Tesis Junio 2015 2 Finaaall
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UNIVERSIDAD DE SONORA DIVISIÓN DE INGENIERIA DEPARTAMENTO DE INGENIERÍA QUÍMICA Y METALURGIA TRATAMIENTO AEROBIO DE AGUAS DE LA INDUSTRIA PESQUERA EN UN REACTOR DE FLUJO ASCENDENTE EMPACADO CON ZEOLITA TESIS Que para obtener el título de INGENIERO QUIMICO Presentan: LUIS MARTIN MORENO CUSIVICHAN MARIANA VEGA ROBLES
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tratamiento de aguas residuales de la industria saldinera
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UNIVERSIDAD DE SONORA
DIVISIÓN DE INGENIERIADEPARTAMENTO DE INGENIERÍA QUÍMICA Y METALURGIA
TRATAMIENTO AEROBIO DE AGUAS DE LA INDUSTRIA PESQUERA EN UN REACTOR DE FLUJO ASCENDENTE EMPACADO CON ZEOLITA
TESIS
Que para obtener el título deINGENIERO QUIMICO
Presentan:LUIS MARTIN MORENO CUSIVICHAN
MARIANA VEGA ROBLES
Hermosillo, Sonora Junio 2015
RESUMENLa ausencia de un manejo y control adecuado de las aguas residuales generadas por
la industria pesquera es un problema de antaño, cada vez que dichas aguas son
vertidas sin tratamiento alguno en altamar generan como consecuencia deterioro
ambiental y estético. Con la finalidad de evitar el problema anterior se estudió un
tratamiento secundario (biológico) en un reactor aerobio de flujo ascendente empacado
con zeolita. La caracterización de los efluentes según normas y métodos estándares
permitió conocer las propiedades físicas y químicas de las aguas de cola de la industria
sardinera probando su alto contenido de materia orgánica y nitrogenada, así como el
establecimiento de mecanismos biológicos para la remoción de dichos contaminantes.
Las pruebas en lote se realizaron para conocer las actividades de degradación
específica y nitrificante de los lodos activados con agua de cola a concentraciones de:
1.3, 2.5, 3.7 y 6.5 gDQO/L. Estos estudios demostraron la efectividad de la biomasa
tanto en la producción de nitratos como en la degradación de la materia carbonada, con
una actividad remoción de 2.4 gDQO/gSSV. Los estudios en continuo se llevaron a
cabo en un reactor aerobio de flujo ascendente empacado con zeolita de 1.3L. Los
estudios se llevaron a cabo en tres etapas: En la primera etapa se logró la rápida
colonización del reactor con eficiencias de remoción de la materia orgánica del 98.6 ± 1
%. En la segunda etapa se suspendió la materia orgánica de la alimentación con el fin
de evaluar la capacidad nitrificante del reactor logrando el 53% de conversión del
amonio a nitrato y en la tercera etapa se evaluó el comportamiento del reactor
alimentado a concentraciones crecientes de aguas reales de 2.2 a 5.8 gDQO/L
logrando remover la materia orgánica con una eficiencia de remoción del 97 ±1.96 para
una concentración de 3.7 gDQO/L. Los resultados en este estudio demuestran que
efluentes de la industria pesquera pueden ser tratados en un reactor aerobio de flujo
ascendente empacado con zeolita eliminando compuestos carbonados y nitrogenados
simultáneamente.
ii
CONTENIDO Página
RESUMEN........................................................................................................................ ii
LISTA DE FIGURAS........................................................................................................vi
LISTA DE TABLAS.........................................................................................................vii
GLOSARIO DE TÉRMINOS..........................................................................................viii
AGRADECIMIENTOS......................................................................................................x
I. INTRODUCCIÓN......................................................................................................1
II. Objetivos...................................................................................................................4
II.1 Objetivo general..................................................................................................4
II.2 Objetivos específicos..........................................................................................4
III. Revisión bibliográfica............................................................................................5
III.1 Desechos de la industria pesquera.....................................................................5
III.2 Características de los contaminantes.................................................................6
III.2.1 Materia orgánica de fácil degradación..........................................................6
III.2.2 Grasas..........................................................................................................6
III.2.3 Nitrógeno y Fósforo......................................................................................7
III.3 Metodología de tratamiento de aguas residuales...............................................7
III.3.1 Tratamiento primario.......................................................................................8
III.3.1.1 Cribado.....................................................................................................8
III.3.1.2 Sedimentación..........................................................................................8
III.3.1.3 Flotación...................................................................................................8
III.3.1.4 Neutralización...........................................................................................8
III.3.2 Tratamiento secundario..................................................................................9
III.3.2.1 Tratamiento aerobio.................................................................................9
iii
III.3.2.2 Tratamiento anaerobio...........................................................................11
III.3.3 Tratamiento terciario.....................................................................................12
III.3.3.1 Procesos de oxidación...........................................................................12
III.3.3.2 Procesos de precipitación química.........................................................12
III.3.3.3 Procesos de adsorción con carbón activado..........................................12
III.3.4 Eliminación del nitrógeno de efluentes.........................................................13
III.3.4.1Métodos fisicoquímicos para la eliminación de nitrógeno.......................13
III.3.4.2 Métodos biológicos para la eliminación de nitrógeno ............................13
III.4 Antecedentes de tratamiento de aguas de la industria pesquera.....................15
III.5 Reactor de lecho empacado (PBR)..................................................................16
III.5.1 Soportes de biomasa...........................................................................16
III.5.2 Zeolita........................................................................................................17
IV. Materiales y métodos..........................................................................................19
IV.1 Aguas residuales...........................................................................................19
IV.1.1 Aguas residuales sintéticas.....................................................................19
IV.1.2 Aguas residuales reales..........................................................................19
IV.1.3 Inóculo..........................................................................................................19
IV.2 Estudios en lote...................................................................................................21
IV.3 Estudios en continuo.....................................................................................23
IV.4 Métodos analíticos.........................................................................................26
IV.4.1 DQO de reflujo cerrado.................................................................................26
IV.4.2 DQO de reflujo abierto..................................................................................26
IV.4.3 DBO5.............................................................................................................27
IV.4.4 Sólidos disueltos, porciento de sal y conductividad eléctrica.......................29
IV.4.5 Nitrato......................................................................................................29
iv
IV.4.6 Nitrito.......................................................................................................30
IV.4.7 Sólidos totales, fijos y volátiles................................................................30
IV.4.8 Nitrógeno amoniacal...............................................................................31
IV.4.9 Nitrógeno total Kjeldahal.........................................................................32
IV.4.10 Grasas y aceites.........................................................................................33
V. RESULTADOS........................................................................................................35
V.1 Caracterización de las aguas............................................................................35
V.2 Estudios en lote................................................................................................37
V.3 Estudios en continuo.........................................................................................44
V.3.1 Comportamiento de la degradación de la materia orgánica..........................44
V.3.1.1 Carbono durante el arranque y aclimatación (etapa lodos activados con
agua sintética).....................................................................................................44
V.3.1.2 Carbono durante la nitrificación..............................................................45
V.3.1.3 Carbono durante la biodegradación en continuo de aguas reales (etapa
lodos activados con agua real)............................................................................45
V.3.2 Comportamiento de la materia nitrogenada..................................................48
VI. CONCLUSIONES................................................................................................51
VII. ANEXOS.............................................................................................................53
Anexo A. Curva de calibración para determinar DQO................................................53
Anexo B. Curva de calibración para la técnica de nitrato...........................................54
Anexo C. Curva de calibración para la medición de nitrito.........................................55
VIII. REFERENCIAS...................................................................................................56
v
LISTA DE FIGURAS PáginaFigura 3.1 Proceso anaerobio........................................................................................11
Figura 3.2 Ciclo del nitrógeno. (Madigan, 2005.............................................................14
Figura 3.3 Zeolita natural...............................................................................................18
Figura 4.1 Incubadora utilizada en los estudios en lote.................................................21
Figura 4.2 Configuración del reactor aerobio................................................................24
Figura 4.3 Diseño experimental del reactor:..................................................................25
Figura 4.4 Equipo HACH sension 5..............................................................................29
Figura 4.5 Destilación de una muestra en equipo Microkeldhal.....................................33
Figura 5.1 Consumo de materia orgánica a diferentes concentraciones iniciales.........38
Figura 5.2 Actividad especifica.....................................................................................38
Figura 5.3 Comportamiento del ion Nitrato....................................................................41
Figura 5.4 Comportamiento de los SSV.........................................................................41
Figura 5.5 Ajuste a un modelo de primer orden............................................................42
Figura 5.6 Comportamiento del control en estudio en lote.............................................43
Figura 5.7 Consumo de materia orgánica en las etapas en continuo............................46
Figura 5.8 Velocidades de carga y eficiencia del consumo de la materia orgánica en las
etapas en continuo.........................................................................................................46
Figura 5.9 Comportamiento de los sólidos en las etapas en continuo...........................47
Figura 5.10 Comportamiento del ion Nitrato en las etapas en continuo.........................49
Figura 5.11 Biopelicula de biomasa en la zeolita...........................................................50
Figura 5.12 Zeolita sin Biopelicula.................................................................................50
Figura 7.1 Curva estándar de la demanda química de oxigeno.....................................53
Figura 7.2 Curva estándar de la determinación de nitratos...........................................54
Figura 7.3 Curva estándar de la determinación de nitritos.............................................55
vi
LISTA DE TABLAS PáginaTabla 4.1 Medio Mineral.................................................................................................19
Tabla 4.2 Medio de alimentación para inóculo..............................................................20
Tabla 4.3 Elementos traza.............................................................................................20
Tabla 5.1 Caracterización de agua de cola (muestreo Febrero 2015)...........................35
Tabla 5.2. Velocidades de crecimiento especifica de los lodos de la PTAR los Bagotes
.......................................................................................................................................40
Tabla 7.1 Curva estándar de la demanda química de oxígeno (DQO)..........................53
Tabla 7.2 Curva estándar de nitrato...............................................................................54
Tabla 7.3 Curva estándar de nitrito................................................................................55
vii
GLOSARIO DE TÉRMINOS
ADE Actividad de Degradación Específica
C/N Relación carbono/nitrógeno
DQO Demanda Química de Oxígeno
PBR Reactor de lecho empacado
NH4+ Amonio
NO2- Nitrito
NO3- Nitrato
SF Sólidos Fijos
SSV Sólidos Suspendidos Volátiles
ST Sólidos Totales
TRH Tiempo de Residencia Hidráulica
V Volumen del Reactor
COV Carga Orgánica Volumétrica
RIL Residuo Industrial Líquido
ANE Actividad Nitrificante Específica
PTAR Planta Tratadora De Aguas Residuales
viii
DEDICATORIA
A mi madre Teresa por ser mi motivación y porque gracias a todo su esfuerzo, amor y
paciencia he logrado superarme.
