar mediante fosforilación oxidativa o fosforilación a nivel de sustrato.

En cuanto a la transferencia intermembranal de electrones, es consecuencia de la presencia de proteínas con homología de la familia citocromo C en la membrana citoplasmática, proteínas con una estructura grupo hemo, que permite la reducción del ion férrico Fe+3 a ferroso Fe+2 (Figura 3) (^{Rabaey et al., 2009}, ^{Romero Mejía et al., 2012}).

Fuente: ^{Kadier et al., 2020}; ^{Rabaey et al., 2009}; ^{Romero Mejía et al., 2012}; ^{Shi et al., 2007}

Figura 3 Esquema metabólico de los microorganismos exoelectrogénicos, para la generación de electrones hacia el ánodo 

El hierro (Fe) desempeña un rol importante como aceptor final de electrones mediante reacciones acopladas a un proceso de oxidorreducción (redox); en consecuencia, favorece una actividad electroquímica en el espacio intermembranal del microorganismo (^{Shi et al., 2007}). Las bacterias exoelectrogénicas como Geobacter y Shewanella cuentan con una gran cantidad de citocromos C, 111 y 42. respectivamente, en comparación con su par más conocido, Escherichia coli, con tan solo 7, esenciales para mantener la respiración celular y acelerar la transferencia de electrones y, por ende, su capacidad metabólica para el sostenimiento de la célula o la síntesis de productos (Shi et al., 2007).

Estos microorganismos tendrían el potencial de oxidar la carga orgánica presente en las aguas residuales a través de rutas metabólicas como la glucólisis, lipólisis y desaminación, promoviendo la formación de piruvato y acetilo que finalmente se traduce en la reducción de moléculas energéticas como el NADH+ y FADH₂ (^{Liu, 2016}, ^{Rabaey et al., 2009}, ^{Rodwell et al., 2016}). Estas moléculas que tienen una carga energética alta son conducidas hacia la membrana citoplasmática para realizar procesos de respiración celular a través de proteínas redox similares al citocromo C, ya mencionado, y realizar el transporte de la cadena de electrones y la fosforilación oxidativa hasta obtener adenosín trifosfato (ATP) (^{Shi et al., 2007}, ^{Singh y Mahapatra, 2021}). Estos procesos pueden generar en condiciones aerobias más de 108 moles de ATP por cada mol de lípido, 36 moles de ATP por mol de glucosa y al menos 4 moles de ATP por mol de aminoácido (Liu, 2016, Rodwell et al., 2016). Entre tanto, la respiración anaerobia promueve el transporte rápido de electrones para la generación de CO₂, nitritos, nitratos y sulfatos, los cuales sirven como aceptores finales en el transporte de electrones en el cátodo (^{Kadier et al., 2016}, Kadier et al., 2020).

Un factor de éxito para la implementación del BES, es la energía liberada a partir del potencial de la carga orgánica presente en el sistema, el cual depende del estado de oxidación del sustrato que será metabolizado por la biomasa y corresponde a la cantidad de electrones que pueden ser liberados por el microrganismo exoelectrogénico (potencial redox) (^{Rabaey et al., 2009}).

La cantidad de electrones es proporcional al número de moles de carbono, hidrógeno, oxígeno y nitrógeno del compuesto presente en la carga orgánica, así como, de su estado de oxidación. Se estima en promedio obtener 13,5 MJ por cada kilogramo de biomasa expresada en carga orgánica de DBO presente en el BES; sin embargo, la energía neta del sistema depende de la tecnología a aplicar, del sustrato a ingresar al BES y del producto esperado (energía expresada en corriente o en masa de los compuestos sintetizados en el cátodo) (^{Rabaey et al., 2009}, ^{Singh y Mahapatra, 2021}).

Con respecto a su actividad electroquímica, las reacciones en los BES pueden ser espontaneas y ocurren cuándo el potencial de la reacción es mayor a cero, y suceden deliberadamente de acuerdo con la velocidad de reacción; y no espontaneas, cuando el potencial es menor a cero, estas no suceden en la naturaleza, a menos que se cuente con estimulo de corriente eléctrica. En cualquiera de los dos escenarios, se suele ingresar dos placas (electrodos) con capacidad oxidante (ánodo) y reductor (cátodo), interconectados a través de un circuito eléctrico que permite el flujo de electrones entre ambos electrodos, lo que genera una diferencia de potencial en el sistema que facilita a los electrones ingresar (electrólisis) o salir de la pila o dispositivo (^{Brown et al., 2014}).

