REMOCIÓN DE COLORANTES SINTÉTICOS

REMOCIÓN DE COLORANTES SINTÉTICOS UTILIZADOS EN LA INDUSTRIA
Informe final
COORDINACIÓN DE TRATAMIENTO Y CALIDAD DEL AGUA
Jefe de proyecto:
Dra. Gabriela E. Moeller Chávez
Participantes:
M. en I. Luciano Sandoval Yoval
Dra. Petia MijaylovaNacheva
Colaboradores:
M. en I. Erika Miranda Mandujano
Ing. Mónica Mejía López
Ing. Ma. de los Angeles Farfán Guerrero
Ing. Alberto Mendoza Esquivel
Ing. Ernesto Bahena Castro
Paseo Cuauhnáhuac 8532, Progreso, Jiutepec, Morelos,62550. México
Tel: (777) 329 36 00 www.imta.gob.mx
ÍNDICE GENERAL
ÍNDICE GENERAL
0
ÍNDICE DE FIGURAS
iii
ÍNDICE DE TABLAS
v
Resumen Ejecutivo
viii
1.- Objetivos:
1
1.1 Objetivo General
1
1.2 Particulares
1
2.- Antecedentes
2
3.- La industria textil en México
5
3.1.-Colorantes utilizados en la industria textil en México
6
3.1.1.- Colorantes naturales
7
3.1.2 Colorantes artificiales
8
3.1.2.1 Colorantes ácidos
8
3.1.2.2.-Colorantes básicos
8
3.1.2.3.- Colorantes directos
9
3.1.2.5.- Colorantes dispersos
10
3.1.2.6.- Colorantes sulfurosos
11
3.2.- Características de las aguas residuales de la industria textil con colorantes
13
3.3.- Regulación de descargas de aguas residuales de la industria textil
14
4.- Colorantes del tipo azo
15
4.1.- Clasificación de los colorantes azo
16
4.2 .- Características de los colorantes azo
17
5.- Tecnologías utilizadas para el tratamiento de aguas residuales de la industria textil con colorantes
18
5.1.- Tratamientos biológicos
19
5.1.1.- Tratamiento biológico convencional
19
5.1.2 Tratamiento biológico no convencional
23
5.1.2.1.- Tratamiento fúngico
23
5.1.2.2. Tratamiento con enzimas del tipo de las peroxidasas
28
5.2 Tratamientos fisicoquímicos: Procesos avanzados de oxidación
33
5.2.1.- Procesos no fotoquímicos
34
5.2.2.- Procesos fotoquímicos
37
5.2.3.- Proceso de oxidación de Fenton
40
6.- Metodología
43
6.1.- Selección y Caracterización de las aguas residuales
43
6.1.1. Aguas residuales de la Empresa Gutterman
43
6.1.2.- Aguas residuales de la Empresa lavadora de mezclillas
44
6.2.- Pruebas de tratabilidad
44
6.2.1.- Tratamiento biológico convencional: Proceso acoplado Anaerobio- Aerobio
44
6.2.1.1.- Sistema experimental
44
6.2.1.2.- Procedimiento experimental
47
6.2.1.3.- Muestreo y análisis físico-químicos
48
6.2.2.- Tratamiento biológico no- convencional
49
6.2.2.1.- Tratamiento fúngico
49
6.2.3.- Tratamiento Fisicoquímico: Oxidación Avanzada (Pruebas de Fenton)
58
7.- Resultados
59
7.1.- Caracterización de las aguas residuales
59
7.1.1. Preparación de aguas residuales sintéticas y colorantes utilizados para las pruebas de tratabilidad fisicoquímicas.
59
7.2.- Pruebas de tratabilidad
61
7.2.1.- Tratamiento biológico convencional: Procesos acoplado anaerobio-aerobio
61
7.2.1.1.-Seguimiento del proceso en el reactor UASB y LA
63
Conclusiones
77
Paseo Cuauhnáhuac 8532, Progreso, Jiutepec, Morelos,62550. México
Tel: (777) 329 36 00 www.imta.gob.mx
7.2.2.- Tratamiento biológico no- convencional
7.2.2.1.- Tratamiento fúngico
7.2.2.2 Tratamiento enzimático
Conclusiones
7.2.3. - Tratamiento Fisicoquímico: Procesos avanzados de oxidación (procesos Fenton)
7.2.3.1 Pruebas con agua residual industrial
7.2.3.2 Análisis de resultados de pruebas de agua residual industrial
7.2.3.3 Diseño de prototipo
Conclusiones
CONCLUSIONES
REFERENCIAS
Paseo Cuauhnáhuac 8532, Progreso, Jiutepec, Morelos,62550. México
Tel: (777) 329 36 00 www.imta.gob.mx
79
79
86
93
105
113
124
129
130
131
132
ÍNDICE DE FIGURAS
Figura 3.1 Estructuras químicas con representación de grupos cromóforos y auxocromóforos
6
Figura 3.2 Composición química del índigo
7
Figura 3.3 Madeja de hilo de seda teñido con índigo natural. Buri Ram, Surín Tailandia. 2010
7
Figura 3.4 Colorantes azóicos
8
Figura 3.5 Colorantes a la tina
10
Figura 3.6 Colorantes sulfurosos
11
Figura 5.1 Pleurotus ostreatus
25
Figura 5.2 Mecanismo de reacción general de las peroxidasas (Welinder, 1992).
31
Figura 5.3. Variedades de soya producida en México
32
Figura 5.4. Mecanismo de oxidaciónUV/peryodato
39
Figura 5.5 Mecanismo de oxidación fotocatálisis heterogénea
40
Figura 6.1 Esquema y dimensiones del reactor UASB.
46
Figura 6.2 Esquema y dimensiones del reactor LA.
47
Figura 6.3 -Biofiltros empacados.
49
Figura 6.4 -Estructura del colorante Negro Terasil SRL ( http://www.lookchem.com/).
50
Figura 6.5 Hilos después del proceso de teñido con el colorante negro terasil.
51
Figura 7.1 Variación de los valores de la DQO
64
Figura 7.2 Remociones de DQO
65
Figura 7.3 Variaciones de las cargas orgánicas volumétricas en los reactores UASB y LA.
65
Figura 7.4 Variación de las concentraciones de SST
68
Figura 7.5 Variación de las concentraciones de SSV
68
Figura 7.6 Remociones de SST y SSV en el reactor UASB
69
Figura 7.7 Remociones de SST y SSV en el reactor LA.
69
Figura 7.8 Variación de las concentraciones de SSTLM y SSVLM en el reactor LA.
70
Figura 7.9 Variación de las concentraciones del N-NH4 en el influente y efluente del reactor UASB
72
Figura 7.10 Variación de las concentraciones del N-NH4 en el influente y efluente del reactor LA.
73
Figura 7.11 Remoción del N-NH4 en los dos reactores UASB y LA.
