biofiltro an/ae para tratamiento de un efluente textil

TRATAMIENTO DE UN EFLUENTE TEXTIL POR MEDIO DE UN BIOFILTRO
DISCONTINUO SECUENCIADO ANAEROBIO/AEROBIO
Rosa María MELGOZA-ALEMÁN y Raymundo DE LA CRUZ-GONZÁLEZ
Centro de Investigación en Ingeniería y Ciencias Aplicadas /Facultad de Ciencias
Químicas e Ingeniería, Universidad Autónoma del Estado de Morelos. Av.
Universidad 1001 Col. Chamilpa Cuernavaca, Morelos, México. C.P. 62209. Email: rmelgoza@uaem.mx
Palabras clave: agua residual textil; biofiltro discontinuo secuenciado; proceso
anaerobio/aerobio
RESUMEN
Las aguas residuales de la industria textil son difíciles de tratar debido la gran
variedad de contaminantes recalcitrantes que utilizan durante sus procesos de
fabricación. Su tratamiento es necesario para propósitos de reuso debido a que
éste es uno de los sectores que más consumen agua. El objetivo de este trabajo
fue evaluar el tratamiento de un efluente textil real conteniendo colorantes
reactivos azo principalmente, mediante un biofiltro discontinuo secuenciado
integrando ambientes anaerobios/aerobios en un sólo tanque. Se utilizó un
reactor empacado con piedra volcánica (tezontle), la biomasa fue una mezcla de
lodos activados provenientes de una planta que trata aguas municipales y otra
que trata aguas industriales. Durante la fase de reacción anaerobia ocurrió la
decoloración del efluente por reducción mediante el rompimiento del enlace azo
de los colorantes presentes y la remoción del 80% de la DQOt. En la fase de
reacción aerobia se logró la remoción de la DQOt residual de la fase anaerobia.
El biofiltro operó durante 59 ciclos (191 días) aclimatándose al agua residual
después de 13 ciclos de operación (37 días). Las eficiencias de remoción
medidas como DQOt fueron en promedio de 86 % para la fase anaerobia y 91 %
en la fase aerobia con una eficiencia global del proceso del 98 %. El color fue
removido en un 93%. El tiempo de retención hidráulica disminuyó de 51 a 16 h. El
biofiltro soportó cargas desde 0.2 hasta 2.1 kg DQO/m3-d y trató de manera
eficiente concentraciones iniciales de 9 441 mg DQOt/L.
INTRODUCCIÓN
Las aguas residuales de la industria textil son difíciles de tratar debido a la gran
variedad de contaminantes recalcitrantes
utilizados en sus procesos de
fabricación, generando grandes cantidades de agua residual, donde los
contaminantes son extremadamente diversos y variados de acuerdo con el tipo
fibra, hilo y/o tela, proceso y uso de productos químicos. Los procesos húmedos
como limpieza de materias primas y productos, llenado, carbonizado,
desmenuzado, blanqueado, mercerizado y teñido son los que mayor potencial
1
tienen para producir efluentes con compuestos químicos resistentes a la
degradación biológica, principalmente los colorantes.
El tratamiento de las aguas residuales textiles además de ser de importancia
ambiental, es necesario para propósitos de reuso, debido a que éste es uno de
los sectores que más consumo de agua presentan durante su fabricación. La
industria textil consume aproximadamente dos tercios de la producción mundial de
colorantes estimada en 1 millón de toneladas para 1994 (Stolz, 2001). Durante el
proceso textil se generan grandes cantidades de colorantes debido a ineficiencias
en los procesos de teñido y estampado, las cantidades perdidas de colorantes
varían del 2 % cuando se utilizan colorantes básicos al 50 % cuando se utilizan
colorantes reactivos (Mc Mullan et al., 2001), estas cantidades de colorantes
finalmente son descargadas a las aguas residuales de las plantas de tratamiento
o bien al medio ambiente en forma de dispersiones o soluciones verdaderas.
