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Sánchez Proaño, R. G. y García Gualoto, K. J. 2018. Tratamiento de aguas residuales de cargas industriales con oxidación avanzada en sistemas convencionales. La Granja: Revista de Ciencias de la Vida. Vol. 27(1):103-111.http://doi.org/10.17163/lgr.n27.2018. 08.
1 Introducción
En las regiones rurales de América Latina y el Caribe, la cobertura de sistemas de alcantarillado fue del 64% para el año 2015 (Lentini, 2015), llegándose a tratar el agua residual en un 34% (UNESCO, 2017). La mayoría de estos sistemas de tratamiento son plantas convencionales construidas en las etapas finales de los sistemas de alcantarillado, los cuales se ubican antes de una descarga a cuerpos de agua. Estos sistemas de tratamiento se basan en tecnologías de remoción de baja carga contaminante y bajo costo de construcción y operación. La tecnología más usada es la fosa séptica, construida generalmente de concreto o plástico (Jouravlev, 2004).
Las fosas sépticas se usan como sistemas de tratamiento primario (Metcalf y Eddy, 2003) que remueven aceites, grasas y sólidos suspendidos en un 50% (Méndez et al., 2012), convirtiendo los sólidos suspendidos volátiles a los fijos. La eficiencia en remoción de la demanda bioquímica de oxígeno (DBO5), sólidos suspendidos totales (SST), y coliformes totales van desde menos del 50% hasta el 80% en función de la temperatura (Lucho-Constantino et al., 2015).
El índice de biodegradabilidad es un factor de influencia en la eficiencia de una fosa séptica, que debe ser mayor a 0,4 calculado con el factor DBO5/DQO (Ortiz de Zárate y Aguila Apodaca, 1997), lo cual no se cumple cuando las aguas residuales presentan contaminantes refractarios, que están relacionados con la mezcla de las aguas residuales domésticas y aguas residuales industriales sin tratamiento. Estos contaminantes se incrementan en las aguas residuales de zonas rurales por el aumento en el uso de productos químicos en los hogares, la industria doméstica u otras actividades productivas. Entre los contaminantes refractarios presentes en el agua residual doméstica están pesticidas, medicamentos, compuestos de aseo personal, residuos de industria doméstica, entre otros (Gil et al., 2013); y cuando sus concentraciones son muy altas, se reducen sus índices de biodegradabilidad hasta niveles en los que las eficiencias de las plantas de tratamiento convencionales no llegan a cumplir las normativas de descarga, convirtiéndose en infraestructura inservible (English, 2010).
Es por esto que en la presente investigación se propone el incremento de una etapa de tratamiento avanzado de las aguas residuales al inicio de los sistemas de convencionales con fosa séptica, para aumentar la biodegradabilidad de las aguas y permitir que el tratamiento posterior trate el agua residualcon el índice de biodegradabilidad modificado.
El tratamiento de oxidación avanzada fue descrito inicialmente por Glaze, Kang y Chapin (1987), basándose en la generación de oxidantes fuertes como los radicales OH para la degradación de compuestos solubles no biodegradables presentes en el agua residual. El proceso de oxidación avanzada escogido es el método Fenton, el cual forma radicales OH según la siguiente ecuación (Somich, Muldoon y Kearney,1990; Martiínez-Huitle et al., 2008):
Como se muestra, un reactivo en el proceso Fenton es el peróxido de hidrógeno (H2O2), pero este por sí solo no oxida a ciertos contaminantes refractarios; requiriendo la adición de sales de hierro para la formación de radicales hidroxilo OH. Con la presencia de OH, oxidarán de forma no específica los compuestos orgánicos a altas velocidades (Pawar y Gawande, 2015).
En una reacción Fenton el pH se controla en un rango de 3 a 5 (Pawar y Gawande, 2015), pero al tener agua residual con pH cercanos a 7, se volvería muy costosa la disminución y posterior aumento del pH. Es por esto que se ha optado por la agregación de un reactivo adicional, un quelante para inducir a la formación de un complejo; y de esta manera producir la reacción Fenton a un pH neutro o cercano a este valor (Isch Zambrano, 2016).
Uno de los compuestos más usados para la formación de quelatos es el EDTA, sin embargo, los coloides formados por este reactivo son muy estables, y resultaría compleja su degradación en los sistemas biológicos subsecuentes (Oviedo y Rodríguez, 2003). Es por esto que se usará ácido cítrico el cual es considerado como un agente quelante que puede secuestrar hierro en presencia de amoniaco, además de poseer numerosas aplicaciones por su capacidad para formar complejos solubles (REPAMAR,1998).