A mis hermanos por siempre estar ahí, los quiero mucho.
A mi familia por ser lo más valioso que Dios me ha dado.
A mi novio Omar por sus palabras y confianza, por su amor y apoyo incondicional.
A mis padres con mucho cariño Fernando y Ana Luisa, quienes han estado conmigo en todo momento, por su paciencia, su amor y sus consejos. Mi agradecimiento más sincero, los quiero mucho.A mis hermanos para que se motiven a salir a delante y seguir estudiando, los quieroA mi novia Alexa, por estar a mi lado todo este tiempo, por compartir mis alegrías e ilusiones, por su amor y apoyarme en todo, dios te bendiga siempre.
ix
AGRADECIMIENTOS
Agradecemos primeramente a Dios por permitirnos llegar hasta este momento de
nuestras vidas, por los triunfos y momentos difíciles y sobre todo por darnos fuerza
para seguir adelante.
A nuestro director de Tesis Dr. Francisco Javier Almendariz Tapia por darnos la
oportunidad de realizar este trabajo, por su tiempo y paciencia para guiarnos y
compartirnos su experiencia.
A nuestras familias por apoyarnos incondicionalmente en todo momento, por su
compañía, consejos, paciencia y sobre todo amor. Gracias por creer en nosotros.
A nuestro comité tutorial, Dra. Onofre Monge Amaya, Dra. Ma. Teresa Certucha
Barragán y Dra. Ramona Guadalupe Martínez Meza, por el tiempo dedicado al revisar y
presentar sugerencias al presente trabajo.
A nuestros grandes amigos, Alexa, Chongo, Gina, Güero, Lulu y Orlando, por estar ahí
en los mejores momentos, los queremos mucho.
A nuestros compañeros de laboratorio especialmente a Maria Camacho por sus
enseñanzas y compañía.
A todos aquellos que de cierta manera nos brindaron su apoyo e hicieron la realización
de este trabajo.
x
I. INTRODUCCIÓNLos problemas ambientales en ecosistemas marinos han sido causados principalmente
por la actividad de la industria pesquera, catalogándose como puntales del desarrollo
económico en la región donde se han asentado (Sonora, principalmente), al generar
fuentes de empleo. Una de las consecuencias de la instalación de plantas industriales,
en particular de las reductoras (producción de harina y aceite de pescado), ha sido la
contaminación de bahías, debido a la descarga de sus desechos (agua de cola, agua
de descarga y desechos del corte principalmente) sobre las aguas marinas.
El entorno de la industria se convierte en un ecosistema particular, por la adición de
residuos, como lo son escamas, sanguaza, agua de cola, combustible, sólidos,
nitrógeno, fósforo y grasas, que generan la formación de sedimentos negruzcos con
olores sulfurosos, lo cual genera alteraciones en el sedimento y en el agua de mar,
causando un desequilibrio en las propiedades físicas, químicas y biológicas. Estas
propiedades, se ven afectadas por cambios en la salinidad, disminución del oxígeno
disuelto, incremento de la demanda bioquímica de oxígeno (DBO), incremento de los
nutrientes, alta carga de sulfuros y amonio en sedimentos e incremento de la
temperatura, lo cual puede llevar a un proceso de eutrofización (proceso de cambio de
un estado trófico a otro de nivel superior por adición de nutrientes), evitando así la
rápida oxigenación del fondo y posterior muerte de organismos vivos (Cabrera, 1999).
El contaminante inorgánico más común identificado en agua es el nitrógeno, por lo que
parte importante llega a los diferentes cuerpos de agua en forma de amonio, nitrato y
nitrito. En el procesamiento de alimentos, especialmente las industrias pesqueras, sus
aguas residuales contienen altas concentraciones de nitrato como resultado de la
digestión de las proteínas.
El nitrógeno amoniacal existe en solución acuosa tanto en forma de ion amonio (NH4+)
como en forma de amoniaco (NH3), dependiendo del pH de la solución. Si el valor de
pH supera a 9.3, predomina el amoniaco, mientras que para valores por debajo de 9,3
existe un predominio de la concentración del ion amonio (Burrell y col., 1998; Hanaki y
col., 1990).
1
El nitrógeno en forma de nitrito es un indicador de contaminación, rara vez su
concentración excede 1 mg/L en agua residual y 0.1 mg/L en agua superficial o
subterránea. A pesar de sus concentraciones tan bajas, los nitritos son de suma
importancia en el estudio de aguas residuales ya que son altamente tóxicos para
muchos peces y otras especies acuáticas en concentraciones por encima de los 2 mg/L
(Holt, 1999). El nitrógeno en forma de nitrato, es la especie química del nitrógeno más
oxidada que se encuentra en las aguas residuales. Cuando un efluente es recuperado
para su inyección en mantos acuíferos la concentración de nitratos es importante, ya
que puede variar desde 2 a 30 mg/L, dependiendo del grado de nitrificación y
desnitrificación del tratamiento.
Existen métodos fisicoquímicos y biológicos para la eliminación de nitrógeno del agua.
Los primeros, en la mayoría de los casos, no resuelven el problema ya que trasladan el
contaminante de un ambiente a otro. Los métodos biológicos como la nitrificación y
desnitrificación han constituido la forma más efectiva y sustentable en el tratamiento de
aguas, sus productos finales son CO2 y N2 (Cervantes, 2000).
Dependiendo de las características del efluente y las regulaciones medio ambientales
se pueden considerar tres tipos de tratamientos en aguas residuales. El tratamiento
primario se lleva a cabo a través de métodos físicos o químicos o una combinación de
ambos, esto involucra una separación del material insoluble y los sólidos suspendidos,
neutralización y estabilización de temperatura. El tratamiento secundario comprende
tratamientos biológicos convencionales como son los aerobios y anaerobios capaces
de remover la materia orgánica, estos procesos son los que se estudiaron en este
trabajo. En cuanto al tratamiento terciario su objetivo fundamental es la eliminación de
contaminantes que no se remueven con los tratamientos biológicos convencionales.
El tratamiento aerobio se caracteriza por la producción de lodos activados (biomasa),
por tener resistencia a los choques de cargas orgánicas o compuestos tóxicos y por la
gran cantidad de energía requerida para la aireación así como también requerimientos
altos de nutrientes para ciertos desechos industriales.
2
La nitrificación es el proceso biológico en el cual se lleva a cabo la oxidación de amonio
(NH4+) o amoniaco (NH3) a nitrato (NO3
-), pasando por nitrito (NO2-) como un producto
secundario. Lo anterior significa que la nitrificación es un proceso que ocurre en dos
etapas (Burell y col., 1998). Particularmente, la nitrificación es un fenómeno que, por lo
general ocurre posterior a la remoción de materia carbonosa, y se ve favorecido
cuando existen concentraciones suficientes de oxígeno disuelto en el agua.
En razón a la problemática anteriormente expuesta, surge la necesidad de investigar un
tratamiento biológico de estos efluentes con un sistema aerobio, con el cual se podrá
tener información que permita demostrar su efectividad en la remoción de los
contaminantes orgánicos y nitrogenados. Con esto se podrá reducir de manera
significativa el impacto ambiental que tendrán estos efluentes al cumplir con las
especificaciones de la NOM-001-ECOL-1996, que establece los límites máximos
permisibles de contaminantes en las descargas de aguas residuales en aguas y bienes
nacionales.
3
II. OBJETIVOS
II.1 Objetivo generalEvaluar el tratamiento de aguas de la industria pesquera en un reactor aerobio de flujo
ascendente empacado con zeolita
II.2 Objetivos específicos
1. Caracterización de los efluentes con el fin de conocer su composición
fisicoquímica.
2. Estudiar la cinética de la biodegradación aerobia de aguas provenientes del
procesamiento de sardinas en sistema en lote.
3. Evaluar el comportamiento del reactor en sistema de lodos activados así como
en condiciones nitrificantes.
4. Evaluar de la remoción de materia carbonada y nitrogenada contenida en aguas
reales en sistema en continuo.
4
III. REVISIÓN BIBLIOGRÁFICA
III.1 Desechos de la industria pesqueraEn la mayoría de las industrias de transformación de productos pesqueros, las aguas
residuales se producen durante las operaciones de procesamiento de sus productos
como es el fileteado, congelado, secado, fermentación y enlatado, estas aguas
contienen una gran cantidad de contaminantes en forma coloidal y de partículas
soluble.
Mediante el proceso de elaboración de harina de pescado, una vez extraído el mayor
porcentaje de sólidos en la prensa, el líquido pasa a centrifugas para extraer los
aceites, los líquidos residuales son conocidos como agua de cola, esta es una de las
aguas con mayor efecto contaminador al igual que el agua de descarga, agua de
tanques de almacenamiento de sangre, entre otros.
Un análisis del problema de los desechos en la industria pesquera debe abordarse
desde tres aspectos diferentes: actividad de la flota pesquera, actividades de descarga
y del proceso industrial (Ahumada y col, 1989).