73
Figura 7.12 Variación de las concentraciones de los nitritos
74
Figura 7.13 Variación de las concentraciones de los nitratos
74
Figura 7.14 Variación de las concentraciones del PT
76
Figura 7.15 Remoción del PT en los dos reactores UASB y LA.
76
Figura 7.16 Comportamiento del color aparente en los efluentes de los reactores 1 y 4 con respecto al influente
79
Figura 7.17 Comportamiento de color aparente en los efluentes de los reactores 2 y 3 con respecto al influente
80
Figura 7.18 Comportamiento del color verdadero en los efluentes de los reactores 1 y 4 con respecto al influente 81
Figura 7.19 Comportamiento del color verdadero en los efluentes de los reactores 2 y 3 con respecto al influente 81
Figura 7.20 Comportamiento de la concentración de color en los efluentes de los reactores 1 y 4 con respecto al
influente
83
Figura 7.21 Comportamiento de la concentración de color en los efluentes de los reactores 2 y 3 con respecto al
influente
83
Figura 7.22 Comportamiento de la demanda química de oxígeno en el reactor con turba sin esterilizar (R1) y el reactor
con turba sin esterilizar inoculado con P.O. (R4)
85
Figura 7.23 Comportamiento de la demanda química de oxígeno en el reactor con turba que pasó por un proceso de
esterilización (R3) y el reactor con turba estéril inoculado con P.O. (R2)
85
Figura 7.24 Decoloración del colorante AND en pruebas en discontinuo a diferentes concentraciones iniciales: ( ) 10
40 mg/L.
86
Figura 7.25 Linealización de los datos experimentales de velocidades de degradación del colorante AND mediante un
modelo de inhibición por substrato
88
Figura 7.26 Comprobación del modelo cinético de inhibición por substrato (
) datos experimentales: (--) modelo
cinético.
89
Paseo Cuauhnáhuac 8532, Progreso, Jiutepec, Morelos,62550. México
Tel: (777) 329 36 00 www.imta.gob.mx
Figura 7.27 decoloración del colorante AND en pruebas a diferentes velocidades de adición de H2O2: ( ) 1.25 µmol/Lmin; ( ) 8 µmol/L-min y diferentes concentraciones de colorante: (a) 40 mg/L; (b) 30 mg/L; (c) 20
mg/L; (d) 10 mg/L
91
Figura 7.28 Comprobación del modelo cinético en función de la concentración del colorante AND y la velocidad de
--) datos simulados por el modelo
cinético
93
Figura 7.29 Muestra de agua residual inicial
113
Figura 7.30 muestra de agua residual final
113
Figura 7. 31 Prueba No 4 Muestra de agua residual.
115
Figura 7. 32 Vista de prueba 3 en jarras
115
Figura 7. 33 Apariencia del agua inicial de prueba No. 7
118
Figura 7. 34 Prueba No. 7 en curso
118
Figura 7. 35 Agua inicial de prueba 10
120
Figura 7.36 Condiciones finales de prueba 10
120
Figura 7. 37 Agua inicial de prueba No.11
121
Figura 7. 38 Agua final de prueba No.11
121
Figura 7. 39 Agua de inicio prueba No.12
122
Figura 7. 40 Agua final de prueba No.12
122
Figura 7. 41 Relación pH vs Conductividad
125
Figura 7. 42 Relación color inicial vs pH
125
Figura 7. 43 Relación color inicial vs conductividad
126
Figura 7. 44 Color Vs dosis empleadas
126
Figura 7. 45 Porcentaje de remoción de color vs color inicial
127
Figura 7.46 Relación DQO inicial vs pH y conductividad
128
Figura 7. 47 Relación DQO inicial vs peróxido de hidrógeno y sulfato ferroso
129
Figura 7. 48 Remoción de DQO
129
Figura 7. 49 Prototipo de prueba
130
Paseo Cuauhnáhuac 8532, Progreso, Jiutepec, Morelos,62550. México
Tel: (777) 329 36 00 www.imta.gob.mx
ÍNDICE DE TABLAS
Tabla 3.1 Clasificación de colorantes de acuerdo a su grupo cromóforo
Tabla 3.2 Clasificación de colorantes de acuerdo a su forma de aplicación
Tabla 3.3 Carga contaminante que aportan los colorantes
11
12
14
Tabla 5.1 Procesos físicos empleados en el tratamiento de efluentes de la industria textil
20
Tabla 5.2 Procesos químicos empleados en el tratamiento de efluentes de la industria textil
21
Tabla 5.3 Procesos biológicos convencionales empleados en el tratamiento de efluentes de la industria textil
22
Tabla 5.4 Algunos procesos no convencionales utilizados para el tratamiento de aguas residuales de la industria textil
(Casos de estudio sobre las tecnologías usadas para la remoción de colorantes por P. ostratus)
27
Tabla 5.5 Enzimas y su principal aplicación en el tratamiento de residuos orgánicos
29
Tabla 5.6 Trabajos realizados con peroxidasas de mayor aplicación.
30
Tabla 5.7 Factores que influyen en la capacidad catalítica de las enzimas.
32
Tabla 5.8 Tecnologías avanzadas de oxidación (TAO)
34
Tabla 5.9. Trabajos realizados utilizando el proceso de Fenton para la oxidación de colorantes
41
Tabla 6.1 Parámetros de operación del reactor UASB.
Tabla 6.2. Características del material de empaque de los biofiltros
Tabla 6.3. Características de los influentes utilizados para la alimentación de los biofiltros
Tabla 6.4. Características de los influentes utilizados.
Tabla 6.5. Parámetros de medición, puntos y frecuencia de muestreo para los biofiltros.
Tabla 6.6. Parámetros analizados y sus técnicas de análisis.
Tabla 6.7. Aditivos utilizados en la preparación de mezclas para teñido de hilos
Tabla 6.8. Parámetros a evaluar en la degradación enzimática de agua artificialmente contaminada y efluente real.
Tabla 6.9. Concentraciones de preparación.
48
50
51
52
54
54
57
57
58
Tabla 7.1. Características del agua residual sintética
60
Tabla 7.2 Aguas residuales de la empresa lavadora de mezclillas.
60
Tabla 7.3. Características de las aguas residuales utilizadas en el estudio.
62
Tabla 7.4 Remoción de color aparente
80
Tabla 7.5 Remoción de color verdadero
82
Tabla 7.6 Remoción de color
84
Tabla 7.7. Remoción de materia orgánica
86
Tabla 7.8. Parámetros cinéticos de la degradación del colorante AND a diferentes concentraciones iniciales
87
Tabla 7.9. Parámetros cinéticos del modelo de inhibición por substrato
88
Tabla 7.10. Velocidades de degradación del colorante AND a diferentes concentraciones de colorante y diferentes
velocidades de adición de H2O2
91
Tabla 7.11. Parámetros cinéticos de la degradación del colorante AND a diferentes velocidades de adición de H2O2.