Al respecto, para el montaje de una pila, es necesario que la reacción sea espontánea, con el fin de desplazar los electrones oxidados en el ánodo hacia el cátodo, el cual reduce el compuesto que se encuentra en solución y, como resultado, genera corriente eléctrica producto de la transferencia de electrones. Por otro lado, los procesos de electrólisis facilitan la formación de compuestos mediante reacciones no espontaneas, en donde la entrada de corriente eléctrica al sistema favorece la reacción. Para esto, se hace necesario que el diseño del sistema incluya una placa reductora y un cátodo inerte que no participe en la reacción, pero que permita el flujo de electrones por el circuito eléctrico (^{De Kuyper, 2019}, ^{Laidler, 2018}). Bajo este fundamento, se ha trabajado en dos tecnologías que abarcan los BES, las celdas de combustible microbianas (MFC) y las celdas de electrólisis microbiana (MEC). Las MFC recuperan energía eléctrica por la reacción espontánea causada por el metabolismo de los microorganismos exoelectrogénicos (European Commission, 2013, ^{Rabaey et al., 2009}); mientras las MEC requieren de una alimentación o flujo de electrones para impulsar las reacciones no espontaneas dentro del sistema, lo que implica ajustar las condiciones del sustrato ingresado, temperatura, presión y pH en el que se encuentra el ánodo, junto con la diferencia de potencial del sistema (^{Kadier et al., 2020}, Rabaey et al., 2009, ^{Singh y Mahapatra, 2021}).

La selección de la tecnología dependerá de la naturaleza química del material orgánico y su potencial degradación. Para implementar un MFC o MEC, es necesario mantener condiciones anaerobias en el cátodo, para que moléculas energéticas (NADH+ y FADH₂) se oxiden, se reduzca el ion Fe+3 y se genere la posterior oxidación por enzimas similares al complejo III (^{Rabaey et al., 2009}). La solución en el cátodo debe permanecer en ausencia de oxígeno, así se facilita que el microorganismo transfiera los electrones desde el ánodo hacia el cátodo, ya sea para la generación de corriente eléctrica o la reducción de compuestos químicos, el cual varía de acuerdo con el potencial eléctrico aplicado al BES (Rabaey et al., 2009, ^{Velvizhi y Venkata Mohan, 2015}).

En este punto, la elección del par de electrodos (ánodo y cátodo) dependerá de la espontaneidad de la reacción, basada en el cálculo del potencial eléctrico del sistema, dado por la diferencia entre los potenciales eléctricos de cada reacción independiente E ⁰ = V _red − V _oxd , determinados de acuerdo con el sustrato a ingresar al ánodo y cátodo según corresponda (figura 3) (^{Kadier et al., 2020}, ^{Singh y Mahapatra, 2021}).

^{Liu et al., 2005}, con el fin de analizar la actividad electroquímica de los microorganismos presentes en el reactor, diseñaron un modelo experimental para medir la proporción de hidrógeno que se genera de la oxidación del acetato en una celda de combustible microbiana (MEC). El reactor contaba con dos cámaras (cátodo y ánodo), acopladas entre sí por un tubo de 15 cm que contenía una membrana para el intercambio de protones (PEM NAFION 117); el ánodo constituía un electrodo de tela de carbón simple, que se alimentó con acetato y lodos activados inoculados previamente con agua residual doméstica en una celda de combustible; el cátodo contenía un papel de carbón con 0,5 mg/cm3 de platino (Pt). Ambas cámaras fueron purgadas con nitrógeno molecular (N₂) y selladas para evitar la interferencia del oxígeno en el sistema. Como resultado, se obtuvo una recuperación de hidrógeno molecular (H₂) hasta del 90 % a partir del acetato, cuando el voltaje de alimentación fue de 0,9 V; lo que sugiere actividad por parte de los microorganismos presentes en los lodos con capacidad de oxidar el acetato para su posterior transferencia de electrones, y transformación en el cátodo de los iones H+ a H₂.