Con relación a los tratamientos que se utilizan para la descontaminación de los
efluentes textiles, se utilizan métodos físicos y/o químicos para decolorar las
aguas residuales, pero su uso se ve restringido debido a que varios de ellos
tienen altos costos de tratamiento, debido al empleo de materiales de importación
y a la generación de productos secundarios producidos que causan un aumento
de la toxicidad de los efluentes, que impactan de manera negativa al medio
ambiente. Los procesos biológicos son una alternativa de menor costo para tratar
eficientemente estos efluentes. Los procesos convencionales anaerobios y
aerobios pueden combinarse acoplando ambientes
anaerobios /aerobios
secuenciales para remover compuestos químicos orgánicos tóxicos del agua
residual ya que en muchos casos es la única forma de eliminar estos compuestos
y de esta forma, dar cumplimiento a la normatividad ambiental cada vez más
estricta tendiente a la reducción de la contaminación del agua.
En este trabajo se implementó un proceso anaerobio/aerobio integrado en un
solo biofiltro operado en forma discontinua secuencial para el tratamiento de
aguas residuales de la industria textil. Éste que presenta ventajas respecto a los
tratamientos convencionales debido al uso de un solo reactor alternando fases de
no aireación y aireación para promover ambientes anaerobios y aerobios, lo que
ofrece la reducción de espacio, costos y además un intercambio permanente de
metabolitos entre los microorganismos aerobios y anaerobios, que favorece el
establecimiento de cadenas tróficas.
El objetivo de este trabajo fue evaluar el proceso integrado anaerobio/aerobio en
el tratamiento de un efluente textil conteniendo colorantes reactivos mediante un
biofiltro discontinuo secuenciado integrando ambientes anaerobios/aerobios en un
solo tanque.
2
MATERIALES Y MÉTODOS
Reactor piloto
Se utilizó un reactor piloto de acrílico con capacidad de 8 L, empacado con
tezontle de 2 cm de diámetro. El sistema utilizó tres bombas peristálticas (Master
Flex, Cole-Parmer) para la alimentación, mezclado (durante la fase anaerobia) y
descarga del reactor. Un reloj programable (Timer Chrontrol) controló las bombas
de agua y del aire. Durante la fase aerobia el aire fue difundido desde el fondo del
reactor a través de un difusor poroso, permitiendo que las burbujas de aire
pasaran a través del material de empaque. El reactor fue provisto de un sistema
de calentamiento con recirculación (Poly Science Model 210) para mantener la
temperatura del reactor en un intervalo de 29 ± 1 ºC. Se instalaron electrodos de
oxígeno disuelto, pH y de potencial redox (ORP) conectados al reactor para el
control del oxígeno disuelto, pH y potencial redox respectivamente. El sistema
experimental se muestra en la figura 1. El biofiltro operó como un reactor
discontinuo secuenciado, SBB (por sus siglas en Inglés), con la siguiente
estrategia de operación: tiempo de llenado, 4 min; tiempo de reacción anaerobio,
de 22 a 72 h y tiempo de reacción aerobio, de 10 a 24 h y tiempo de descarga 3
min. El volumen de intercambio fue del 20 al 75 %. La concentración de materia
orgánica medida como DQOt varió desde 2 300 hasta 11 200 mg/L. Se adicionó
medio mineral nutriente con la siguiente composición: 25.5 mg H2PO4/L, 65.25 mg
K2HPO4/L, 100.2 mg Na2HPO4.2H2O/L, 22.5 mg MgSO4.7H2O/L, 32.4 mg
CaCl2.2H2O/L y 0.25 mg FeCl3 .6H2O/L.
Figura 1. Biofiltro discontinuo secuenciado (SBB) anaerobio/aerobio utilizado para
el tratamiento del efluente industrial textil
3
Estrategia de operación
El biofiltro fue inoculado con una mezcla de lodos activados provenientes de las
plantas de tratamiento de aguas residuales municipales “La Gachupina” y de
aguas residuales industriales “ECCACIV”, ambas localizadas en Jiutepec,
Morelos, en relación 70/30 respectivamente, conteniendo 4 200 y 3 700 mg de
SSV/L respectivamente. La biomasa se aclimató el tiempo necesario para alcanzar
eficiencias de remoción del 70 % de la concentración inicial de DQOt. Durante este
período (13 ciclos, 37 días), se adicionaron al biofiltro, medio nutriente, agua
residual diluida y ác. acético como cosustrato (1:1 en términos de DQO) para tener
una concentración inicial de 500 mg/L ± 6 %. Después de la aclimatación el
biofiltro continuo operando usando el mismo criterio que para la aclimatación, esto
es permitir el tiempo necesario para la remoción de la DQOt en un 70 % como
mínimo en cada fase de reacción, lo que fue aplicado durante los 191 días de
operación (59 ciclos) del biofiltro. Con el fin de tratar el agua textil sin dilución, el
volumen de intercambio se redujo de 75 a 20 %. También se verificó que durante
la fase anaerobia prevalecieran condiciones reductivas con valores mínimos de
ORP de -250 mV.