92
Tabla 7.12. Parámetros del modelo cinético en función de la concentración del colorante AND y la adición de H2O2.
93
Tabla 7.13. Características del agua de la prueba 1ª
105
Tabla 7.14. Características del agua de la prueba 1b
105
Tabla 7.15. Características del agua de la prueba No.2
106
Tabla 7.16. Características finales del agua de la prueba No.2
106
Tabla 7.17. Características del agua de la prueba No. 3
107
Tabla 7.18. Características finales del agua de la prueba No. 3
107
Tabla 7.19. Características del agua de la prueba No.4
108
Tabla 7.20. Características finales del agua de la prueba No. 4
108
Tabla 7.21. Características del agua de la prueba No. 5
109
Tabla 7.22. Características finales del agua de la prueba No.5 (2h de sedimentación)
109
Tabla 7.23. Características finales del agua de la prueba No.5 (4h sedimentación)
110
Paseo Cuauhnáhuac 8532, Progreso, Jiutepec, Morelos,62550. México
Tel: (777) 329 36 00 www.imta.gob.mx
Tabla 7.24. Características finales del agua de la prueba No.5 (5h sedimentación)
Tabla 7.25. Características finales del agua de la prueba No. 5(6h sedimentación)
Tabla 7.26. Características del agua de la prueba No. 6
Tabla 7.27. Características finales del agua de la prueba No. 6 (2h sedimentación)
Tabla 7.28. Características finales del agua de la prueba No. 6(Filtrado)
Tabla 7.29. Características iniciales muestra No.1
Tabla 7.30. Características finales de la muestra 1
Tabla 7.31. Características iniciales muestra No. 2
Tabla 7.32. Características finales de la muestra No.2
Tabla 7.33. Características iniciales muestra 3
Tabla 7.34. Características finales de la muestra No.3
Tabla 7.35. Características iniciales muestra 4
Tabla 7.36. Características finales de la muestra 4
Tabla 7.37. Características iniciales muestra No.5
Tabla 7.38. Características finales de la muestra No.5
Tabla 7.39. Características iniciales muestra No.6
Tabla 7.40. Características finales de la muestra No.6
Tabla 7.41. Características iniciales muestra No.7
Tabla 7.42. Características finales de la muestra No.7
Tabla 7.43. Características iniciales muestra 8
Tabla 7.44. Características finales de la muestra No.8
Tabla 7.45. Características iniciales muestra No.9
Tabla 7.46. Características finales de la muestra No.9
Tabla 7.47. Características iniciales muestra No.10
Tabla 7.48. Características finales de la muestra No.10
Tabla 7.49. Características iniciales muestra No.11
Tabla 7.50. Características finales de la muestra 11
Tabla 7.51. Características iniciales muestra No.12
Tabla 7.52. Características finales de la muestra 12
Tabla 7.53. Características iniciales muestra No.13
Tabla 7.54. Características finales de la muestra No.13
Tabla 7.55. Características iniciales muestra No.14
Tabla 7.56. Características finales de la muestra No.14
Tabla 7.57. Características iniciales muestra No.15
Tabla 7.58. Características finales de la muestra No.15
Tabla 7.59. Calidad de agua en remoción de color
Tabla 7.60. Calidad de agua en remoción de DQO.
Paseo Cuauhnáhuac 8532, Progreso, Jiutepec, Morelos,62550. México
Tel: (777) 329 36 00 www.imta.gob.mx
110
110
111
111
112
113
114
114
114
114
115
115
115
116
116
116
117
117
117
118
118
118
119
119
119
120
120
121
121
122
122
123
123
123
123
124
127
Resumen Ejecutivo
Se evaluaron a nivel laboratorio varios métodos de tratamiento que la literatura refiere como posibles para el tratamiento de
las aguas residuales de la industria textil, con énfasis en la remoción de los colorantes que contienen.
Los métodos convencionales probados fueron el fisicoquímico mediante oxidación avanzada utilizando el método de Fenton
y el biológico acoplado anaerobio
aerobio.
Como métodos no convencionales se iniciaron las investigaciones probando la efectividad de la biofiltración con el medio de
empaque inoculado con hongos conteniendo enzimas del tipo de las peroxidasas.(Biológico fúngico). La matriz o medio de
empaque utilizado fue la turba, que fue inoculada con una cepa del hongo Pleurotus ostreatus. El segundo método no
convencional que abarcó este estudio fue el biológico enzimático utilizando enzimas también del tipo de las peroxidasas. Se
desarrolló un método para la obtención de las peroxidasas provenientes del frijol de soya a partir de un desecho generado
durante la fabricación de la leche de soya.
Las aguas residuales probadas se obtuvieron de diferentes fuentes: lavadoras de mezclilla, fabricación de playeras y
producción de hilos. El efluente que se genera en la producción de textiles que utilizan colorantes son en general aguas con
características de alta carga orgánica, alta variabilidad en sus características, baja biodegradabilidad y altamente coloridas.
Estas características las hace difíciles de tratar.
El proceso biológico convencional (sistema acoplado anaerobio - aerobio.(UASB-Lodos activados))no resultó muy
apropiado por el efecto inhibitorio de las aguas residuales y su alta variabilidad. La carga orgánica aplicada de 5.3 kg
DQO.m-3.d-1 y con un TRH de 11.1 h en el reactor UASB. permitió alcanzar una remoción de 67% después de 46 días de
operación. El agua residual descargada directamente de la tina de teñido en la industria con una DQO promedio de
7,739±3,180 mg/L, casi tres veces mayor que la DQO del efluente general de la industria textil. Esta agua residual es
fuertemente inhibitoria para la biomasa granular del reactor UASB. Operando el reactor con una carga orgánica de 8.3 ±1.8
kg DQO m-3 d-1 y con un TRH de 18.2 h durante más de un mes se obtuvo una remoción promedio de DQO de tan solo
16±5% con tendencia de incremento. Con respecto al tratamiento aerobio utilizado, el reactor de lodos activados usado
como segunda etapa del tratamiento biológico del agua residual de la tina de teñido de la industria textil, operado con una
carga orgánica volumétrica de 6.51±1.27 kgDQO.m-3.d-1y un TRH de 14.0 h, permitió obtener una remoción promedio de
14.9±7.7%. La aclimatación de la biomasa al sustrato presente en el agua residual efluente del UASB es difícil, con
problemas de intoxicación de la biomasa e inhibición de la degradación de la materia orgánica y del crecimiento de la
biomasa, sin embargo, fue posible superar la intoxicación en unos 10 días, pero la remoción aumenta muy lentamente. El
promedio de la remoción global de la DQO (en los dos reactores) durante los últimos 30 días de operación fue de 28.7±7.3%
con una tendencia de incremento. Se necesita seguir el proceso de aclimatación y estabilización del proceso en ambos
reactores.