Los microorganismos exoelectrogénicos cuentan con filamentos Pili, que en los sistemas BES han mostrado una capacidad de transferir los electrones resultantes de los procesos redox. Se ha identificado que estas fibras proteicas tienen una propiedad para transportar electrones directamente desde la membrana citoplasmática del microorganismo hacia el ánodo (^{Revelo et al., 2013}). Esto fue evidenciado en el diseño de un BES para remover colorantes azoicos presentes en aguas residuales; durante el ensayo, se operó el sistema con una entrada constante de voltaje o sistema abierto y con interrupciones de voltaje o sistema cerrado y las celdas microbianas pasaron por un microscopio SEM (^{Cui et al., 2020}). Se observaron unos filamentos similares a los Pili, cuando el sistema se encontraba abierto o disponible para generar un potencial eléctrico; sin embargo, en ausencia de voltaje, se observó una aglomeración de microorganismos, sugiriendo que esta actividad microbiana es requerida para asegurar la transferencia de electrones a través de las celdas.

Capítulo III. Aplicación de los BES en la depuración de aguas residuales

La evaluación de los BES en los diferentes sectores económicos ha sido poco explorada. La tabla 2 presenta algunas de las aplicaciones industriales de los BES, el tipo de sistema implementado, así como las condiciones de operación del sistema y la eficiencia resultante. La implementación de los BES en la depuración del agua residual requiere condiciones controladas que garanticen la estabilidad de los microorganismos durante el proceso; así como, el análisis de los factores que alteran el desempeño de los BES durante su operación, por ejemplo, la variación de la temperatura, el pH y la composición química particular del residuo blanco de oxidorreducción (^{Kadier et al., 2020}, ^{Liu, 2016}, ^{Velvizhi y Venkata Mohan, 2015}).

Tabla 2 Comparativo de los sistemas bioelectroquímicos (BES), estudios de caso en diferentes sectores económicos para el tratamiento de aguas residuales 

fuente: ^{Cui et al., 2014}; Cui et al., 2020; ^{León-Fernández et al., 2019}; ^{Luo et al., 2009}; Luo et al.,2015 ; ^{Yeruva et al., 2016}; ^{Zhang et al., 2009}.

Al respecto, ^{González del Campo et al., 2013} determinaron el efecto de los cambios de temperatura sobre los microorganismos. La metodología incluyó una celda de combustible microbiana con un manto de lodos procedentes de una PTAR en el ánodo y aire comprimido en el cátodo. Para identificar el perfil de temperatura respecto a la tasa de remoción de carga orgánica, se varió la temperatura en un rango (20 °C-40 °C). Aunque no se reportó una caracterización del lodo activado, la mezcla de microrganismos registró una corriente eléctrica máxima de 2,4×10−6 A, cuando el sistema alcanzó una temperatura de 40 °C, lo que sugiere una relación proporcional frente a la actividad celular en función de la temperatura del sistema. No obstante, para la incorporación de varios microorganismos, la actividad microbiana neta óptima del sistema puede variar en función de la capacidad térmica de las bacterias (^{Liu et al., 2005}, Liu, 2016).

Otro caso de estudio fue desarrollado en el Reino Unido, con una planta piloto MEC. El objetivo fue determinar la factibilidad en la producción diaria de 1 L de H₂ a partir del tratamiento de 100 L de agua residual durante las cuatro estaciones del año (European Commission, 2013). La operación de la planta dio como resultado 2,3 k/g DQO en un rango de temperatura de 2°C-21 °C y recuperación de energía promedio del 70 % en forma de H₂ (European Commission, 2013).

Además del efecto de la temperatura, los microorganismos también presentan una alta sensibilidad a los cambios de pH, estos afectan la actividad celular al producir alteraciones en la membrana y limitar la absorción de nutrientes (^{Khanna y Das, 2013}, ^{Liu, 2016}). Para evaluar el efecto del pH y encontrar una región estable, Khanna y Das, 2013 usaron almidón y sacarosa en botellas de suero para la producción de H₂, a diferentes niveles de pH. Como resultado, se reportó una producción de H₂, a un pH inicial de 5,0, y una producción inferior de H₂ con un pH inferior a 4,5, región en la cual el sistema produjo ácidos grasos volátiles como acetato, butirato y propionato.