Métodos analíticos
Los parámetros determinados fueron DQOt, aminas totales, color (Esc. Pt-Co),
O.D. (Oxígeno disuelto), pH, Potencial redox (ORP), sulfuros, sólidos suspendidos
totales, sólidos suspendidos volátiles y temperatura (APHA,1992). La DQOt
aminas totales, color y sulfuros fueron determinados espectrofotométricamente en
un espectrofotómetro DR/2500 HACH a longitudes de onda de 600, 440, 455 y
664 nm respectivamente; el O.D. fue determinado por un oxímetro YSY 5100. El
pH y el potencial redox fueron analizados en un potenciómetro ORION 720 A.
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
Caracterización del agua residual
En el estudio se trataron 10 lotes representativos del agua residual textil. En la
tabla I se muestra un resumen de los resultados obtenidos de la caracterización.
El agua residual textil presentó la característica de tener un alto contenido de
materia orgánica difícil de degradar, la presencia de colorantes y una gran
variabilidad que dependió de los procesos de producción de la planta, lo que hizo
difícil la aclimatación de la biomasa. Es importante mencionar la variabilidad del
agua residual, ya que durante este periodo se estudiaron 10 diferentes lotes con
concentraciones de DQOt que fueron desde 2 300 hasta 11 200 mg/L. Para
alcanzar la aclimatación de la biomasa al agua residual, fue necesario manejar
diluciones del influente e ir aumentando poco a poco la concentración de DQOt en
el biofiltro para evitar la desestabilización del sistema. Se inició con una
concentración Si en el influente de 702 mg/L de DQOt en promedio y una
concentración inicial (S0) de 534 mg/L en el biofiltro; a medida que el biofiltro se
adaptaba a la carga orgánica, la concentración fue aumentándose.
4
Tabla I. Resultados de la caracterización del agua residual textil cruda
No.
de
Lote
Fecha del
muestreo
Concentración
DQO del
efluente,
( mg/L)
Color del
efluente
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
10-Ene-05
17-Ene-05
07-Feb-05
19-Feb-05
08-Mar-05
18-Mar-05
13-May-05
27-May-05
14-Jun-05
03-Jul-05
2 300
3 645
2 272
3 022
2 330
3 445
4 297
7 000
9 227
11 227
verde claro
morado
rosa
rojo
morado
morado
rosa
morado
verde fuerte
verde fuerte
Color
(Esc. Pt-Co),
Unidades
Temperatura
(ºC)
8.8
8.6
7.6
8.7
8.5
8.9
10.7
7.0
9.4
7.0
26
28
30
30
29
27
31
29
29
29
pH
unidades
1 150
1 880
2 650
2 970
3 300
3 670
4 100
4 700
5 220
Aclimatación del reactor
En los procesos de biodegradación de compuestos tóxicos la estrategia de
arranque del sistema es un factor muy importante, ya que de ésta dependerá el
nivel de inducción de los microorganismos al tóxico (Buitrón y Ortiz, 1997). En éste
trabajo, se utilizó la estrategia de eficiencias fijas (Melgoza et al., 2000) que
consistió en permitir la aclimatación de la biomasa al tóxico y a los cambios de
ambientes anaerobios/aerobios, el tiempo necesario para alcanzar eficiencias de
remoción mínimas del 70 % de DQOt y aminas totales (biotransformadas de la
reducción de los colorantes presentes). El biofiltro se aclimató al agua residual
después de 13 ciclos de operación (37 días). La figura 2 muestra la evolución de
las eficiencias de remoción de la DQO para cada fase de reacción durante la
etapa de aclimatación.