Referido a los procesos biológicos no convencionales: Es importante el considerar que la extracción de la enzima peroxidasa
se realizó a partir del residuo de la obtención de la leche de soya, ADES (Okara), lo cual se considera como algo no
realizado con anterioridad. Se utilizaron para estos experimentos no el agua residual del efluente general o de la tina, sino
sólo el colorante azul negro directo , AND., esto para tener un mayor control del proceso. La oxidación enzimática del
colorante AND mediante la enzima Peroxidasa constituye un método muy efectivo para su degradación. Las condiciones en
las cuales la oxidación es más rápida y la actividad enzimática se ve menos afectada. Aun cuando la investigación es
Paseo Cuauhnáhuac 8532, Progreso, Jiutepec, Morelos,62550. México
Tel: (777) 329 36 00 www.imta.gob.mx
incipiente y no está concluida, se han obtenido remociones hasta del 50 % del color con la ventaja de que la enzima puede
ser recuperada.
Con respecto al tratamiento mediante biofiltración con turba inoculada con Pleutorus ostreatus (fúngico), se probaron cuatro
variantes de biofiltros para poder evaluar el efecto de la turba, del hongo y de su combinación. Un bifiltro fue sólo empacado
con turba sin esterilizar, otro fue empacado con turba inoculada sin esterilización y dos más con las misma condiciones
descritas sólo que esterilizados. se observa que de los cuatro reactores utilizados en el experimento el que mejor desempeño
tuvo fue el reactor inoculado con el hongo Pleurotus ostreatus y sin esterilizar , mostrando que el procedimiento de
esterilización del material de empaque si tuvo un efecto negativo; además de mostrar hasta el momento que la materia
orgánica fue removida y disminuida por el proceso de adsorción, absorción de la turba y degradación debida a
microorganismos adheridos al mismo material de empaque de los biofiltros.
Para los procesos fisicoquímicos de oxidación avanzada las mejores condiciones fueron:
Mezcla rápida a 200 rpm por 10 min; mezcla lenta a 20 rpm por 50 min, seguida de una sedimentación por 120 min. En
promedio se emplean 470 mg/L de sulfato ferroso y 867 mg/L de peróxido de hidrógeno para obtener un color residual en el
agua tratada de 543 UPtCo
La remoción de color lograda en las diferentes pruebas está en un rango de 63.5 a 99.1%. Así, en promedio se emplean 430
mg/L de sulfato ferroso y 900 mg/L de peróxido de hidrógeno para obtener una DQO residual en el agua tratada de 1160
mg/L en promedio. La remoción de la DQO lograda está en un rango de 48 a 68 %.El obtener una remoción de alrededor
del 60% en DQO indica que el reactivo Fenton rompe las estructuras de los colorantes y las oxida parcialmente. Para
obtener una remoción u oxidación total de los compuestos que generan color.
Es necesario un segundo tratamiento por lo que se probará en la continuación de este estudio el proceso acoplado
fisicoquímico (Fenton) y biológico aerobio.(Lodos activados para permitir que el efluente obtenido mediante este tren
cumpla con las regulaciones vigentes y que su descarga no afecte el sitio donde se descargue o eventualmente pueda ser
reutilizado. Para esta segunda fase del proyecto se diseñó y construyó un prototipo de prueba que se probará con el
tratamiento acoplado FQ-Biológico
Paseo Cuauhnáhuac 8532, Progreso, Jiutepec, Morelos,62550. México
Tel: (777) 329 36 00 www.imta.gob.mx
- Objetivos:
1.1 Objetivo General
Evaluar diferentes métodos de tratamiento utilizados para la remoción de colorantes
utilizados en la industria textil:
Métodos convencionales:
Fisicoquímico (Oxidación avanzada por Fenton)
Biológico (Sistema anaerobio – aerobio)
Métodos no convencionales
Biológico Fúngico-(Biofiltros empacados con turba e inoculados con P. ostreatus)
Biológico enzimático (peroxidasas de soya obtenidas a partir de un residuo industrial)
1.2 Particulares
Seleccionar un efluente industrial representativo.
Determinar las condiciones óptimas de operación de los tratamientos convencionales:
fisicoquímico (Fenton) y biológico acoplado(anaerobio-aerobio)
Determinar la máxima concentración de colorante tratada en los procesos biológicos
convencionales (Fisicoquímico y biológico acoplado).
Evaluar los procesos de tratamiento convencional probados en cuanto a las condiciones de
operación y eficiencia de remoción de color y materia orgánica.
Proponer un tren de tratamiento que sea capaz de reducir el color y la carga orgánica de un
efluente textil real.
Desarrollar un prototipo piloto experimental como alternativa a los sistemas convencionales.
Iniciar estudios con los procesos biológicos no- convencionales.
Paseo Cuauhnáhuac 8532, Progreso, Jiutepec, Morelos,62550. México
Tel: (777) 329 36 00 www.imta.gob.mx
2.- Antecedentes
El agua es un recurso primordial para la actividad industrial, su utilización ha variado a lo largo
del tiempo, disminuyendo su aprovechamiento local o puntual como fuente de energía primaria
(molinos y turbinas), pero continúa siendo imprescindible para el desarrollo industrial usada
como medio de reacción y disolvente o como regulador térmico en calderas y torres de
refrigeración. La industria necesita agua en grandes cantidades, para sus procesos de
producción, enfriamiento, calefacción, lavado, clasificación y traslado de materiales, etc. Las
industrias de alimentos elaborados, bebidas y la mayoría de los sintéticos requieren agua de alta
calidad para sus procesos de producción, pero también usan agua para la eliminación de sus
desechos.
La minería y la extracción de aceites contaminan el agua, pero la refinación y el chapeado de
metales producen ácidos, álcalis y sales que son sumamente dañinos si se vierten en los ríos y
lagos. Las fábricas de papel son industrias que requieren enormes cantidades de agua y sus
desechos contienen fibras y productos químicos. Las plantas elaboradoras de alimentos y carne
descargan desechos vegetales y animales que contaminan el agua. La industria química de
síntesis de colorantes y pigmentos produce aguas coloridas y con compuestos tóxicos tanto
orgánicos como inorgánicos.
El sector industrial, ha tenido un crecimiento acelerado a partir de la década de los cuarentas
con una distribución desigual en el territorio nacional que ha creado polos de concentración
elevada de industrias, con los problemas consecuentes de migración de poblaciones hacia esas
zonas que se han vuelto extremadamente pobladas, acumulándose los contaminantes
ambientales e incrementándose el riesgo de accidentes químicos.
El uso del agua en la industria en México, representa aproximadamente el 5% de la extracción
del agua en el país. El 90% aproximadamente es abastecido por fuentes propias y el resto se
abastece de tomas especiales para uso industrial, que proveen las redes municipales, (CNA
2011).