Las Estadísticas del Agua en México (CONAGUA, 2007), señalan que si la
concentración de materia carbonosa, medida como DQO, en aguas residuales es
mayor a 40 mg DQO/L esta se define como contaminada y a valores de más de 200
mg DQO/L se define como fuertemente contaminada.
5
III.2 Características de los contaminantesLas principales características de las aguas salobres de la industria procesadora de
pescados y mariscos es su alto contenido de materia orgánica, nitrógeno, fósforo, entre
otros, debido a la presencia de desechos, tales como escamas, sangre y cabezas.
Cuando estas sustancias se vierten al ambiente se convierten en contaminantes
ocasionando la eutrofización por lo que estos compuestos tienen que ser removidos o
reducidos antes de que el agua se pueda descargar.
.
III.2.1 Materia orgánica de fácil degradación Los desechos industriales de la industria pesquera están constituidos por materia
orgánica de fácil degradación (excepto aceites y grasas) y, por lo tanto, presentan una
demanda alta de oxígeno.
En las aguas residuales de procesamiento de pescado, la demanda química de
oxigeno del efluente suele ser mayor que la demanda biológica de oxígeno. La DBO
proviene de compuestos carbonosos y compuestos que contienen nitrógeno (proteínas,
péptidos y aminas volátiles), generalmente proviene del agua de sentina y proceso de
matanza. La industria del pescado tiene una concentración de sustancias orgánicas
contaminantes en un rango de 10,000-50,000 mg/L.
En estudios de cinética, no se observa aparición de interferentes durante la oxidación
de la materia orgánica y las curvas obtenidas se asemejan a una reacción de primer
orden.
III.2.2 Grasas y aceitesLas grasas provienen principalmente de aceites insaturados, glicerol y ésteres de
ácidos grasos. Estos son compuestos hidrofóbicos y gran parte de ellos se saponifica,
dando como resultado compuestos de baja solubilidad y de gran adherencia.
Tanto las grasa como los aceites se deben eliminar de las aguas residuales, ya que por
lo general flotan sobra la superficie del agua formando natas las cuales afectan a la
transferencia de oxígeno y de la luz solar. Aproximadamente del 60 % del aceite y la
grasa se origina en el proceso de la matanza. En la producción de harina de pescado
6
dependiendo de la materia prima en elaboración, la composición promedio del agua de
cola es 89-91% agua, 5-8% proteínas, .5-1% grasas y aceites, 1.5-1.8% sales y de 4-
7% sólidos. Se estima que una fábrica que labora aproximadamente 400 toneladas de
pescado por día, producirá al menos 50 m³ de agua de cola (Ahumada y col, 1989).
III.2.3 Nitrógeno y Fósforo El nitrógeno (N), es uno de los principales contaminantes de las aguas residuales. Los
compuestos asociados al N y F al llegar a los cuerpos de agua, en concentraciones
superiores a 5 mg/L de nitrógeno total (NT) (Kantawanichkul y col., 2001), crean
problemas de toxicidad para algunos organismos acuáticos, así como cambios no
deseables en ese tipo de ecosistemas. Un claro ejemplo de esto es la eutrofización de
los lagos y de los embalses naturales y artificiales (Drizo y col, 2000).
Debido al alto contenido de proteínas es probable que se obtengan altos niveles de
nitrógeno (15-20% de peso húmedo) estas proteínas provienen de pescados y marinos
invertebrados. La concentración de amonio varía de 0.7 mg/L a 69.7 mg/L según
reportan algunas plantas de procesamiento de pescado. En el condensado de pescado,
el contenido total de amonio puede ser de 2000 mg N/L (Chowdhury y col., 2010).
III.3 Metodología de tratamiento de aguas residualesLas características de los efluentes a tomar en cuenta para la selección de un método
de tratamiento son las siguientes: tipo y concentración de contaminantes, caudal,
variación de caudal, condiciones climáticas, etc. Se pueden considerar tres tipos de
tratamientos de aguas residuales:
7
III.3.1 Tratamiento primarioEl tratamiento primario, consiste en la eliminación de los residuos sólidos de mayor
tamaño mediante diversos métodos físicos que tienen como finalidad la separación de
materiales sedimentables o flotantes y eliminación de espuma, filtración o
sedimentación (Rodríguez y col., 2011).
III.3.1.1 Cribado
El cribado se emplea para la reducción de sólidos en suspensión de tamaños distintos.
La distancia o abertura de las rejillas dependen del objeto de las mismas. Los
productos recogidos se destruyen por incineración o por procesos de digestión
anaerobia. Las materias sólidas recogidas se clasifican en finos y gruesos.
III.3.1.2 Sedimentación
La sedimentación se utiliza en los tratamientos de aguas residuales para separar
sólidos en suspensión. La eliminación de estos solidos por sedimentación se basa en la
diferencia de peso ente las partículas y el líquido en el que se encuentran.
III.3.1.3 Flotación
La flotación es un proceso para separar sólidos de baja densidad o partículas liquidas
de una fase liquida. La separación se lleva a cabo introduciendo un gas (aire
principalmente) en forma de burbujas en la fase liquida. Los sólidos en suspensión o
las partículas liquidas flotan debido a que las pequeñas burbujas les obligan a elevarse
hacia la superficie.
III.3.1.4 Neutralización
El tratamiento de neutralización se utiliza normalmente en los siguientes casos:
a. Antes de la descarga de aguas residuales en un medio receptor. La vida
acuática es muy sensible a las variaciones de pH fuera de un intervalo cercano
a pH= 7.
8
b. Antes de la descarga de aguas residuales industriales al alcantarillado. Es más
económico neutralizar las corrientes de aguas residuales antes de descargar al
alcantarillado municipal, que intentar neutralizar volúmenes mayores.
c. Antes del tratamiento químico o biológico. Para los tratamientos biológicos el pH
del sistema debe mantenerse en un intervalo de 6.5 y 8.5 para asegurar un
actividad biológica óptima
III.3.2 Tratamiento secundario El tratamiento secundario se refiere a todos los procesos de tratamientos biológicos ya
que está basado en la participación de microorganismos tanto aerobios como
anaerobios capaces de asimilar la materia orgánica (Rodríguez y col., 2011).
III.3.2.1 Tratamiento aerobio
Es un proceso microbiológico cuyas bacterias requieren de oxígeno del aire para su
actuación sobre las partículas orgánicas que componen las aguas residuales. Su gran
ventaja son sus rendimientos energéticos elevados provocando una importante
generación de lodos, debido al alto crecimiento de las bacterias aerobias.
Las alternativas de tratamiento que incluyen estos procesos son:
a. Lagunas aireadas:
Son balsas con profundidades de 1 a 4 m en las que la oxigenación de las aguas
residuales se realiza mediante unidades de aireación bien sean superficiales, turbinas o
difusores para generar oxidación bacteriana. La calidad del efluente de este proceso es
inferior al de lodos activados, cuya diferencia fundamental es que en el primero no hay
recirculación de lodos.
9
b. Lodos activados:
Es un proceso que consiste en la agitación y aireación de una mezcla de las aguas
residuales y un lodo de microorganismos seleccionados que se encargan de la
oxidación y degradación la materia orgánica. Luego se lleva a cabo un recirculación de
parte de los lodos, para mantener una adecuada concentración de microorganismos en
el interior de reactor, además de una purga equivalente a la cantidad crecida de
organismos (Rodríguez y col., 2011).
c. Filtros percoladores:
Denominados filtros biológicos o lechos bacterianos. Es un sistema aerobio de biomasa
inmovilizada que suelen ser lechos fijos conformados por materiales sintéticos o
rellenos con rocas, cerámica o piezas de plástico de alta relación área/volumen. Sobre
la superficie del lecho o filtro se agregan microorganismos que se adhieren a la
superficie de este formando una capa biológica. A medida que las aguas residuales se
percolan por el lecho o medio filtrante, los microorganismos digieren y eliminan los
contaminantes del agua. Generalmente se realiza una recirculación de parte del
efluente limpio, una vez producida la separación (Rodríguez y col., 2011).
d. Discos biológicos rotativos:
En este caso, la biomasa se presenta simultáneamente en la forma de crecimiento
asistido, como los filtros percoladores, y de crecimiento en suspensión, como en las
unidades de lodos activados. Consisten en una serie de placas o discos, soportados en
un eje y parcialmente sumergidos en una balsa que contiene el agua residual. El eje
junto con los discos, gira lentamente. Sobre la superficie de los disco crece la biomasa
bacteriana, que sucesivamente, se “moja” y entra en contacto con el aire,
produciéndose la degradación de la materia orgánica.
10
III.3.2.2 Tratamiento anaerobio
Proceso microbiológico cuyas bacterias no requieren luz ni oxígeno del aire para la
digestión de la materia orgánica obteniéndose como producto dióxido de carbono y
metano. Los procesos anaerobios se dan en tres pasos sucesivos (Figura 3.1):
Figura 3.1 Proceso anaerobio.
1. Hidrólisis:
Transformación de moléculas de gran tamaño en moléculas pequeñas, mediante la
acción de enzimas. Proceso realizado por bacterias acidogénicas (heterótrofas
anaerobias).
2. Fermentación:
Transformación de las moléculas pequeñas en un conjunto de ácidos volátiles (acético,
propiónico y butírico), gases (anhídrido carbónico, hidrógeno y nitrógeno), nuevas
células y otros productos.
3. Metanogénesis:
Conversión de los ácidos volátiles y el hidrógeno en metano y otros productos simples
(agua, amonio).