Para la presente investigación, como muestra de agua residual se ha elegido una descarga en la quebrada de “Chasinato” en el cantón Ambato, provincia de Tungurahua en Ecuador, cuya ubicación se muestra en la Figura1. Esta descarga de agua posee baja biodegradabilidad debido a que el agua residual doméstica en las cotas superiores se mezclan con lixiviado del relleno sanitario de la ciudad de Ambato, aguas residuales del Parque Industrial de la ciudad, un matadero de animales, entre otros asentamientos domiciliares e industriales.
Una vez que el agua residual del cuerpo de agua del que se tomó la muestra para la presente investigación es vertida hacia la quebrada Chasinato, esta desemboca en el río Cutuchi; que aguas abajo es usada para regar cultivos en las zonas Quillán Playas, Chiquicha, Bellavista, Los Andes, etc., hasta llegar al río Pastaza.
2 Materiales y métodos
2.1 Agua residual
Las muestras de agua residual se obtuvieron en la quebrada Chasinato en marzo del año 2016; para el análisis se tomaron 40 litros de agua residual en dos recipientes plásticos de 20 litros sellados, transportados al laboratorio para ser analizados.
2.2 Protocolos de análisis
Los protocolos de análisis fueron realizados según el Standard Methods (Pawlowski,1994) para los parámetros de Demanda química de oxígeno (DQO), con la técnica de reflujo cerrado y volumetría (Standard Methods 5220C), la Demanda bioquímica de oxígeno (DBO5) con la técnica de incubación en 5 días y uso de oxímetro (Standard Methods 4500), pH y conductividad eléctrica.
2.3 Reacción Fenton
El procedimiento elegido para la descontaminación experimental es la reacción de oxidación avanzada tipo Fenton modificado. La reacción Fenton fue realizada a 20°C y a la presión atmosférica de la ciudad de Quito (546 mm Hg).
Las condiciones óptimas del reactivo Fenton se obtienen a valores ácidos de pH (Méndez et al., 2010). La reducción del pH en los efluentes de agua residual doméstica resulta muy costosa debido a los grandes caudales a tratarse; por lo que, como se señaló antes, se ha elegido una técnica de Fenton modificado mediante el uso de un agente quelante, escogiéndose el ácido cítrico, ya que este puede formar quelatos de Fe3+ más estables que con Fe2+. La actividad de los quelatos del Fe3+ formados con agentes quelantes es baja para disociar el H2O2, formando así complejos menos estables (Seol y I., 2008); los cuales se pueden degradar de mejor forma en la siguiente etapa de la planta de tratamiento de aguas residuales que es el sistema biológico.
La estabilidad de los quelatos es inversamente proporcional al incremento de las constantes de estabilidad (log k), los cuales son de 7,49; 9,4 y 11,85 para los ácidos tartárico, oxálico y cítrico respectivamente (Furia,1973). De esta manera los quelatos fuertes del ácido cítrico-Fe3+ al dar una baja actividad de Fe3+ inhiben a las especies de hierro de volver a reducirse a Fe2+ cortando el ciclo catalítico de la reacción Fenton (Seol y I., 2008). La presencia de nitrógeno en forma de amoniaco por la contribución del agua residual doméstica mejora la capacidad del ácido cítrico de secuestrar hierro y formar complejos solubles (REPAMAR,1998), esto puede ocurrir en las fosas séptica bien construidas en donde se generen procesos anaerobios.
Para el tratamiento experimental se procedió a realizar varias mezclas de H2O2, FeSO4 y ácido crítico (C6H8O7) en las proporciones indicadas en la Tabla1 (Zazouli et al.,2012; Mashal et al.,2012). No se modificó el pH del agua residual, por lo que este parámetro para todas las mezclas realizadas antes de la reacción Fenton fue de 7,21. Como tratamiento inicial a las mezclas Fenton se realizó una decantación del agua residual durante una hora para remover los sólidos suspendidos. Los ensayos se realizaron por duplicado mezclando el agua residual, FeSO4, H2O2 y el C6H8O7 a 100 rpm durante un minuto y posteriormente a 30 rpm durante cuatro minutos en un mezclador para prueba de jarras (Figura 2). Los análisis de DBO5 y DQO se realizaron una hora después de haber parado la mezcla mecánica, ya que este método requiere tiempos de reacción relativamente cortos y utiliza reactivos fáciles de manejar (Bautista et al., 2008).