Del total del consumo industrial, el 50% se utiliza para enfriamiento, el 35% en procesos; el 5%
en calderas y en servicios el 10%. Casi el 80% del consumo de agua de este sector lo realizan
sólo seis ramas industriales, a saber: azucarera, química, petróleo, celulosa y papel, textil y
bebidas. Se estima que el agua de primer uso que realiza el sector industrial podría reducirse de
un 40% a 80% si se extendieran (por ejemplo, en enfriamientos) las prácticas de reúso y se
instalaran implementos ahorradores, (cuando económicamente sea conveniente para la
industria aceptar el cambio).
2
La importancia del control de la contaminación del agua en los últimos años se ha incrementado
debido al deterioro ambiental causado por el crecimiento urbano y la industrialización,
haciendo que cada día cobren mayor importancia los residuos generados en los distintos
procesos industriales. Esto ha creado la necesidad de tratar el agua para disminuir la
concentración de contaminantes arrojados a ella. Para eliminarlos es necesario utilizar métodos
que dependen en gran medida de la calidad de agua residual que se genera en cada procesos y
que requiera tratarse asi como de la calidad del efluente que se desee obtener(Villegas-Rosas
et al., 2003).
El color es uno de los indicadores más obvios de la contaminación del agua, y la descarga de
efluentes con alta concentración de colorantes sintéticos causa gran daño a los cuerpos
receptores de agua (Nawar et al., 1989), por lo cual es necesario un tratamiento antes de ser
vertidos. Los principales colorantes utilizados en el ámbito mundial en la industria textil,
papelera, alimenticia, cosmética y farmacéutica son los de tipo azo de los que existen
aproximadamente 3000 tipos (Bishop y Jiang, 1994).
La industria textil tiene un alto consumo de agua potable y subterránea en sus procesos de
teñido. El volumen y la composición de sus efluentes son unas de las más contaminantes en
todos los sectores industriales (Fitzgerald et al., 2005) y tienen un gran impacto en los cuerpos
receptores que son descargados, ya que contienen gran cantidad de contaminantes tóxicos
(colorantes), agentes orgánicos disueltos, sales inorgánicas, alta temperatura en el agua, pH que
van desde 5 a 10 unidades. (Salas, 2003). Algunos colorantes y subproductos son carcinógenos y
mutágenos, deterioran estéticamente los cuerpos de agua e impactan la flora y la fauna. La
utilización de colorantes textiles cada vez más resistentes provoca la generación de elevados
volúmenes de efluentes fuertemente coloreados, constituidos por moléculas complejas que
deben ser degradadas antes de su vertido.
La producción de la industria de colorantes está relacionada con el crecimiento sobre todo de la
industria textil. La producción de tejidos ha aumentado constantemente en los últimos años y se
ha centrado en la producción de algodón y poliéster. Esto explica que la industria de los
colorantes tienda a concentrar sus esfuerzos en la producción de colorantes para estos dos tipos
de fibras. Actualmente el crecimiento del uso de los colorantes en nuevas tecnologías, como en
las tintas de impresión, está suponiendo un impacto para el sector, puesto que aunque los
volúmenes de producción sean pequeños respecto a los usos tradicionales, el valor es
significativo por los altos precios de los productos. (Guía de Mejores Técnicas Disponibles en
España del Sector de Química Fina Orgánica, 2006).
Los colorantes que se emplean en estos procesos son de diversos tipos y pueden ser clasificados
dependiendo de varios factores, tales como su composición química, clase de aplicación o uso
final. Cada tipo de colorante presenta características físicas, químicas y biológicas diferentes,
3
que les atribuyen propiedades recalcitrantes y efectos tóxicos para el ambiente (Willmont et al.,
1998).
En un centro de teñido, casi el 50% del colorante que originalmente se encontraba en la
solución colorante inicial para el teñido de la fibra se desechó después de la coloración de las
fibras sintéticas. La generación de agua residual en una instalación de teñido normal se calcula
entre 1 y 2 millones de galones al día. Incluyendo el teñido, la limpieza posterior y los procesos
de enjuague, puede afirmarse que se producen entre 12 y 17 galones de agua residual por libra
de producto en el caso del teñido disperso, mientras que la cifra más común para la coloración
reactiva y directa se encuentra en el orden de 15 a 20 galones por libra.
Los colorantes de tipo azo son los más consumidos en este sector. Aproximadamente
corresponden al 70% de los colorantes empleados actualmente para teñir materiales textiles, de
piel, cosméticos y alimentos. Estos colorantes son compuestos químicos caracterizados por la
presencia de uno ó mas grupos azo (-N=N-). Se consideran compuestos xenobióticos
recalcitrantes a los procesos biodegradativos, debido a su alta estabilidad a la luz y al ataque
microbiano (Qayyum Husaui, 2006). Son resistentes a la biodegradación aerobia en procesos
convencionales y bajo condiciones anaerobias se lleva a cabo la reducción del colorante
originando subproductos conocidos como metabolitos (aminas aromáticas), algunas altamente
carcinogénicas que presentan graves problemas de toxicidad ocasionando una severa
contaminación de ríos y agua subterránea (Melgoza y Buitrón 2004; Moeller, 2005).
Se estima que la cantidad de colorante que no se fija a las fibras puede variar entre el 2 y 50%,
dependiendo del tipo que se use, los cuales son descargados en las aguas residuales de las
plantas de tratamiento o directamente al ambiente (Moeller y Garzón 2000).
Existen diferentes métodos físico-químicos y biológicos que pueden ser aplicados para remover
colorantes de las aguas residuales. Cada método tiene sus limitaciones técnicas y económicas.
Se ha reportado en la literatura que el uso de un solo proceso no es eficiente para la
degradación del color y la mineralización de los compuestos que se forman, y el uso de un solo
proceso biológico anaerobio o aerobio no es efectivo para la degradación o remoción del
colorante (Supaka et al., 2004; Buitrón et al., 2003). Procesos tales como el de oxidación
química, ósmosis inversa y adsorción, son altamente eficientes, pero los limitan algunas
desventajas como son su elevado costo, aplicabilidad limitada, alto consumo de energía,
producción de lodos y de subproductos tóxico Deza, 2007).
En la actualidad se están desarrollando diferentes métodos de tratamiento para la remoción de
compuestos recalcitrantes, cuando no pueden ser eliminados por un solo tratamiento físico,
químico ó biológico; esto mediante el uso de sistemas acoplados: Biológicos (sistema anaerobio
– aerobio); Químico-Biológicos (Oxidación avanzada seguida de filtros empacados);Químico4
Enzimáticos (Oxidación por métodos enzimáticos utilizando peroxidasas)y fúngico biológicos
(métodos fúngicos y sistemas aerobios de biofiltración).