Entre los compuestos orgánicos que son susceptibles de degradación mediada por procesos redox se encuentran los colorantes azoicos, como el amarillo de alizarina, un compuesto de uso común en los sectores farmacéutico, de alimentos y textil. Para esto, se trabajó un diseño expe rimental de BES que contaba con bacterias adheridas a sus electrodos (^{Cui et al., 2014}, Cui et al., 2020). Para esto, Cui et al., 2014 implementaron un reactor anaeróbico de cuatro compartimientos individuales, integrado a un sistema de bioelectrólisis con lodo anaeróbico proveniente de un reactor de aguas residuales, enriquecido previamente con glucosa y colorante azoico AYR, estimulado a diferentes voltajes y tiempos de retención hidráulica, sobre los que se midió por espectrofotometría los productos generados por la reducción de los colorantes (PPD) y (5-ASA). Se observó que, bajo estas condiciones experimentales, las diferencias de potencial eléctrico del orden de 0-0,5 V y con tiempo de retención hidráulica de 6 horas, lograron una tasa de remoción diferencial del AYR, con una eficiencia acumulada del 96 % y eficiencias parciales del 60 % para el primer compartimiento, 30 % en el segundo y menos del 10 % en los dos últimos compartimientos. No obstante, sumado a la falta de una caracterización fisicoquímica y biológica de los lodos utilizados, el diseño experimental no contó con los controles que permitieran afirmar que la depuración era causada por los microorganismos eléctricamente activos.

Además de lo ya mencionado, ^{Cui et al., 2020} desarrollaron una metodología alterna que mejoró parcialmente el BES en la reducción de AYR. Para esto, se instalaron siete reactores en paralelo, con electrodos de grafito conectados en serie a un electrodo de referencia de Ag/AgCl para el control del voltaje, manteniendo condiciones anaerobias por flujo de N₂ y alimentado con una solución de amarillo de alizarina a diferentes concentraciones (^{Hou et al., 2016}, Lo- vley y Phillips, 1988). Transcurridas 24 horas de funcionamiento de la celda microbiana, una concentración inicial de 70 ppm de AYR mostró una reducción entre el 95 %-98 %. La caracterización por secuenciación de última generación (NGS) de las bacterias usadas en este estudio reveló la presencia de siete cepas diferentes, una coincidió con Geobacter (Cui et al., 2020, ^{Liu et al., 2017}), pero se desconoce la capacidad de reducción del colorante presente directamente en aguas residuales con condiciones altamente oxidantes que puede afectar la supervivencia, proliferación y actividad metabólica de este tipo de microorganismos (Liu, 2016, ^{Tortora et al., 2006}).

Por otro lado, los herbicidas de uso frecuente tienen compuestos como el ácido 2,4-diclorofe noxiacético (2,4-D), molécula que cuenta con anillos aromáticos y compuestos halogenados como el cloro. El 2,4-D también ha sido un campo de estudio para los BES por la dificultad en su depuración en sistemas de tratamiento convencionales, debido al uso de metales pesados como catalizadores. ^{León-Fernández et al., 2019} evaluaron el rendimiento de una MEC y una MFC para deshalogenar el 2,4-D. Ambos sistemas fueron elaborados con dos celdas separadas por una membrana de intercambio iónico, en la que se alimentó el ánodo con lodo activado al 50 % del volumen previamente inoculado y acetato de sodio en solución buffer; el cátodo fue alimentado con 300 ppm de 2,4-D. Los resultados mostraron una remoción aproximada de 16,66 % de 2,4-D en MFC y 90 % en MEC; sugiriendo una deshalogenación del compuesto organoclorado, posiblemente asociado al aumento de cloruros Cl+ en el cátodo y oxidación del acetato de sodio en el ánodo.

En otro estudio, se realizó una mejora de un reactor biológico secuencial (SBR) aerobioanóxico mediante la integración un BES (^{Velvizhi y Venkata Mohan, 2011}, Velvizhi y Venkata Mohan, 2015, ^{Yeruva et al., 2016}). Las celdas del BES contenían un ánodo de malla de acero inoxidable completamente sumergido al sistema, el cátodo de grafito no catalizado, sumergido parcialmente y expuesto a condiciones atmosféricas (Yeruva et al., 2016); se midieron los parámetros de DQO, sólidos disueltos totales, pH, nitratos y sulfatos. Se observó una reducción de 25 000 mg/L de DQO cuando el sistema integrado SBR-BRS operó bajo condiciones anaerobias. El sistema mostró una eficiencia de remoción superior al 83,33 % en SS, nitratos y sulfatos, sugiriendo que estos BES son compatibles con sistemas de tratamiento previamente acoplados para aumentar la tasa de remoción de contaminantes.