11
III.3.3 Tratamiento terciario Etapa en la que se pretende eliminar la materia orgánica remanente del tratamiento
secundario, microorganismos patógenos, compuestos inorgánicos oxidables y metales,
así como fosfatos y nitratos residuales con el fin de lograr un agua más pura. Estos
son algunos de los tratamientos terciarios más utilizados (Vásquez y col., 2013):
III.3.3.1 Procesos de oxidación
Son procesos que tratan de eliminar o transformar la materia orgánica y materia
inorgánica oxidable. Existen tratamientos convencionales y avanzados que implican la
generación de radicales hidroxilo en cantidad suficiente para interaccionar con los
compuestos orgánicos del efluente.
III.3.3.2 Procesos de precipitación química
Se basa en la utilización de reacciones químicas para la obtención de productos de
muy baja solubilidad. La especie contaminante a eliminar pasa a formar parte de esa
sustancia insoluble, que precipita y puede ser separada por sedimentación y filtración.
III.3.3.3 Procesos de adsorción con carbón activado
Es un tratamiento avanzado de agua residual doméstica para remoción de fósforo,
sólidos en suspensión y complejos orgánicos disueltos. Consiste en la captación de
sustancias solubles en la superficie de un sólido. Es considerado como un tratamiento
de refino, y por lo tanto al final de los sistemas de tratamientos más usuales,
especialmente con posterioridad a un tratamiento biológico.
12
III.3.4 Eliminación del nitrógeno de efluentes La contaminación de las aguas por nitrógeno es un tema que ha tomado suma
importancia debido a la toxicidad que presenta a los organismos acuáticos (Laws,
1993). El nitrógeno se puede encontrar en numerosos estados de oxidación donde la
interconversión de estos estados es predominantemente biológica. Es por ello que se
han desarrollado e implementado metodologías para el control de los niveles de
nitrógeno (Mulder y col. 1995).
La remoción de nitrógeno puede ser llevada a cabo por métodos fisicoquímicos o
biológicos, siendo este último el más utilizado ya que es efectivo y de bajo costo
(Cervantes y col. 2001; Khin y Annachhatre, 2004; Young-Ho, 2006).
III.3.4.1Métodos fisicoquímicos para la eliminación de nitrógeno
Los principales métodos usados para la eliminación de nitrógeno en aguas residuales
son el arrastre con aire, el rompimiento por cloración y el intercambio selectivo de iones
(Weston, 1984). Sin embargo, su uso es limitado por sus altos costos, además de no
eliminar el contaminante, solo lo trasladan de un lugar a otro.
III.3.4.2 Métodos biológicos para la eliminación de nitrógeno de aguas
residuales
El método biológico más utilizado para la remoción de nitrógeno es la nitrificación-
desnitrificación (Zhang y col. 2007), el cual se realiza mediante dos etapas: una aerobia
en la que el amonio se oxida hasta nitrato (nitrificación) y otra anaerobia donde se lleva
a cabo la reducción del nitrato hasta N2 (desnitrificación) (Kalyuzhnyi y col. 2006). Sin
embargo, en la actualidad muchas investigaciones hacen referencia a diversas
tecnologías biológicas novedosas para eliminar compuestos nitrogenados, los cuales
utilizan las diversas vías del ciclo del nitrógeno (Figura 3.2) para acortarlo, haciendo
los procesos de tratamiento más eficaces y económicos desde el punto de costos de
operación por requerimientos energéticos. Algunas de estas tecnologías son:
La oxidación del nitrógeno en condiciones anaerobias (ANAMMOX), la cual
consiste en la degradación de NH4+ usando al nitrito como aceptor de electrones,
13
presentando una reducción en la demanda de oxígeno y fuente de carbono del
50% y 100% respectivamente (Fux y col. 2002; Dalsgaard y col. 2005).
La desnitrificación-oxidación de amonio (DEAMOX), el cual no requiere de la
producción separada de nitrito, además de combinar reacciones ANAMMOX y
condiciones de desnitrificación autotrófica usando sulfato como donador de
electrones para la generación de nitrito a partir del nitrato (Kalyuzhnyi y col.
2006).
Figura 3.2 Ciclo del nitrógeno. (Madigan, 2005)
La remoción de amonio en reactores simples productores de nitrito (SHARON),
donde se desarrolla la nitrificación autotrófica y la desnitrificación heterotrófica
mediante aireación intermitente, y la remoción autotrófica completa de amonio a
nitrito (CANON), la cual involucra la combinación de reacciones de nitrificación
parcial y ANAMMOX. En el proceso CANON, las bacterias nitrificantes oxidan el
14
amonio a nitrito con el subsecuente consumo de oxígeno, creando así
condiciones anóxicas permitiendo el proceso ANAMMOX (Young-Ho, 2006).
III.4 Antecedentes de tratamiento de aguas de la industria pesqueraSe han realizado diversas investigaciones sobre el tratamiento de aguas residuales de
la industria procesadora de productos marinos, sin embargo estos estudios son aun
limitados, siendo los procesos para la remoción de materia orgánica los más utilizados.
Se cuenta con poca información sobre el tratamiento de efluentes de productos
marinos que permitan la remoción de materia orgánica y nitrogenada. Al respecto Vidal
y col. (1997), en un reactor de filtro anaerobio, trataron aguas residuales generadas por
procesadoras de pescado con una carga de 14.3 gDQO·L -1·d-1 obteniendo una
remoción del sulfato del 80%; sin embargo, no estudiaron la remoción de nitrógeno.
Gharsallah y col. (2002), estudiaron el tratamiento biológico de aguas residuales
generadas por la industria procesadora de productos marinos en un reactor de
biopelícula de cama fija, en donde obtuvieron altas eficiencias de remoción de DQO
(87%) y de carbono orgánico total (COT) (99%) con una velocidad carga orgánica de 1
g·L-1·d-1. Boopathy y col. (2007), con efluentes de la industria procesadora de camarón,
operaron un reactor SBR (reactor en lote secuencial) en modos óxico y anóxico
permitiendo de esta manera nitrificar y desnitrificar el nitrógeno en un tiempo de 3 días
con una reducción de la materia orgánica de 1201 a 32 mg·L -1. Del mismo modo,
Fontenot y col. (2007), con el mismo efluente estudiaron el efecto de la relación C/N en
un reactor SBR y observaron que la mejor relación es 10/1. Mosquera-Corral y col.
(2000), realizaron estudios en un reactor híbrido de flujo ascendente (USBF) en el cual
desarrollaron actividades metanogénicas y desnitrificantes tratando efluentes de un
digestor anaerobio de la industria enlatadora de pescado, obteniendo remociones de
nitrógeno y de DQO cercanas al 100 y 80%, respectivamente. La velocidad de carga
fue de 1-1.25 gDQO·L-1·d-1 y de nitrógeno de 0.1-0.22 gNO3 - ·L-1·d-1. La relación C/N
se varió de 2 a 3, mediante la adición de glucosa para controlar el proceso
desnitrificante.
15
III.5 Reactor de lecho empacado (PBR)Existen diferentes tipos de reactores, los cuales generalmente se clasifican en
reactores tipo batch, semi-continuos y continuos.
El factor clave de un biorreactor es mantener a los microorganismos en la etapa de
crecimiento ambientales (temperatura, pH, aireación y disponibilidad de nutrientes) y
los flujos de entrada y salida por lo que nunca falta alimento y no llegan a la fase de
muerte o endógena.
Los reactores de lecho fijo aerobios se basan en el principio de la inmovilización de
microorganismos en un soporte. Este tipo de reactor ha sido usado con éxito para el
tratamiento de aguas residuales por lo tanto, el tiempo de retención hidráulica se puede
reducir considerablemente.
Se ha demostrado la gran variedad de aplicaciones de los reactores de lecho
empacado en procesos biológicos, gracias a sus ventajas en tiempo de retención,
reutilización del sistema biocatalítico, alta eficiencia, y sus conversiones, fácil operación
y bajos costos (Klesser, 1990). Los trabajos realizados en tratamiento de aguas
residuales (Young y Mc Carty, 1969), remoción de amoniaco por Hug y Mc Carty, 1972,
y más recientemente los estudios presentados por Beg y Hassan, 1985 y 1987, son
algunos de los ejemplos exitosos de su aplicación.
III.5.1 Soportes de biomasa
Uno de los mayores problemas operacionales que se presentan en los tratamientos de
residuos líquidos es la pérdida de biomasa en los sistemas que trabajan con altas
cargas hidráulicas. Para resolver este problema, los reactores se diseñan con soportes
bacteriológicos pudiendo entonces operarse con densidades de carga elevadas y bajos
tiempo de residencia hidráulicos (Fernández y col., 2007; Nikolaeva y col., 2009).
16
Para que la inmovilización de la biomasa se pueda dar, primero debe de formar un
biopelícula sobre un material inerte (Certucha y col., 2010) este material como ya antes
mencionado recibe el nombre de soporte de biomasa.
Algunos de los materiales que son usados como soportes son el carbón activado,
sílice, gel poliacrilamida y poliuretano (incluyendo agar), celulosa, sílice gel, fibras
textiles, glutaraldehido y otros compuestos orgánicos, que también han sido utilizados
en el tratamiento de efluentes (Cañizares, 2000; Reyes y col., 2006).
Existen otros materiales que pueden ser utilizados como soporte, tal es el uso de la
zeolita natural que ha sido conocida por la importancia en las aplicaciones industriales
debido a su alta afinidad por el agua y a que sus cavidades solo permiten el paso de
moléculas de un cierto tamaño, por esto también reciben el nombre de tamiz molecular.
III.5.2 Zeolita
Se eligió la zeolita (Figura 3.3) como material de soporte o empaque por su alta
capacidad de adsorción e intercambio iónico debido a su estructura microporosa en
forma de panel de abeja, que también posibilita la retención de metales pesados
presentes en aguas residuales contaminadas.
Teniendo en cuenta esas propiedades las zeolitas han sido aplicadas en la industria, la
agricultura y en la prevención de la contaminación usándose con fines tales como:
adsorbente, separador e intercambiador, para la remoción de amonio en los
tratamientos de residuales líquidos industriales y la remoción de cesio y estroncio de
residuos radioactivos.