Es por esto que se decidió iniciar esta investigación con miras a proponer con base en los
estudios de laboratorio realizados probando las diferentes tecnologías un tren de tratamiento
que sea el más adecuado desde un punto de vista operativo para aplicar en la industria textil
que sea capáz de reducir el color y la carga orgánica utilizando un efluente de proceso textil real
conteniendo colorantes del tipo azo.
3.- La industria textil en México
En el siglo XX, esta industria evolucionó considerablemente. De realizarse como actividad
artesanal pasó a constituirse en una industria tecnificada, desde la etapa de diseño hasta la
comercialización. Durante este proceso de metamorfosis, la tecnología jugó un papel
importante, además el diseño y las tendencias de la moda han sido los principales elementos
que dictan la pauta en la fabricación de prendas de vestir. La industria mexicana del vestido
tiene una gran tradición; su importancia se aprecia principalmente por su contribución al
empleo y a la economía de muchas regiones del país. Con la firma del TLCAN esta industria
incrementó las exportaciones de prendas de vestir al mercado estadounidense y nuestro país se
ubicó en el primer lugar como proveedor de EUA durante 1997-2000.
La producción de una prenda incluye el diseño, el corte, la confección, el armado y el acabado.
Cada uno de estos procesos genera importantes fuentes de empleos, por ello se puede decir
que la industria del vestido representa el 10.3% de la industria manufacturera y, a nivel
nacional, genera el 2.7%. Hasta agosto de 2011, el empleo aumentó a 400,696 personas. (SE,
2012).
Estos procesos productivos tienen un lugar importante en exportaciones de nuestro país, ya sea
de materiales (telas, hilos, etc.), piezas que envían desde otro país para ensamblar en México o,
también, como producto final. En el año 2010 la cadena textil-vestido mexicana ha generado
6,265.5 millones de dólares, equivalentes al 2.6% en exportaciones manufactureras,
principalmente hacia Estados Unidos de Norteamérica y Canadá.
De acuerdo con los datos de los censos económicos de 2010 reportados por INEGI, la industria
textil-vestido contribuye con el 0.7% de la producción del PIB nacional y con el 4% del PIB
manufacturero. Esta industria es muy importante para el mercado nacional. (SE, 2012)
5
3.1.-Colorantes utilizados en la industria textil en México
La más elemental división de los colorantes es la que distingue entre colorantes naturales y
artificiales. Los empleados actualmente en la industria textil son artificiales, en tan alto
porcentaje que muy bien podría decirse que lo son en su totalidad. Sin embargo los colorantes
naturales han sido tan importantes en la historia del vestido y la ornamentación que resulta
imposible ignorarlos; la púrpura, la cochinilla, el índigo, el palo de Campeche, etc.
Aparte de que las características de los colorantes artificiales son superiores a las de los
naturales, éstos, además, resultan ahora mucho más caros de obtener. La lista de colores que
actualmente pueden ser obtenidos en el laboratorio se hace poco menos que infinita. Por otro
lado, la segunda cuestión en razón de importancia en la tintura del textil, la solidez, ha sido tan
perfeccionada que en la vestimenta actual la vida del color es ya comparable a la propia vida del
tejido, de la confección, de la prenda en definitiva. La luz solar sigue siendo enemiga vital del
color; pero el otro gran combatiente, el lavado, ha dejado de serlo, porque los detergentes
actuales ya no atacan el color artificial; las prendas no deslucen con el lavado.
La mayoría de los colorantes textiles utilizados son de origen sintético, es decir, poseen una
solubilidad alta en el agua, además de ser altamente resistentes a la acción de agentes químicos
y poco biodegradables. Se calcula que alrededor del 60% de los colorantes para la industria
textil son colorantes reactivos, es decir, que se caracterizan por crear una unión éter con la
fibra, garantizando un color duradero en el tejido. (QUIMINET, 2012).
Las moléculas de los colorantes están constituidas por dos grupos fundamentales: El grupo
cromóforo, responsable de producir el color y auxocromóforo (Figura 3.1) el cual hace que las
moléculas sean más solubles y den mayor afinidad hacia las fibras. (Gupta y Suhas 2009).
Figura 3.1 Estructuras químicas con representación de grupos cromóforos y auxocromóforos
6
Los colorantes usados en la industria textil son de diversos tipos y pueden ser clasificados
dependiendo de varios factores, tales como su estructura química, clase de aplicación o uso
final. Cada tipo de colorante presenta características físicas, químicas y biológicas diferentes,
que les atribuyen propiedades recalcitrantes y efectos tóxicos para el ambiente.
3.1.1.- Colorantes naturales
El índigo es el colorante natural más utilizado en todos los tiempos, incluso actualmente, debido
a su solidez; resiste bien a la luz, al lavado, a los álcalis y ácidos. Se utiliza en teñido textil como
colorante a la tina. El índigo es el colorante que mayormente se utiliza para el teñido de los
jeans y prendas vaqueras azules. Esta sustancia se extrae de plantas del género indigofera (que
se dan en el Asia Sur oriental, cultivadas y empleado como tal sobre todo en la India, para el
algodón), que lo contienen en forma de glucósido; éste se hidroliza
Figura 3.2 Composición química del índigo
por ácidos o por fermentos en glucosa e indoxilo, se oxida de forma natural por el oxígeno (fig.
3.2) del aire y se transforma en el colorante índigo o añil.
Figura 3.3 Madeja de hilo de seda teñido con índigo natural. Buri Ram, Surín Tailandia. 2010
7
Una vez que se consiguió aislar esta sustancia, su producción química ha hecho que el índigo
como colorante artificial sea más barato y abundante que el natural.
3.1.2 Colorantes artificiales
Son los más importantes en la industria textil. Muchos de ellos proceden de aislar en laboratorio
las sustancias correspondientes a los mismos colorantes en estado natural. A continuación se
enlistan la clasificación de estos.
3.1.2.1 Colorantes ácidos
Son los utilizados para tenir fibras protéicas en medio ácido. Su grupo cromóforo es aniónico.
De ellos, los azóicos son los tintes amarillos, anaranjados, rojos, escarlatas, marinos sólidos,
algunos verdeoscuros, y marrones (mezclas de varios azóicos).
Figura 3.4 Colorantes azóicos
De los colorantes ácidos, los antranoquinónicos son los azules de buena solidez a la luz y a
tratamientos en húmedo. Corren peligro de volver a oxidarse con la humedad ambiental una
vez teñidos. Los trifenilmetánicos son los violetas, azules y verdes de tonos muy brillantes y
moderadamente sólidos a la luz, mejor a los tratamientos húmedos. Estos colorantes tienen su
índice de solubilidad (en agua) y su índice de afinidad en relación inversa. Por otra parte, a
mayor solubilidad, mayor igualación pero menor solidez ante agentes húmedos.