Eficiencia de remoción, %
120
100
80
60
40
Remocion fase
anaerobia
20
Remoción fase
aerobia
0
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10 11 12 13 14
No. de ciclo
Figura 2. Evolución de las eficiencias de remoción durante la aclimatación del
biofiltro. La concentración inicial en el reactor fue de 500 ± 36 mg DQO/L
Al inicio de la aclimatación la eficiencia de remoción de DQOt en la fase anaerobia
fue del 71 % y después aumentó a un 80 % en promedio. En la fase aerobia
considerando la DQOt residual de la fase anaerobia, se alcanzaron eficiencias de
remoción del 95 % en promedio, lo que sugirió que después de 13 ciclos, en el
5
biofitro se establecieron condiciones adecuadas para la formación de un
consorcio de bacterias anaerobias y facultativas aerobias para la degradación de
la materia orgánica presente en el agua residual. La mayor remoción de DQO
(81%) se realizó durante la fase anaerobia que actuó como un pretratamiento y la
fase aerobia removió el 15 % actuando como un tratamiento de pulimento del
efluente.
Desempeño del biofiltro durante la degradación anaerobia/aerobia
El reactor operó durante 154 días (46 ciclos), después de la aclimatación. Durante
la etapa anaerobia no se observó producción de gas lo que indicó que el biofiltro
se comportó como un reactor acidogénico, por lo que las reacciones bioquímicas
que ocurrieron fueron de hidrólisis, acidogénesis y acetogénesis. También se
determinaron sulfuros (S=) en concentraciones de 232 a 1 606 mg/L en el
efluente, sugiriendo la presencia de bacterias sulfato-reductoras. La alcalinidad
total en general se mantuvo en el intervalo de concentración de 300 a 600 mg
CaCO3/L, que fue suficiente capacidad amortiguadora para neutralizar la
producción de ácidos grasos volátiles durante el proceso, previniendo su
acumulación, para evitar la acidificación del biofiltro que pudiera ser causa de
inhibición. En la figura 3 se presenta la evolución de la degradación de la materia
orgánica y el potencial redox para un ciclo representativo del proceso durante las
fases anaerobias y aerobias, en donde se observa que la mayor parte de la
materia orgánica fue removida durante la fase anaerobia, en este caso el 87 % y
en la fase aerobia se remueve sólo el 13 % de la concentración inicial de DQOt.
Fase anaerobia
4800
Fase aerobia
100
Mg/L DQO
3200
0
ORP(mV)
2400
-100
1600
-200
800
-300
0
ORP, mV
DQO, mg/L
4000
200
-400
0
5
10
15
20
Tiempo, h
Figura 3. Cinética de la remoción de materia orgánica y ORP durante el ciclo 47
Eficiencias de remoción
La evolución de las concentraciones iniciales de materia orgánica, medidas como
DQOt, en el SBB después de las fases anaerobias y aerobias se observa en la
figura 4. En el biofiltro se trataron 10 lotes de agua residual. Del primer lote hasta
el tercero corresponde al arranque del reactor con concentraciones de DQOt de
2300 a 3 645 mg/L, con diluciones del agua residual 1:5, 2:4 y adición de cosustrato. El tiempo de reacción fue de 56 h (40 h de fase anaerobia y 16 h de fase
aerobia). La carga orgánica que trató el biofiltro durante este periodo de operación
6
fue de 0.26 kg DQO/m3-d. Del cuarto al sexto lote las concentraciones de DQOt
fueron de 2 330 a 3 445 mg/L, con eficiencias de remoción del 84 % en la fase
anaerobia y del 95 % en la fase aerobia. El tiempo de reacción disminuyó a 34 h
(24 h anaerobia y 10 h aerobia). La carga orgánica fue de 0.37 kg DQO/m3-d.
DQO total, mg/L
100
8000
80
6000
60
4000
40
2000
20
Eficiencia de remoción, %
120
10000
0
0
0
10
20
30
40
50
60
No. de ciclo
Figura. 4. Evolución de la DQO en el SBB después del tratamiento anaerobio/aerobio.