Es conocido que el tratamiento aerobio de residuos líquidos de mediana y alta fortaleza
de material biodegradable posee diversas ventajas (Fernández y col., 2008), entre
éstas: un alto grado de purificación operando con altas cargas orgánicas, bajos
requerimientos de nutrientes produciendo de pequeñas cantidades a exceso de lodos.
17
Se ha encontrado que las zeolitas son un soporte microbiano muy exitoso en procesos
aerobios mesófilos de diferentes sustratos operando en continuo, debido a lo siguiente:
1. Su alta capacidad para inmovilizar microrganismos
2. Su capacidad para mejorar el equilibrio amoníaco/ion amonio
3. La posibilidad de reducir el amoníaco y el ion amonio en solución.
18
Figura 3.3 Zeolita natural.
IV. MATERIALES Y MÉTODOS
IV.1 Aguas residuales
IV.1.1 Aguas residuales sintéticasEl agua residual sintética es una composición de compuestos orgánicos e inorgánicos
basada en aguas residuales, esta es utilizada en estudios de pequeña escala ya que
muchas veces se hace difícil trabajar con aguas residuales industriales.
El agua residual sintética utilizada se describe en la tabla 4.1.
Tabla 4.1 Medio Mineral.
Compuesto Cantidad (g/L)NH 4Cl 0.980
KH 2PO4 1.400
CaCl2H2O 0.066
MgSO4 7H2O 0.379
NaHCO3 3.000
NaCl 1.000
C6H 12O6 3.000
IV.1.2 Aguas residuales realesComo agua real se utilizó agua de cola proveniente de PESCAHARINA, industria
procesadora de harina de pescado localizada en Guaymas, Sonora. La caracterización
del agua se encuentra en la sección de resultados en la Tabla 5.1.
IV.1.3 Inoculo Como fuente de inoculo se utilizaron lodos activados de la Planta Tratadora de Aguas
Residuales (PTAR) “Los Bagotes” de la ciudad de Hermosillo que presentó una
concentración de SSV de 4.55 g/L. Los lodos se mantuvieron en una columna con
aireación y alimentados en forma intermitente con el fin de mantenerlos activados. El
medio de alimentación se describe en la Tabla 4.2 y 4.3.
19
Tabla 4.2 Medio de alimentación para inóculo.
Compuesto Cantidad (g/L)NH 4Cl 0.3209
KH 2PO4 0.1098
CaCl2H2O 0.06646
MgSO4 7H2O 0.3186
NaHCO3 1
Sacarosa 1
Elementos traza 1 mL/L
Tabla 4.3 Elementos traza.
Compuesto Cantidad (g/L)FeCl2 .4H 2O 2
MnCl2 0.5
EDTA 0.5
Na2SeO3 0.1
H 3BO3 0.05
ZnCl2 0.05
(NH ¿¿4)6 Mo7O24 .4H 2O ¿ 0.05
AlCl3 0.05
NiCl36H 2O 0.05
CoCl2 .2H 2O 0.05
CuCl2 .2H 2O 0.05
HCL concentrado 1 mL/L
EDTA= ácido etilenodiaminotetracético
20
IV.2 Estudios en lote Estos estudios se llevaron a cabo en matraces de 500 mL, con un volumen de
operación de 250 mL. A cada uno de los matraces se les agregó el agua de cola a
concentraciones de: 1.3, 2.5, 3.7 y 6.5 gDQO/L. posteriormente fueron inoculados con
25 mL de lodos activados. También se utilizó un matraz como control alimentado con
2gDQO/L de glucosa. Los matraces se taparon con tapones de gasa y algodón, se
colocaron en una incubadora NEW BRUNSWICK SCIENTIFIC modelo CLASSIC C76
(Figura 4.1) a 30°C y se agitaron a 100 rpm durante un periodo de 84 horas.
Se monitoreó el consumo de materia orgánica, sólidos (totales, fijos y volátiles) y la
producción de nitratos cada 12 horas.
Figura 4.1 Incubadora utilizada en los estudios en lote
21
La actividad de degradación específica de la materia orgánica se determinó de acuerdo
a las pendientes observadas.
ADE=−mx
=gDQO removido
gSSV∗d Ecuación 4.1
En donde:
-m= gDQOremovido/d
x= biomasa (gSSV)
La actividad nitrificante específica se determinó empleando la siguiente ecuación.
ANE=mx =g
NO3−¿
gSSV∗d ¿ Ecuación 4.2
En donde:
m= gNO3-/d
x= biomasa (gSSV)
22
IV.3 Estudios en continuoLos estudios en continuo se llevaron a cabo en un reactor de flujo ascendente
empacado con zeolita. El reactor fue una columna de vidrio de 1.3 L con una altura y un
diámetro interno de 30 y 7.4 cm respectivamente (Figura 4.2), empacado con zeolita
con un volumen de 1.1182 L y un peso de 922.63 g, con un tamaño de partícula de 4
mm. Se inoculó con 300 mL de lodos activados. Las condiciones de operación fueron:
un tiempo de residencia hidráulico (TRH) de 1.2 días, un flujo de alimentación de
1548.66 mL/día. La Temperatura de mantuvo a 30°C ± 2 y un pH entre 6.5 y 7. En la
Figura 4.3 se muestra el diseño experimental del reactor.
Los estudios en continuo se dividieron en tres etapas: en la primera etapa (0 a 20 días)
el reactor se operó en un sistema de lodos activados con el fin de aclimatar y colonizar
el reactor; en la segunda etapa (21 al 40 días) se suspendió la materia orgánica de la
alimentación con el fin de evaluar la capacidad nitrificante del reactor; y en la tercera
etapa (41 al 76 días) se evaluó el comportamiento del reactor alimentado a
concentraciones crecientes de aguas reales.
23
Figura 4.2 Configuración del reactor aerobio.
1) Entrada (influente), 2) Columna (empaque), 3) Cabezal y 4) Salida (efluente).
24
Figura 4.3 Diseño experimental del reactor:
1) Tanque de alimentación, 2) bomba de alimentación, 3) bomba de recirculación, 4) y 6) bombas de aireación (oxigeno), 5) tanque de efluente (salida), 7) empaque de zeolita natural y 8) difusor de oxígeno.
25
IV.4 Métodos analíticos
IV.4.1 DQO de reflujo cerradoPara el estudio en lote y continuo se determinó la DQO mediante la técnica de reflujo
cerrado, tomando cada muestra en la entrada y salida del reactor. La técnica se basa
en que el ion dicromato oxida la materia orgánica presente, lo cual resulta en el cambio
de estado del cromo de Cr6+ a Cr3
+. El ion crómico formado absorbe fuertemente a una
longitud de onda de 620 nm. Se tomaron las muestras a la entrada y salida del reactor,
a 2 mL se les adicionó 1 mL de solución digestora de K2Cr2O7 con sulfato de mercurio y
2 mL de ácido sulfúrico con sulfato de plata, posteriormente se homogenizaron en un
agitador tipo vórtex durante 1 minuto y se digirieron en una parrilla de calentamiento a
150 °C durante 2 horas. Se determinó la concentración DQO con un espectrofotómetro
HACH modelo DR/890 visible a 620 nm así como también haciendo el uso de la curva
estándar de glucosa.
IV.4.2 DQO de reflujo abiertoEn la caracterización del agua real se determinó la DQO mediante la técnica de reflujo
abierto. Se colocan en un balón de reflujo de 500 mL, 20 mL de muestra (debido al alto
contenido de DQO de la muestra se utilizó una dilución), 0.4g de HgSO4 y perlas de
vidrio para controlar la ebullición. A continuación se añaden 10mL de K2Cr2O7 y 25mL
de disolución H2SO4/Ag2SO4 y se agita. Se acopla el balón a la columna de destilación,
se abre el flujo de agua refrigerante, se enciende la placa de calentamiento sobre la
que se sitúa el balón de reflujo y se deja destilar durante 2 horas.
Para preparar el titulante de DQO se introduce en un matraz Erlenmeyer de 200mL, 20
g de sulfato ferroso amoniacal, 2mL de ácido sulfúrico concentrado y se afora con agua
destilada.
Una vez transcurridas las 2 horas, se retira la muestra de la columna de destilación, se
deja enfriar, se le añaden 100mL de agua destilada, unas gotas de rojo
portofenantrolina y se titula con la disolución preparada anteriormente.
26
La DQO se obtiene a partir de la siguiente expresión:
DQO=(A−B )∗N∗8000Volumendemuestra
∗Fd Ecuación 4.3
Dónde:
A= mL de titulante gastados para el blanco
B= mL de titulante gastados para la muestra
N= Normalidad del titulante
Fd= factor de dilución de la muestra
IV.4.3 DBO5
Para la caracterización del agua real los estudios se llevaron a cabo en frascos para
DBO5 tipo Wheaton de 300mL de capacidad. Cada dilución se hace por duplicado y se
lleva a cabo un blanco con el agua de dilución por duplicado. Tanto de las diluciones
como del blanco se deben preparar dos partes para medir la diferencia del oxígeno
disuelto al inicio (15minutos) y al final (5 días).
Primero se prepara agua de dilución. Para ello se introduce en un garrafón agua
destilada y se agregan las siguientes soluciones en proporción de 1 mL/L: Cloruro
férrico, cloruro de calcio, sulfato de magnesio y solución amortiguadora de fosfatos. A
continuación se satura con oxígeno el agua de dilución agitando un mínimo de 900
veces y se deja reposar durante 15 minutos.
Se introduce en cada frasco el volumen de muestra seleccionado y se afora con el
agua de dilución. Se tapa el frasco con un tapón esmerilado, se tira el exceso y se agita
para homogeneizar. La primera parte de cada dilución y del blanco se someten a la
determinación de oxígeno disuelto a los 15 minutos (oxígeno disuelto inicial) y la
segunda parte se incuba a 20ºC y se determina el oxígeno disuelto a los 5 días
(oxígeno disuelto final).