3.1.2.2.-Colorantes básicos
Tiñen las fibras animales (lana, seda) de forma directa; pero de entre las naturales vegetales,
solo el yute tiene afinidad por estos colorantes. Dentro de las fibras artificiales celulósicas
indirectamente, mordentadas con tanino; sólo el rayón nitro-seda tiene afinidad por los
colorantes básicos.
8
En la tintura de estas fibras para controlar el proceso de tintura con colorantes básicos se
utilizan agentes catiónicos-aniónicos adicionales. Estos agentes son sales de bases orgánicas que
fuerzan al grupo cromóforo a unirse al catión, resultando el anión incoloro. Esta reacción
química da como resultando tres grupos de colorantes básicos nuevos:
o Colorantes con carga positiva deslocalizada; derivados del di y trifenilmetano.
o Colorantes con carga catiónica localizada; de tipo antraquinónico o azoico, que
poseen elevada solidez a la luz y buena estabilidad al pH.
o Colorantes con estructura heterocíclica, conteniendo nitrógeno cuaternario;
estos son solubles en alcohol etílico; menos solubles en agua.
3.1.2.3.- Colorantes directos
Se llaman así porque tiñen la fibra sin necesidad de un segundo producto que actúe como
mordiente de ésta. Existen dos familias de colorantes directos:
a) colorantes azoicos
b) colorantes tiazólicos
Los colorantes azóicos son derivados de las aminas del difenilo
en donde N puede ser:
-HN-NHarildiaminas, enlace simple de
bencidínicos
-CH=CH- etilbénicos
-NH-O-S-CONH-NH-CO-NH-
R puede ser:
-H
SO3Na
-Cl
-NO2
-OH
-CH3
-OCH3
-OCH2-CONa
Los colorantes tiazólicos se llaman así porque en su molécula contienen el anillo tiazólico. Estos
colorantes son solamente amarillos, anaranjados y pardos
9
Las características de los colorantes artificiales directos son las siguientes:
 Generalmente son solubles en agua, aunque algunos precisan para ello la
presencia de carbonato sódico.
 Su solubilidad aumenta con el número de grupos sulfónicos y disminuye al
aumentar su peso molecular.
 En frío forman soluciones coloidales.
 Los colorantes directos resisten bien a los ácidos, aunque tienden a
enrojecer.
 En presencia de agentes reductores rompen su molécula hacia derivados
aminados.
3.1.2.4.- Colorantes a la tina
Son colorantes que tienen entre sí diferente constitución química pero todos son insolubles en
agua. Por su reducción en un medio alcalino se transforman en leucoderivados hidrosolubles. El
proceso de reducción se fundamenta en la acción reductora del hidrógeno sobre el grupo
carbonilo, transfiriéndolo al grupo alcohólico.
Figura 3.5 Colorantes a la tina
Una vez realizado el teñido, es fácilmente oxidable por el oxígeno del aire. Estos colorantes dan
teñidos más brillantes que los antraquinónicos, pero menos sólidos ante la luz y el lavado
3.1.2.5.- Colorantes dispersos
Estos colorantes son compuestos orgánicos no iónicos. Se aplican con un dispersante, porque
son insolubles en agua, y se caracterizan fundamentalmente porque tienen un alto grado de
dispersión. Se emplean para la tintura de rayón, acetatos y poliésteres
3.1.2.6.- Colorantes sulfurosos
Se llaman sulfurosos porque en su molécula está presente el azufre, pero no como lo está en los
colorantes directos, tiazólicos, etc., sino que aquí este azufre puede ser oxidado con facilidad.
Por su aspecto, los colorantes sulfurosos son parecidos a los colorantes de tina y a los
10
sustantivos; tiñen las fibras directamente en estado reducido y se combinan con los colorantes
básicos para dar una laca insoluble; la cantidad de colorante absorbido depende de su
porcentaje en la solución, de la concentración de sal en el baño y de la temperatura. Lo mismo
que los colorantes de tina, también son insolubles en agua pero solubles en medio alcalino y en
presencia de sulfuro sódico como agente reductor. Son colorantes muy económicos pero sus
matices son muy pobres.
Figura 3.6 Colorantes sulfurosos
La Tabla 3.1 presenta la clasificación de los colorantes de acuerdo a su grupo cromóforo y la
Tabla 3.2 la clasificación de los colorantes de acuerdo a su forma de aplicación.
Tabla 3.1 Clasificación de colorantes de acuerdo a su grupo cromóforo
Familia
Grupo cromóforo
Descripción
Azoicos
Estos colorantes se caracterizan por tener un grupo
funcional azo, consistente en un enlace doble –N=N–,
unido a átomos de carbono. En cuanto a sus
propiedades de color, aportan un rango de matices
prácticamente completo y alta intensidad de color.
Presentan buenas propiedades técnicas: solidez a la luz,
al calor, al agua y a otros disolventes.
Antraquinonas
Los colorantes a base de antraquinonas y quinonas
aromáticas policíclicas tienen gran importancia ya que
colorantes ácidos con solidez a la luz, mordentes y
dispersos corresponden a esta categoría
11
Familia
Grupo cromóforo
Indólicos
Descripción
El compuesto progenitor del grupo de colorantes
indigoides, es el índigo, es un colorante de uso común
desde tiempos prehistóricos. El índigo natural se
obtiene de una planta, la indigofera. Puede reducirse
por fermentación así como por medio de hidrosulfito
de sodio, una vez reducido puede aplicarse a fibras
celulósicas para después oxidarlo y obtener teñidos
azules de gran brillantez.