En cuanto a la depuración de algunos compuestos farmacéuticos como la piridina. ^{Luo et al., 2009} diseñaron una celda microbiana con grafito (G-MFC) con dos cámaras separadas por una membrana. Al ánodo, se ingresaron concentraciones controladas de glucosa y piridina, con posterior inoculación de un lodo proveniente de una planta de tratamiento de aguas residuales enriquecido con glucosa como cosustrato, hasta alcanzar una salida de voltaje de 680 mV (Luo et al., 2009, ^{Zhang et al., 2009}), se reportó una disminución de piridina 12 horas después de iniciar el sistema, para diferentes relaciones glucosa-piridina (Zhang et al., 2009). Aunque el sistema tiene la capacidad de reducir la piridina sin la intervención del cosustrato, este resultado sugiere una interacción importante entre la concentración de la glucosa y el voltaje de la celda microbiana para la generación de energía.

Finalmente, en las aguas residuales generadas por procesos de galvanoplastia se encuentran altas concentraciones de metales pesados, y los métodos de tratamiento implican la inclusión de solventes metálicos con prolongados tiempos de retención en el sistema, resultando costosos e ineficientes en su depuración (^{Luo et al., 2015},^{Meena et al., 2019},^{Tejada Tovar et al., 2021}). Luo et al., 2015 diseñaron una celda de combustible y una celda de electrolisis microbiana (MFCMEC) para extraer los metales de cobre (Cu) y níquel (Ni). El MFC tenía dos cámaras, en el ánodo se ingresó agua residual con acetato de sodio; en el cátodo ingresó una solución de sulfato de níquel y sulfato cúprico. Los efluentes del cátodo de MFC ingresaron a un reactor MEC para aumentar la eficiencia de remoción de iones metálicos. Luego de 45 h de operación del reactor, se observó una remoción del 90 % de cobre en el MFC y un 90 % de níquel en el MEC por precipitación del compuesto. La metodología presentada por los autores contó con condiciones controladas de temperatura, composición electrolítica y pH en BES, y se observó una remoción de cobre y níquel, sugiriendo un posible método para la depuración de metales pesados en posteriores estudios que contengan este tipo de metales en las aguas residuales.

Otros trabajos en esta área se han enfocado en la evaluación de la dinámica poblacional bacteriana; como la cooperación y la competencia, y sus posibles implicaciones frente a la eficiencia en la generación de productos de interés humano (^{Liu, 2016}). Particularmente, para los BES, el potencial en la capacidad de oxidación electroquímica es el resultado de complejas dinámicas intrapoblacionales de las cepas inoculadas; por esta razón, en la práctica, se requiere de configuraciones en los reactores que aseguren la generación de cosustratos como los ácidos grasos volátiles, los cuales facilitan su metabolismo (^{Gude, 2018}, ^{Koch et al., 2019}).

Frente a los sistemas convencionales de tratamiento de agua residuales, los BES sugieren una alternativa novedosa y sostenible con potencial capacidad de degradar compuestos orgánicos. Tanto MFC como MEC promueven el aprovechamiento de energía en la degradación de compuestos (^{Kadier et al., 2016},^{Khanna y Das, 2013},^{Meena et al., 2019}), operando a condiciones específicas de temperatura y pH, que afectan las interacciones poblacionales microbianas (Eu- ropean Commission, 2013). Al respecto, en la última década, algunos países desarrollados como Estados Unidos, Reino Unido y Australia, presentan avances significativos frente a los usos y aplicaciones preliminares de los BES, lo que ha permitido su implementación a escala industrial desde el uso de aguas residuales provenientes de la industria de alimentos dada su riqueza en biomoléculas (European Commission, 2013). Particularmente, para el diseño de las MFC, cuya finalidad es generar una corriente eléctrica como resultado de la actividad metabólica de los organismos ya mencionados, se han implementado procesos que aprovechan el agua residual doméstica bajo condiciones de temperatura, pH y voltajes de entrada/salida del proceso.