27
Para calcular el oxígeno disuelto inicial y final se añaden 2mL de sulfato manganoso,
se tira el exceso y se agita. Se añaden 2mL de azida de sodio (sal que se usa para la
generación del gas nitrógeno obteniéndose un precipitado color café que indica la
presencia de oxígeno disuelto. Se deja reposar cada frasco durante 15 minutos hasta
que sedimente el precipitado, se añaden 2mL de ácido sulfúrico concentrado para fijar
el oxígeno y se agita hasta disolver el precipitado. Se ponen 100 mL de cada frasco en
un Erlenmeyer y se añade 1mL de almidón como indicador obteniéndose un color azul
oscuro. Se titula con una solución estándar de tiosulfato de sodio 0.01N hasta obtener
un color blanco y se registra el volumen utilizado.
La DBO se obtiene a partir de la siguiente expresión:
Volumen real titulado=Volumen titulado(300−6)300
Ecuación 4.4
Factor Constante (F )=N (8 )(1000)
Volumen real titulado Ecuación 4.5
DBO5=(ODF−ODI )−(ODBF−ODBI )(F)(FD)%muestra
Ecuación 4.6
Dónde:
N= normalidad del titulante
ODF= Oxígeno disuelto final
ODI= Oxígeno disuelto inicial
ODBF= Oxígeno disuelto del blanco final
ODBI= Oxígeno disuelto del blanco inicial
FD= factor dilución
28
IV.4.4 Sólidos disueltos, porciento de sal y conductividad eléctricaEn la caracterización del agua real se realizó la determinación de los sólidos disueltos
totales, concentración de sal y conductividad eléctrica se utilizando el equipo HACH
sension 5. (Figura 4.4)
Figura 4.4 Equipo HACH sension 5
IV.4.5 NitratoEl ion nitrato reacciona en medio ácido con ácido sulfanílico para formar una sal de
diazonio, la cual se acopla con el ácido gentísico (C7H6O4) para formar un producto
color ámbar. Su cuantificación se realizó con el kit Nitra-Ver de alto rango Hach, el cual
se basa en el método de la reducción de cadmio, donde el metal cadmio reduce los
nitratos presentes en la muestra a nitritos. El procedimiento utilizado fue el siguiente: a
10 mL de muestra tomada del influente y efluente del reactor, se les adicionó un sobre
de reactivo, posteriormente se mezclaron por 1 minuto y de dejaron en reposo por
espacio de 5 minutos. La concentración de NO3- de las muestras fue determinada
mediante espectrofotometría UV visible a 500 nm y haciendo uso de la curva estándar
de nitrato de sodio. Esta técnica se realizó en los estudios en lote (cada 12 hr) y en
continuo tomando muestra en la entrada y salida del reactor.
29
IV.4.6 NitritoSe determinó con el kit Nitra-Ver de bajo rango Hach. Mediante el método de
diazotización, donde el nitrito en la muestra reacciona con el ácido sulfanílico para
formar una sal de diazonio. Ésta se acopla con el ácido cromotrópico para producir un
complejo color rosa, que es proporcional a la cantidad de nitrito presente. A 10 mL de
muestra de influente, así como al efluente del reactor, se les adicionó un sobre de
reactivo, posteriormente se mezclaron por 1 minuto y de dejaron en reposo por espacio
de 10 minutos. La concentración de nitrito de las muestras fue determinada en un
espectrofotómetro UV visible a 500 nm y haciendo uso de la curva estándar de nitrito
de sodio. Esta técnica se realizó en los estudios en lote (cada 12 hr) y en continuo
tomando muestra en la entrada y salida del reactor.
IV.4.7 Sólidos totales, fijos y volátilesPara el estudio en lote y continuo la medición de los sólidos suspendidos se realizó
siguiendo métodos estándares (1998). Para la determinación de los sólidos
suspendidos totales, la muestra es secada a 110º C durante una hora. Posteriormente,
para cuantificar los sólidos suspendidos fijos, la muestra es calcinada durante una hora
a 550º C. La cantidad de sólidos suspendidos volátiles presentes en la muestra es
obtenida por diferencia entre los sólidos suspendidos totales y los fijos y es
considerada como la biomasa presente en el lodo.
La concentración de sólidos suspendidos totales (gSST·L-1) se calcula de la siguiente
manera:
gSSTL
= A−BV Ecuación 4.7
Dónde:
A = peso del crisol (g)
B = peso del crisol + muestra (g) a 110°C
30
V = volumen de la muestra (L)
Para los sólidos fijos (gSSF·L-1), la fórmula es la siguiente:
gSSFL
=C−AV Ecuación 4.8
Dónde:
C = peso del crisol + muestra (g) a 550°C
Por último, los sólidos suspendidos volátiles (gSSV·L-1) son obtenidos por diferencia:
gSSVL
= gSSTL
− gSSFL Ecuación 4.9
IV.4.8 Nitrógeno amoniacal En la caracterización del agua real se realizó una determinación de nitrógeno
amoniacal mediante el Microkeldhal, la técnica consiste en colocar 12.5 mL de muestra,
3.13 mL de solución amortiguadora de fosfatos en un matraz de 100 mL del microk,
cada muestra se debe realizar por duplicado, también se debe realizar un blanco y
dejar calentar por aproximadamente 30 segundos a un minuto. Una vez que transcurre
el tiempo se pasa a destilar en un vaso de precipitado de 50 mL el cual contendrá de
6.25 a 15 mL de ácido bórico con dos gotas de indicador, se deja destilando hasta el
vire amarillo y se toma tiempo de 5 minutos, después se pasa a titular con ácido
sulfúrico 0.02N hasta el vire rojo. Una vez titulada la muestra se registra el volumen
gastado de ácido sulfúrico, y la concentración del nitrógeno amoniacal se determina
mediante la siguiente fórmula:
Nam=(M−B )∗280
mlm∗fd Ecuación 4.10
31
Dónde:
Nam = Concentración de nitrógeno amoniacal, ppm o mg/L
M = mL gastados de H2SO4en la titulación de la muestra
B = mL gastados en la titulación del blanco
m = mL ocupados de muestra
fd = Factor dilución
IV.4.9 Nitrógeno total KjeldahalPara la caracterización del agua real se determinó del nitrógeno total del mismo modo
se realizó en un matraz de 100 mL del microk, se colocaron 12.5 mL de muestra, 6.25
mL del tractivo de digestión, 3.13 de solución amortiguadora, en este caso también se
utilizó un blanco el cual consta solamente de los reactivos y agua destilada, calentar las
muestras hasta que dejen de salir humos blancos y la muestra clarifique (15 min).
Después se deja enfriar y se agregan 37.5 mL de agua, 0.1 mL de fenolftaleína y 6.25
mL de reactivo NaOH con tiosulfato de sodio. Luego se pasa a destilar en un vaso que
contiene 6.25 mL de ácido bórico, aproximadamente 25 mL de muestra (Figura 4.5), se
le toma tiempo de 5 minutos destilando para luego pasar a titular con ácido sulfúrico
0.02N hasta el vire rojo. Después de titulación de la muestra se registran los mL
gastados de ácido sulfúrico y la concentración de nitrógeno se determina mediante la
siguiente fórmula:
Norg=
(M−B )∗280∗0.02Nacmlm
∗fd Ecuación 4.11
32
Dónde:
Norg = Concentración de nitrógeno orgánico total, ppm o mg/L
M = mL gastados de H2SO4en la titulación de la muestra
B = mL gastados en la titulación del blanco
m = mL ocupados de muestra
Nac = Normalidad del ácido sulfúrico, 0.0205
fd = Factor dilución
Figura 4.5 Destilación de una muestra en equipo Microkeldhal
IV.4.10 Grasas y aceitesEl método utilizado en la caracterización del agua real para la determinación de grasa
se basa en la adsorción de grasas y aceites en tierra de diatomeas, se colocó un
sistema para filtrado en vacío con un matraz kitasato y un embudo buchner en el cual
se le colca un filtro y a este se le agrega tierra diatomeas, después se pasa a filtrar la
muestra de agua de cola y descarga aproximadamente 1 litro o hasta que se saturen
los poros del filtro.
Una vez que se tienen los dos filtros se enrollan de modo que se pueda colocar en el
dedal de celulosa para después ambos colocarse en el sistema de extracción (soxhlet),
el cual consta de dos matraz previamente pesados en seco, luego se le agrega ciclo
hexano como disolvente a cada matraz y se pone a calentar, el ciclo hexano se
evaporara para luego condensar y pasar sobre el dedal el cual contiene la muestra,
después de alcanzar un volumen adecuado el líquido se sifonea y vuelve al matraz,
33
este proceso dura alrededor de 8 horas, cuando termina se saca el matraz y se deja
enfriar para posteriormente pesarse.
La concentración de grasas y aceites se determina de la siguiente manera:
G=(P2−P1 )∗106
V 1 Ecuación 4.12
Dónde:
G= Concentración de Grasa y Aceites, ppm (g/mL)
P1= Peso del matraz (libre de humedad) antes de la extracción, g
P2= Peso el matraz después de la extracción y el secado, g
V1= Volumen de la muestra filtrada, mL
106= Factor de conversión
34
V. RESULTADOS
V.1 Caracterización de las aguasSe realizó una caracterización del agua de cola proveniente de PESCAHARINA, en la
cual se analizaron diversos parámetros como: DQO, DBO5, sólidos suspendidos
totales y volátiles, pH, conductividad eléctrica, porcentaje de sales, sólidos disueltos
totales, grasas, nitrógeno amoniacal y orgánico total. En la Tabla 5.1 se muestran los
resultados de los diversos parámetros analizados. La explicación de las técnicas
analíticas utilizadas se encuentra en el apartado de métodos analíticos descrito
anteriormente.