(●) Influente; (■)Efluente (Ο); Eficiencia de remoción
Para el séptimo y octavo lote de agua residual, del ciclo 26 hasta el 46 se eliminó
el co-sustrato y el medio mineral de la alimentación y para realizar las diluciones
se utilizó agua del grifo. Únicamente se utilizó el agua residual como fuente de
carbono y energía. Las concentraciones de DQOt fueron de 4 297 a 7000 mg/L
con dilución 2:4 y 3:3. La eficiencia de remoción en la fase aerobia fue del 93 %; el
tiempo de reacción aumentó a 46 h (22 h fase anaerobia y 24 h fase aerobia)
debido al incremento en la concentración inicial, ya que al dejar un residual mayor
de DQOt para ser removido en la fase aerobia, fue necesario aumentar el tiempo
de reacción de 10 a 24 h. La fase anaerobia continúo con eficiencias de remoción
del 85 %. La carga orgánica que trató el biofiltro durante estos ciclos fue de 1.26
kg DQO/ m3-d. Los lotes noveno y décimo del agua residual, presentaron
concentraciones de 9 227 y 11 227 mg/L de DQOt. A partir del ciclo 50, se aplicó
el agua residual directamente sin dilución. Las concentraciones de DQO (Si) en el
tanque de alimentación estuvieron entre 515 y 9 441 mg/L. Las eficiencias de
remoción en la fase anaerobia fueron del 95 % y en la fase aerobia del 96 %,
tratando cargas orgánicas de 1.82 y 2.10 kg DQOt /m3–d. Estos resultados
demuestran que el biofiltro es capaz de tratar aguas residuales textiles con una
gran variabilidad de carga y concentraciones elevadas de DQOt. En la tabla II se
muestra un resumen de la operación del biofiltro anaerobio/aerobio.
El color del efluente fue removido eficientemente en un 93 % en promedio durante
el proceso anaerobio/aerobio. En la fase anaerobia, se presentaron condiciones
de reducción que favorecieron el rompimiento del enlace azo de los colorantes
mediante enzimas azorreductasas de las bacterias anaerobias (Wuhrmann et al.,
7
1980). En la figura 5 se muestra el desempeño del biofiltro para la remoción del
color en el agua residual.
110
100
90
80
70
60
50
0
2000 4000 6000 8000 1000 1200
0
0
DQOt (Si), mg/L
Figura 5. Eficiencia de remoción del color del efluente textil en función de la
concentración de DQOt tratada
Tabla II. Resumen de operación del BSBR anaerobio /aerobio en el tratamiento de
un efluente textil
No.
de
lote
Color
Concentración Días de
Ciclos
del
DQO (mg/l)
operación
efluente
Tiempo
Si DQOt
de
(mg/L)
reacción
anaerobio
/ aerobio,
(h)
S0
DQOt
(mg/L)
1
Verde
claro
2
Morado
3
Carga
Orgánica
(kg
3
DQO/m d)
(%)
Remoción
Fase
anaerobia
(%)
Remoción
Fase
aerobia
(%)
Remoción
global
2 300
1-7
1-2
48 / 32
702
515
0.20
78
93
98
3 645
8-22
3-8
47 / 30
686
546
0.23
80
72
94
Rosa
2 272
23-37
9-13
39 / 16
900
698
0.35
89
78
99
4
Rojo
3 022
38-54
14-17
47 / 20
515
404
0.16
88
98
99
5
Morado
2 330
55-64
18-20
49 / 40
638
520
0.24
88
98
99
6
Morado
3 445
65-90
21-25
24 / 10
916
753
0.71
77
90
97
7
Rosa
4 297
91-122
26-38
22 / 24
1 816
1 549
1.35
87
93
98
8
Morado
7 000
123-136
39-46
24 / 20
2 338
1 580
1.16
83
92
98
9
Verde
Fuerte
Verde
Fuerte
9 227
137-157
47-52
51 / 15
3 691
3 152
1.82
95
94
99
11 227
158-191
53-59
72 / 22
9 441
7 993
2.1
95
97
99
10
Si = Concentración del inicial del influente
So= Concentración inicial en el reactor (considerando el volumen de intercambio)
%= Remoción en la etapa anaerobia (S0 -San ) / San X100 , donde San = Concentración de
DQOt después de la etapa anaerobia
%= Remoción en la etapa aerobia (Sae-Sae) / Sae X100 donde Sae = Concentración de
DQOt después de la etapa aerobia
%= Remoción global ( S0 - Sae ) / S0 X 100
8
Carga orgánica removida, kg DQO/m
Carga Orgánica
Las cargas orgánicas aplicadas y removidas por el biofiltro se muestran en la
figura 6. Se observa el aumento de la carga orgánica removida a medida que
aumentó la carga orgánica aplicada. Las máximas cargas orgánicas aplicadas
asociadas con altas eficiencias de remoción variaron del orden de 0.16 a 2.1 kg
DQO/ m3-d.