CONCLUSIONES

En la región Andina colombiana, de los 10,60 m3/mes de agua vertida, solo 0,82 m3/mes reciben algún tipo de tratamiento para su depuración, que alcanza a nivel nacional un máximo de 2,58 m3/mes per cápita, lo que evidencia la limitada cobertura en el tratamiento de aguas residuales tratadas por habitante (^{DANE, 2020a}, ^{Gómez Vallejo et al., 2014}).

Acorde con los informes de gestión y planeación estimados para el periodo 2020-2030, el panorama de inversión económica en Colombia, respecto al tratamiento de las aguas residuales es creciente (Empresa de Acueducto y Alcantarillado de Bogotá, 2020b, EPM, 2020, Fundación Pachamama y Corporación del Valle del Cauca, 2011,Comisión de Regulación de Agua Potable y Saneamiento Básico, 2018). Por otro lado, el Gobierno nacional promueve acciones encaminadas a la creación de sistemas de producción de energía a partir de fuentes renovables, al observar políticas públicas que incentivan el uso de nuevas tecnologías enfocadas a la producción de energía por degradación espontanea de los contaminantes presentes en las aguas residuales (^{Giral Ramírez et al., 2017}). Sin embargo, la inversión en investigación, desarrollo o implementación de tecnologías como los BES continúa inexplorada; más aún, por la absoluta dependencia de los BES a etapas previas del tratamiento primario y sus diversas implicaciones técnicas e ingenieriles de alto nivel que incluye, el uso de celdas electrolíticas, la adecuación de la red eléctrica del reactor, la adecuación de la subestación eléctrica para almacenar corriente, sin desconocer los respectivos sistemas de control y parámetros de diseño requeridos para asegurar las condiciones operativas.

Pese a que la evidencia experimental ha descrito una actividad celular de los microorganismos exoelectrogénicos; los controles asociados a la inoculación y caracterización de las cepas, el tiempo de exposición y la composición de los compuestos presentes en las aguas residuales, que asegure la eficiencia o supervivencia de la población microbiana, es objeto de investigación y desarrollo. Así, los diseños experimentales implementados a la fecha no cuentan con los controles que aseguren qué cepas están presentes en estos BES, así como, la asociación funcional y eficiencia en la depuración mediada por los microorganismos eléctricamente activos; por lo anterior, se requiere avanzar en la caracterización de parámetros fisicoquímicos y biológicos de los lodos utilizados y de las condiciones de operación ante la implementación de un BES.

En general el diseño de las celdas de combustible microbianas (MFC) y las celdas de electrólisis microbiana (MEC) y sus diferentes combinaciones resultan eficaces para depurar o mejorar sistemas de tratamiento. Por un lado, los MFC han desarrollado soluciones efectivas para la obtención de corriente eléctrica en el proceso a partir de la oxidación de materia orgánica, este proceso aprovecha principalmente las aguas residuales de uso doméstico, con la facilidad de acoplarse a sistemas de tratamiento secundario convencionales para incrementar su eficacia. Entre tanto, los MEC se destacan en estudios experimentales de reactores con la capacidad de remover compuestos orgánicos de estructuras complejas, que, en la actualidad, son degradados mediante costosos métodos convencionales asociados al uso de reactivos químicos o tiempos prolongados de tratamiento. Estos sistemas podrían funcionar en diferentes zonas geográficas, dado el amplio rango en la temperatura de operación de las cepas inoculadas (European Commission, 2013, ^{Liu et al., 2005}). Sin embargo, es necesario incluir investigaciones a escala piloto en donde se evalúe el alcance de un MFC respecto a la capacidad de abastecimiento de energía per cápita.

Sumado a lo anterior, los diseños experimentales relacionados son en condiciones ideales de operación; esto presenta un reto importante en la implementación de BES, ya que se debe garantizar el control de estas variables para aprovechar su máximo potencial de los microorganismos en BES (^{Kadier et al., 2020}); condiciones que no son fácilmente alcanzables cuando se incluyen aguas residuales sustrato combustible para su degradación. Ante esto, se requieren considerables esfuerzos en investigación y desarrollo tecnológico en sistemas piloto, enfocados a determinar la eficacia real del sistema al ser expuesto a las aguas residuales y su interacción con otras cargas contaminantes, en especial atención para determinar el potencial eléctrico (E ⁰) del reactor cuando existen incontables compuestos sin caracterización química.