Tabla 5.1 Caracterización de agua de cola (muestreo Febrero 2015).
Parámetro Concentración(mg/L)
DQO 102,782DBO5 30,859
Conductividad (mS/cm) 17.36SDT 16,230% sal 17.4
Grasas 37,728pH 6
N2 amoniacal 359N2 orgánico 16,172
SSF 17,000SSV 63,000SST 81,000
(Kg/m3) 1013.1
35
En general, los residuos del proceso industrial de la harina de sardina, están
constituidos por materia orgánica de fácil degradación (con excepción de los aceites y
grasas) y, por lo tanto, presentan una alta demanda de oxígeno (Almendariz, 2014), en
este caso la relación DBO/DQO de 0.3 indica que este tipo de aguas se encuentran en
el límite de fácil biodegradación, ya que en una relación menor a 0.3 el residuo puede
contener constituyentes tóxicos o se pueden requerir microorganismos adaptados para
su tratamiento (Crites y Tchobanoglous 2000).
Así mismo se observó un alto contenido de sólidos y sales los cuales tienen una
relación directa con el alto valor de la conductividad eléctrica observada. Al respecto
según Palenzuela Rollon (2002) valores altos de sal tienen implicaciones en la elección
de la tecnología del tratamiento de aguas.
36
V.2 Estudios en loteEn la Figura 5.1 podemos observar el comportamiento de la biodegradabilidad de la
materia orgánica contenida en las aguas de cola a las diferentes concentraciones
probadas durante un periodo de 90 horas. A bajas concentraciones de DQO se observó
una rápida degradación la cual se consumió en su totalidad en un tiempo de 40 horas.
Mientras que mayores concentraciones se requirió de mayor tiempo para degradar la
materia orgánica (50–90 horas). En la concentración de 6.5 gDQO/L la cual representa
el 14 % del residuo industrial contenido en la muestra, no se observó una degradación
evidente (datos no mostrados), lo cual pudo deberse a un fenómeno de inhibición
causado por los componentes del residuo como el contenido de grasa o las sales.
Chowdhury y col., (2010) observó que la alta salinidad de las aguas residuales inhibe
fuertemente el tratamiento biológico aerobio de estas aguas, mostrando efecto negativo
sobre el tratamiento aeróbico si las concentraciones de cloruro son por encima de
5000-8000 mg/L. A pesar de este hecho, un buen rendimiento de sistema de lodos
activados ha sido reportado por Doudoroff (1940) y Pillai y Rajagopalan (1948). Stewart
y col., (1962) reportó una considerable reducción de la DBO5 debido al efecto
combinado de alta salinidad y alta carga orgánica. En otro estudio Kincannon y Gaudy
(1968) observó que, debido al cambio rápido en salinidad se incrementó DQO soluble
por la liberación de material intracelular.
37
0 10 20 30 40 50 60 70 800
1000
2000
3000
40001.3 gDQO/L
2.5 gDQO/L
3.7 gDQO/L
Tiempo (h)
DQO
mg/
L
Figura 5.1 Consumo de materia orgánica a diferentes concentraciones iniciales.
0 0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5 40
0.5
1
1.5
2
2.5
3
Experimental
Monod
Concentración (gDQO/L)
gDQ
O/g
SSV.
d
Figura 5.2 Actividad especifica
38
A partir de los perfiles de consumo de materia orgánica de la Figura 5.1, se
determinaron las actividades de degradación especifica (ADE) las cuales se calcularon
con las pendientes para cada concentración probada empleando la Ecuación 4.1. En la
Figura 5.2 se muestra que al aumentar la concentración de materia orgánica la ADE
aumenta hasta llegar a un máximo en las concentraciones de 2.5 y 3.7 gDQO/L. Para
determinar la constante de saturación Ks y la ADE máxima se empleó el modelo de
Monod (Ecuación 5.1) para lo cual se utilizó la herramienta solver de Excel en el ajuste
de los datos experimentales al modelo. De acuerdo al modelo de Monod se obtuvo una
Ks de 1.04 gDQO/L y una ADEmax de 3.26 gDQO/gSSV.d con un coeficiente de
correlación de 0.998.
ADE= ADEmaxSKs+S
Ecuación 5.1
Dónde:
ADEmax = Es la actividad de degradación específica máxima
ADE= Es la actividad de degradación específica
Ks= Constante de afinidad
S= Sustrato.
Con respecto al comportamiento del ion nitrato durante la cinética, se presentaron dos
etapas (Figura 5.3), en la primera etapa que correspondió de las cero a las 15 horas se
observó que los nitratos presentes en cada una de las muestras se consumieron en un
54, 81 y 60% para las concentraciones de 1.3, 2.5 y 3.7 gDQO/L de RIL
respectivamente y posiblemente fueron asimilados para la producción de biomasa de
acuerdo a la Ecuación 5.2, ya que durante este mismo periodo de tiempo se registró un
aumento en la concentración de SSV (Figura 5.4). Las velocidades de crecimiento
específicas se muestran en la Tabla 5.2
NO3−¿→NH4
+¿→Biomasa¿ ¿ Ecuación 5.2
39
Tabla 5.2. Velocidades de crecimiento especifica de los lodos de la PTAR los Bagotes
Concentración RIL(gDQO/L)
µ (h-1)
1.3 0.005
2.5 0.017
3.7 0.012
Mientras que en la segunda etapa a partir de las 20 horas se observó un fenómeno de
nitrificación de acuerdo a las Ecuaciones 5.3, 5.4 y 5.5, logrando producir
concentraciones de nitrato de 139, 176 y 408 mgNO -3 para las concentraciones de 1.3,
2.5 y 3.7 gDQO/L de RIL respectivamente. Durante esta etapa no se observó
crecimiento de biomasa y permaneció constante durante el resto del experimento
(Figura 5.4).
Reacciones de nitrificación:
NH 4+¿+2O2→NO3
−¿+2H+¿+H2O ¿
¿¿ Ecuación 5.3
Nitrosomonas:
NH 4+¿+1.5O2→NO2
−¿+2H+¿+ H 2O ¿
¿¿ Ecuación 5.4
Nitrobacter:
NO2+0.5O2→NO3−¿¿ Ecuación 5.5
40
0 10 20 30 40 50 60 70 800
50
100
150
200
250
300
350
400
450
1.3 gDQO/L2.5 gDQO/L3.7 gDQO/L
Tiempo (h)
NO
3- (m
g/L)
Figura 5.3 Comportamiento del ion Nitrato
0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 500
0.5
1
1.5
2
2.5
3
1.3 gDQO/L2.5 gDQO/L3.7 gDQO/L
Tiempo (h)
SSV
(g/L
)
Figura 5.4 Comportamiento de los SSV .
41
En base a las tendencias de la producción de nitrato de la Figura 5.3 de la etapa dos,
se determinaron las actividades nitrificantes específicas (gNO3-/gSSV·d) para cada una
de las concentraciones probadas. En la Figura 5.5 se observa que al aumentar la
concentración de los RIL aumenta la actividad nitrificante siguiendo una cinética de
primer orden, el cual está descrito por la siguiente ecuación (Ecuación 5.6):
rA=K(S)n Ecuación 5.6
Dónde:
rA= Es la actividad nitrificante especifica (gNO3-/gSSV·d)
K= Es la constante de reacción (d-1)
S= Es la concentración del sustrato (gDQO/L)
N= Es el orden de reacción (adimensional). Para cinéticas de primer orden, el valor de
n es igual a la unidad.
0 0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5 40
0.1
0.2
0.3
0.4
ANEModelo
Concentracion RIL gDQO /L
ANE
(gN
O3/
gSSV
.d)
Figura 5.5 Ajuste a un modelo de primer orden
42
Con respecto al comportamiento de la degradación de la glucosa utilizada como control
por los lodos activados de la PTAR de los Bagotes se observó la degradación completa
de glucosa en 24 horas con un crecimiento de biomasa de 1.5 gSSV/L y una velocidad
de crecimiento especifica de 0.102 h-1 y un rendimiento de Yx/s de 0.72 gSSV/g de
glucosa. Al igual que en los ensayos con agua real se observó la aparición del ion
Nitrato a partir de las 20 horas, solo que en este caso la concentración fue menor
(0.276 g NO-3/L), posiblemente debido a que el amonio del medio mineral se utilizó para
la producción de biomasa y quedó una cantidad pequeña para la producción de nitrato
(Figura 5.6).
0 10 20 30 40 50 60 700
0.5
1
1.5
2
BiomasaDQONitrato
Tiempo (h)
Conc
entr
ació
n g/
L
Figura 5.6 Comportamiento del control en estudio en lote.
43
V.3 Estudios en continuo
V.3.1 Comportamiento de la degradación de la materia orgánica
V.3.1.1 Carbono durante el arranque y aclimatación (etapa lodos
activados con agua sintética)
En esta etapa (0 al 20 días) el reactor se operó como un proceso de lodos activados
(Figura 5.7); el arranque del reactor se inició con una concentración de 5 gDQO/L (0 al
14 días) utilizando glucosa como fuente de carbono y una concentración de cloruro de
amonio de 0.980 g/L, a fin de permitir la rápida formación de la biopelícula de biomasa
en la zeolita (Figura 5.11). La eficiencia de remoción de la materia orgánica fue del 98.6
± 1 %. Durante este periodo derivado de los cambios en el flujo de alimentación se
observó que la carga orgánica varió de 3.4 a 5.9 gDQO/L·d, lo cual no tuvo un efecto
significativo en la eficiencia de degradación (figura 5.8). Una vez lograda la
colonización del reactor a partir del día 15 el reactor se alimentó con 1.3 gDQO/L de
glucosa por lo que la carga orgánica se disminuyó a 1.5 gDQO/L·d y la eficiencia se
mantuvo en 94 ± 1 %.