3 Resultados
Los resultados de los análisis iniciales de calidad de agua se los muestra en la Tabla 2.
Los resultados de cada mezcla se muestran en la Tabla 3. Como se esperaba, los valores de DBO5 y DQO siguen siendo elevados. Sin embargo, los valores de biodegradabilidad de la materia orgánica se incrementaron, siendo el valor óptimo en una mezcla 6 con 20 mg/L de H2O2, 10 mg/L de FeSO4 y 20 mg/L de C6H8O7 a pesar de tener un valor de pH no óptimo para la reacción Fenton clásica. Se debe señalar que en las mezclas 3 y 4 se observaron precipitados de óxidos de hierro, debido posiblemente a una co-precipitación acompañada a una disminución en la remoción de la DQO; por lo que no se realizaron mezclas en mayores proporciones.
4 Discusión
Los resultados obtenidos muestran que la reacción Fenton mejora la relación de biodegradabilidad hasta que se pueda lograr un tratamiento en un sistema convencional; pero, la reacción Fenton modificado por sí misma no alcanza la reducción de la DBO5 y la DQO para estar debajo de la normativa ecuatoriana vigente a la fecha; la cual, para vertidos en cuerpos de agua dulce señala valores máximos de 100mg/L de DBO5 y 200 mg/L para DQO (MAE, 2015). La remoción máxima de DQO se da en la mezcla 2, cuya eficiencia es de 44,4%, la remoción máxima de DBO5 en 12,54% y el aumento óptimo de la biodegradabilidad en la mezcla 6, llegando a un índice de 0,49.
Para todas las demás mezclas existe un incremento de la DBO5 en función de una disminución del DQO, debido a una descomposición y reorganización de las estructuras en las moléculas orgánicas desde compuestos refractarios a compuestos más biodegradables. En este caso particular, el obtener mayores eficiencias en la remoción de la DQO se debe probablemente a que en el agua residual existen compuestos orgánicos no biodegradables preferentes para la reacción Fenton, similar a lo obtenido en estudios realizados con lixiviados maduros (Lopes de Morais y Peralta Zamora, 2005).
El agua residual doméstica con carga industrial puede ingresar a la planta de tratamiento de aguas residuales con una etapa de oxidación de Fenton modificado al inicio del sistema; que con los datos tomados en campo ingresarían con una DQO y DBO5 de 11750 mg/L y 2606 mg/L respectivamente; y al pasar por la etapa de oxidación de Fenton modificado estos datos disminuirían a una DQO y DBO5 de 6536 mg/L y 3007 mg/L respectivamente (Figura 3).
En resumen, los resultados del presente trabajo demuestran la idoneidad del proceso Fenton para mejorar el índice de biodegradabilidad del agua residual doméstica con carga industrial. Los resultados demuestran que las aguas residuales domésticas mezcladas con aguas industriales y de lixiviados presentan relaciones de DBO5/DQO bajas; por lo que el proceso de oxidación avanzada no debe realizarse como tratamiento final a un sistema de tratamiento biológico; sino por el contrario, previo a un tratamiento aerobio o anaerobio (Lopes de Morais y Peralta Zamora, 2005). La ubicación del sistema de tratamiento de oxidación avanzada estará entre el sistema de tratamiento físico y el tratamiento biológico, como lo indica la Figura 4; con esto se evita el gasto de reactivos para la oxidación de materia sólida no suspendida y que es separada en el sistema de tratamiento físico de tamizado y desarenado.
5 Conclusiones
Con los datos presentados se puede concluir que: Las condiciones óptimas para la reacción Fenton fueron FeSO4/H2O2 = 1 y C6H8O7/H2O2 = 2; con la colocación de 10 mg/L de H2O2. Con estas relaciones la carga orgánica del agua residual se redujo en los parámetros de la DQO y la DBO5 en eficiencias del 44,4% y el 12,54% respectivamente.
Asimismo, se encontró que la reacción Fenton modificado oxidó de manera preferencial a la materia orgánica no biodegradable del agua residual; lo cual aumentó el índice DBO5/DQO de 0,22 a 0,46, y por tanto el agua residual se puede tratar en un sistema convencional.
Finalmente, la implementación de un proceso de tratamiento de oxidación avanzada con Fenton modificado puede ubicarse entre el sistema de tratamiento físico y el sistema de tratamiento biológico, permitiendo prolongar la vida útil de los sistemas de depuración convencionales y con esto mantener la inversión pública desembolsada en construirlos.