2
1,8
1,6
1,4
1,2
1
0,8
0,6
0,4
0,2
0
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
1,2
1,4
1,6
1,8
2
Carga organica aplicada, kg DQO/m3-d
Figura 6. Promedio de carga orgánica aplicada y removida en el SBB
Con relación a otros tipos de reactores que han tratado aguas residuales de la
industria textil. Bell (2000), trabajo con un reactor bafleado anaerobio para tratar
un efluente de agua residual textil con concentración de DQO de 1000 mg/L y una
carga orgánica de 1.2 kg DQO/m3-d reportando remociones de DQO del 70%.
Huren et al.,(1994), trabajaron en un UASB anaerobio agua residual textil tratando
un carga de 0.002 kg DQO/ m3-d con eficiencias de remoción de DQO del 60%.
Quezada et al.,(2000) estudio un SBR aerobio para tratar un efluente de la
industria textil con carga máxima de 1.4 kg DQO/m3-d alcanzando remociones de
DQO del 82 al 90%. En este trabajo el biofiltro trato cargas de 0.16 – 2.1 kg
DQO/m3-d con eficiencias de remoción de DQO del 98 %, con la ventaja de tratar
cargas orgánicas más elevadas en reactor único integrando condiciones
anaerobias y aerobias, con el fin de que durante la fase aerobia se eliminen los
compuestos biotransformados
durante la fase anaerobia, que tienen la
característica de ser más tóxicos que los compuestos originales y de ésta forma
disminuir la toxicidad inherente a los efluentes anaerobios.
CONCLUSIONES
Se realizó eficientemente el tratamiento de un efluente textil en un biofiltro
discontinuo secuenciado combinando condiciones anaerobias y aerobias en un
solo tanque. La aclimatación de la biomasa a los cambios de ambiente
anaerobios/aerobios que prevalecieron en el SBB y al agua residual textil, se logró
después de 13 ciclos de operación en 37 días. La remoción de la materia orgánica
se realizó principalmente en la fase anaerobia con eficiencias de remoción del
9
86%. En la fase aerobia las eficiencias de remoción fueron en promedio del 91%.
La fase anaerobia funcionó como un pretratamiento y la fase aerobia como un
tratamiento de pulimento del efluente. La remoción global en el proceso
anaerobio/aerobio fue del 98%. El biofiltro trató eficientemente cargas orgánicas
desde 0.16 hasta 2.1 Kg DQO/m3–d, logrando tratar agua residual cruda con
concentraciones elevadas de DQOt del orden de 9 441 mg/L de forma directa,
esto es sin dilución.
REFERENCIAS
APHA. (1992). Standard Methods for Examination of Water and Wastewater. 18th
ed. American Public Health Association/American Water Works
Association/Water Environment Federation, Washington D.C. U.S.A
Bell J., Plumb J.J., Buckley C.A., Stuckey D.C. Treatment and decolorization of
dyes in an anaerobic baffled reactor. Journal Environ Eng Div ASCE 2000;
126:1026-32.
Buitrón G. y Ortiz J. (1997). Biodegradación de compuestos fenólicos por medio de
un biofiltro discontinuo secuencial. Memorias XI Congreso Nacional de la
Federación Mexicana de Ingeniería Sanitaria y Ciencias Ambientales,
Zacatecas, México. 1: 194-20
Huren A., Yi, Q., and Xiasheng, G. (1994). " A way for water pollution control in
dye manufacturing industry". Proc., 49 th Purdue Industrial Waste
Conference, Lewis, Chelsea, Mich.
McMullan G., Meehan C., Conneely A., Kirby N., Robinson T., Nigam P., Banat I.
M., Marchant R. and Smyth W.F. (2001). Microbial decolourisation and
degradation of textile dyes. Applied Microbiology and Biotechnology, 56, 8187.
Melgoza R.M., Chew M., and Buitrón G. (2000). Start-Up a sequential anaerobicaerobic batch reactor for the mineralization of p-nitrophenol. Water Science
and technology, 42 (5-6), 289-292.
Stolz A. Basic and applied aspects in the microbial degradation of azo dyes.
Applied Microbiology Biotechnology, 56, 69-80. 2001.
Quezada M., Linares I. y Buitrón G. (2000). Use of a sequencing batch biofilter for
degradation of azo dyes (acids and basics). Water Science and Technology,
42 (5/6), 329 – 336.
Wuhrmann K., Mechsner K. and Kappeler T. (1980). Investigation on ratedetermining factors in the microbial reduction of azo dyes. European Journal
Applied Microbiology Biotechnology, 9, 325 - 338
10