Con respecto a los sólidos en la Figura 5.9 se observa que durante la etapa de lodos
activados en los primeros 10 días hay un aumento en el contenido de sólidos en el
efluente con cantidades de 0.58 gSSV/L. Después del día 10 el contenido de sólidos en
el efluente disminuyó a 0.03 gSSV/L y permaneció en esa concentración en las
siguientes dos etapas, lo cual indicó que la biomasa se quedó en forma de biopelícula
sobre la zeolita. Los puntos que se observan fuera del promedio durante la etapa de
lodos activados con agua real, pueden deberse a fallas en la operación del reactor.
Ying y col. (2010) y Chowdhury y col. (2010) mencionan que el proceso de lodos
activados es ampliamente utilizado en el tratamiento de aguas residuales municipales y
pesqueras generándose grandes cantidades de biomasa las cuales son purgadas del
reactor periódicamente. Este proceso permite la eliminación de compuestos orgánicos,
nitrogenados y fosforados, debido a la amplia variedad de microorganismos que
participan.
44
V.3.1.2 Carbono durante la nitrificación
Del día 21 al 41 el reactor se operó bajo condiciones nitrificantes en donde se utilizó
una relación estequiométrica C/N de 1.7 utilizando para este caso el carbono contenido
en el bicarbonato de sodio por lo que en esta etapa no se presentan datos del
comportamiento de la degradación de la materia orgánica.
V.3.1.3 Carbono durante la biodegradación en continuo de aguas reales
(etapa lodos activados con agua real)
Una vez finalizado el periodo de nitrificación, a partir del día 42 y hasta el 76 se
alimentó el reactor con agua de cola a concentraciones graduales de 2.2 a 5.8 gDQO/L
sin ajuste de pH (Figura 5.7).
Del día 42 al 69 el reactor se alimentó a concentraciones de 2.2 y 3.7 gDQO/L logrando
remover la materia orgánica con una eficiencia de remoción del 97 ± 1.96 % a
velocidades de carga de 1.7 a 3 gDQO/L·d (Figura 5.8). Sin embargo al aumentar la
concentración a 5.8 g DQO/L en el día 70 la eficiencia de remoción disminuyó a 69 ± 11
%.
45
0 10 20 30 40 50 60 70 800.0
2.0
4.0
6.0
8.0
DQO IN
DQO EF
Tiempo (d)
gDQ
O/L
NITRIFICACIÓN LODOS ACTIVADOSAgua real
LODOS AC-TIVADOS
Agua sintetica
Figura 5.7 Consumo de materia orgánica en las etapas en continuo
0 10 20 30 40 50 60 70 800.0
2.0
4.0
6.0
8.0
0.0
10.0
20.0
30.0
40.0
50.0
60.0
70.0
80.0
90.0
100.0
COV
Eficiencia
Tiempo (d)
COV
(g/L
.d)
Efici
enci
a (%
)
Figura 5.8 Velocidades de carga y eficiencia del consumo de la materia orgánica en las etapas en continuo
46
0 10 20 30 40 50 60 70 800
0.2
0.4
0.6
0.8
SV
Tiempo (d)
Conc
entr
ació
n (g
/L)
LODOS ACTIVADOSAgua real
LODOS ACTI-VADOS
Agua sintética
NITRIFICACIÓN
Figura 5.9 Comportamiento de los sólidos en las etapas en continuo
47
V.3.2 Comportamiento de la materia nitrogenadaEl la Figura 5.10 se observa el comportamiento de la materia nitrogenada monitoreada
como ion nitrato. Al inicio de la etapa nitrificante en el día 21 la producción de nitratos
comenzó con 1.4 gNO3-/L lo cual representó un 43% de eficiencia de conversión del ion
amonio a nitrato de acuerdo a la Ecuación 5.7 (Sorensen y col., 1993). Durante esta
etapa se observó una producción creciente del ion nitrato logrando una eficiencia de
conversión del amonio del 53% al final de la etapa de nitrificación en el día 40 con una
producción de 1.75 gNO3-/L. Con esta etapa se corrobora la oxidación del amonio a
nitrato la cual puede llevarse a cabo con bacterias tales como nitrosomonas y
nitrobacter (Selvi y col. 2014).
NH+4 + 1.83 O2 + 1.98 HCO-3 → 0.21 C5H7NO2 +1.041 H2O + 0.98NO-3 + 1.88 H2CO3 Ecuación 5.7
Una vez formada la biopelícula (Figura 5.11 y 5.12) y evaluado el comportamiento del
reactor para nitrificar se comenzó la alimentación con aguas reales. Durante esta etapa
se observó que los nitratos fueron consumidos de igual forma a lo observado que en
las primeras horas de los experimentos en lote. Al inicio de esta etapa a partir del día
42 y hasta el 61 se observó un 88 ± 8% de eficiencia de la remoción del nitrato, la cual,
incluso mejoró al aumentar la concentración del efluente real llegando a un 93 ± 4% de
eficiencia (día 63 al 69) y aún a la máxima concentración probada de RIL ésta
permaneció en un 89 ± 2%. En este caso la nitrificación no se observó ya que las
bacterias nitrificantes se inhiben al competir por oxígeno y espacio en el reactor con las
bacterias heterotróficas (Michaud y col., 2006) por lo que posiblemente el nitrato
consumido se utilizó para la formación de la biopelícula de acuerdo a la Ecuación 5.2.
48
0 10 20 30 40 50 60 70 800
0.1
0.2
0.3
0.4
0.5
0.6
0.7
0.8
0.9
1
NO3 EFNO3 IN
Tiempo (d)
NO
3 - (
g/L)
NITRIFICACIÓN LODOS ACTIVADOSAgua real
LODOS ACTI-VADOS
Agua sintetica
Figura 5.10 Comportamiento del ion Nitrato en las etapas en continuo
49
Figura 5.11 Biopelícula de biomasa en la zeolita
Figura 5.12 Zeolita sin Biopelícula
50
VI. CONCLUSIONES
Los resultados en este estudio demuestran que efluentes de la industria pesquera
pueden ser tratados en un reactor aerobio de flujo ascendente empacado con
zeolita eliminando compuestos carbonados y nitrogenados simultáneamente.
Caracterización de efluentes El análisis de los parámetros físico químicos del efluente de la industria pesquera
permitió conocer las características que pueden influir en el tipo de tratamiento
como el contenido de grasas, alta salinidad, relación DQO/DBO5, entre otras.
Estudios en loteLos ensayos en lote de biodegradabilidad permitieron conocer el comportamiento de
la biomasa proveniente de la PTAR “Los Bagotes”, la cual fue capaz de degradar en
su totalidad la materia carbonada en un periodo de 40 horas, mientras que el
comportamiento de la materia nitrogenada presentó dos fases, una de consumo de
nitrato asociada al crecimiento y otra de nitrificación no asociada al crecimiento. Con
esto se comprueba que esta biomasa tiene una gran diversidad de
microorganismos, los cuales participan en los diferentes procesos de los ciclos
biogeoquímicos del Carbono y el Nitrógeno de acuerdo a las condiciones del medio
de cultivo.
Estudios en continuo Es importante conocer el comportamiento del reactor durante el arranque y
aclimatación con aguas residuales sintéticas a diferentes relaciones de materia
carbonada y nitrogenada para la planeación del tratamiento de aguas reales ya que
las aguas de la industria pesquera pueden presentar diferentes concentraciones de
carbono o nitrógeno de acuerdo al proceso o al manejo de las mismas.
En los estudios en continuo la biomasa presentó una buena capacidad para formar
la biopelícula sobre la zeolita ya que la biomasa en el efluente se estabilizó a partir
del día 10 y se logró más del 90% de remoción de la materia orgánica, además de
51
que en ausencia de la materia carbonada se logró nitrificar el amonio en un 53% de
conversión.
El reactor fue capaz de eliminar la materia orgánica con eficiencias superiores al
90% de aguas residuales con el 7% de aguas de cola. Así mismo, el alto contenido
de la materia carbonada medido como DQO provocó que las bacterias nitrificantes
se inhibieran por lo que los nitratos fueran consumidos y formaran biomasa.
En general se logró remover la mayor parte de la materia carbonada y nitrogenada,
sin embargo es necesaria la implementación de postratamientos para su uso o
disposición final.
52
VII. ANEXOS
Anexo A. Curva de calibración para determinar DQO
Tabla 7.1 Curva estándar de la demanda química de oxígeno (DQO).
0 200 400 600 800 1000 1200 1400 16000
0.1
0.2
0.3
0.4
0.5
0.6
0.7
0.8
DQO (mg/L)
Abs 6
20 n
m
Figura 7.1 Curva estándar de la demanda química de oxígeno.
(ABS =0.000478 (DQO)+0.008179; R² = 0.99750).
53
Concentración (mg/l) ABS (620 nm)0 0
250 0.121500 0.261750 0.383
1000 0.471250 0.6151500 0.716
Anexo B. Curva de calibración para la técnica de nitrato
Tabla 7.2 Curva estándar de nitrato.
Concentración (mg/L) Abs (620 nm)0 016 0.12132 0.216
0 4 8 12 16 20 24 28 32 360
0.04
0.08
0.12
0.16
0.2
0.24
concentracion (mg/l)
abs
620
nm
Figura 7.2 Curva estándar de la determinación de nitratos.
(ABS = 0.0068 (NO3-) +0.0043; R² = 0.9952).
Anexo C. Curva de calibración para la medición de nitrito
54
Tabla 7.3 Curva estándar de nitrito.
Concentración mg/l Abs (620 nm)0 0
0.05 0.0950.15 0.2480.25 0.4680.35 0.571
0 0.05 0.1 0.15 0.2 0.25 0.3 0.35 0.40
0.1
0.2
0.3
0.4
0.5
0.6
Concentracion (mg/l)
Abs 6
20 m
n
Figura 7.3 Curva estándar de la determinación de nitritos.
(ABS = 1.679 (NO2-) + 0.0078; R² = 0.9896).
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