Estos colorantes están caracterizados por un grupo
cromóforo altamente estabilizado por resonancia, son
uno de los colorantes más intensos y brillantes que
existen, pero generalmente exhiben poca solidez a la
luz
Trihalometanos
(EPA 1996; O´ Neil et al., 1999; Robinson et al., 2001; Hunger, 2003; Husain 2006; Gupta y Suhas 2009)
Tabla 3.2 Clasificación de colorantes de acuerdo a su forma de aplicación
Clase
Ácidos
Solubilidad
Producto químico
principal
Aplicaciones
% de
fijación
Probables
contaminantes
Solubles en agua
Tipo azo,
antraquinona,
trihalometano
Nylon, lana, seda, acrílicos
modificados, y también en cierta
medida para el papel, cuero,
impresión de chorro de tinta, los
alimentos y cosméticos
80-93
Ácidos orgánicos,
aminas aromáticas
Papel, nylon, poliéster modificado,
seda, lana y el algodón tanino
mordentado
97-98
Ácidos orgánicos,
aminas aromáticas
Poliéster, en cierta medida nylon,
celulosa, acetato de celulosa y fibras
de acrílico
80-92
Sales, surfactantes,
fosfatos, lubricantes,
dispersantes
Algodón, rayón, cuero y en cierta
medida en nylon
70-95
Aminas aromáticas,
sales, surfactantes
Generalmente se utilizan para el
algodón y otros materiales
celulósicos, pero también se utiliza
en menor medida en lana y nylon
60-90
Aminas aromáticas,
sales, surfactantes
Algodón, rayón, tienen un uso
limitado con fibras de poliamida,
seda, cuero, papel y madera
60-70
Básicos
Solubles en agua
Dispersos
No iónicos
insolubles en agua
Directos
Solubles en agua,
aniónicos
Reactivos
Solubles en agua
Sulfurados
Solubles en agua
Mordentes
Tipo azo,
antraquinona,
oxazina,
triarilmetano
Contienen azoicos,
antraquinona, nitro y
grupo
benzodifuranona
Contienen poliazo,
ftalocianinas y
oxazinas
Contienen grupos
cromóforos, como
azo, antraquinona,
triarilmetano,
ftalocianina
No poseen una
estructura
determinada
Aminas aromáticas,
álcalis, agentes
oxidantes y reductores
Aminas aromáticas,
sales orgánicas,
Solubles en agua
Azo y antraquinona
Lana y seda
85-98
halogenados, metales
pesados, color no
fijado
(EPA 1996; O Neil et al., 1999; Robinson et al., 2001; Hunger 2003; Husain 2006; Gupta y Suhas 2009)
12
3.2.- Características de las aguas residuales de la industria textil con
colorantes
El principal problema ambiental derivado del aporte de color a las aguas de los ríos y lagos se
debe a la reducción de la transparencia y la disminución del oxígeno disuelto, debido a que altas
cargas de color dificultan la función fotosintética de las plantas. Adicionalmente algunos
problemas asociados a los efluentes textiles son debidos a la presencia de metales pesados ó
azufre, que producen problemas ambientales debido a su naturaleza tóxica. Se ha comprobado
que algunos colorantes de naturaleza azoica presentan un carácter cancerígeno potencial, y al
menos 3000 colorantes azo comerciales han sido catalogados como cancerígenos (Guaratini y
Zanoni, 2000). Su toxicidad radica en que pueden dar lugar a las aminas aromáticas de las cuales
derivan, debido a procesos de oxidación, hidrólisis ó reducción del enlace azo. Algunas aminas
aromáticas utilizadas en la fabricación de los tintes son carcinógenos reconocidos (Weisburger,
2002), Greenpeace, 2012.
La exigencia actual de la industria textil radica en la búsqueda de colorantes con estabilidad
química y fotolítica, por lo que se diseñan colorantes resistentes a la ruptura debida a la
exposición a la luz, agua, jabones, lo cual hace más complicado se degradación. El alto consumo
de agua generando volúmenes de agua residual que representa un 90-95% del agua utilizada en
el proceso (Blánquez, 2005) y las elevadas pérdidas como consecuencia de la incompleta fijación
de los colorantes a las fibras representando un porcentaje de 200 t/d de estos compuestos al
medio ambiente (Guaratini y Zanoni, 2000; McMullan et al., 2001).
Las operaciones que contribuyen con la mayor descarga de desechos líquidos son el lavado, la
tintura, el estampado y el acabado. Las aguas residuales textiles son irregulares y variables en su
composición ya que dependen de la unidad de proceso y la operación que se efectué. Las
industrias textiles son contaminantes en términos de volumen y complejidad de sus efluentes ya
que cada una de las actividades que realizan genera agua residual de características muy
variables. Además las aguas residuales textiles se caracterizan por tener pH que varía de
acuerdo al proceso, altos valores de DQO, DBO, altos niveles de color, turbiedad, una alta
concentración de sólidos suspendidos y descargas a altas temperaturas. Valores típicos de DQO
y DBO para industrias dedicadas al acabado textil son 1700 mg O2/L y 550 mg O2/L
respectivamente. Las aguas residuales de teñido y de procesos de acabado de la industria textil
con una demanda química de oxígeno que exceda 1600 mg/l y que tenga un color muy oscuro
es considerada agua residual altamente contaminada y fuente significativa de contaminación.
(Aristizábal et. al, 2007).
La carga contaminante del desengomado está dada por sólidos suspendidos y disueltos, grasas y
aceites. Ésta etapa contribuye aproximadamente en un 50% del total de sólidos suspendidos
producidos por la planta. En el mercerizado también se emplea sosa cáustica causando los
mismos efectos sobre la carga contaminante que el desengomado.
13
En la etapa de descrude se emplea hidróxido de sodio o sosa cáustica, que causa una elevada
alcalinidad y color grisáceo en el agua residual (color que es justificado por las impurezas aun
presentes en la tela), por lo general no es posible recuperar este agente químico por los altos
costos que esto conlleva. El blanqueo es realizado con peróxido de hidrógeno que contribuye
poco con la carga contaminante. El aporte a la carga contaminante de los procesos de teñido es
muy significativo y depende del tipo de colorante utilizado en el teñido, por lo general se
presentan bajas cantidades de sólidos suspendidos y valores elevados de DQO y DBO. En la
Tabla 2.1 se presentan valores típicos de la carga contaminante causada por diferentes
colorantes.
Tabla 3.3 Carga contaminante que aportan los colorantes
Colorante
Reactivos
Directos
Sulfurosos
Tinas
Litros de agua por Kg de tela
74-210
14-53
24-212
8-160
DQO (ppm)
150-400
440-1200
4200-14100
250-3000
Rodriguez, Oscar y Roldan, Jhon Jairo. Alternativas para eltratamiento de aguas residuales en tintorerías textiles: Caso PANTEX
S.A.Medellín, 1997
El estampado presenta elevada DQO y DBO, alto contenido de sólidos y los valores de pH se
encuentran entre neutro y alcalino. En general las aguas residuales del proceso de teñido
contiene fibras textiles, tintes reactivos hidrolizados que no se fijan en las fibras y que
representan entre un 20% y 30% del tinte aplicado, estos residuos de tintes son los
responsables de la coloración del agua y no pueden ser reciclados. Además contienen tintes
auxiliares, sustancias orgánicas que tampoco son reciclables y que son los responsables del alto
nivel de DBO y DQO de los efluentes, también contienen electrolitos principalmente carbonato
de sodio y cloruro de sodio. Este tipo de efluentes alcanza pH entre 10 y 11 y temperaturas
entre 50 y 70ºC. Los procesos de teñido son de los que aportan mayor carga contaminante de
los procesos textiles debido a que causan coloración de las aguas y a los colorantes que
contienen sustancias tóxicas y cancerígenas. (Azzi, 2006)
Tal coloración tiene un impacto negativo sobre la fuente de agua receptora, porque interfiere
con la transmisión de luz a través del agua impidiendo la fotosíntesis de las plantas acuáticas
(Lemley, 1994; Mejia, 2003). Estas aguas cambian de color con frecuencia ya que los tintes
varían según los requerimientos del consumidor.
3.3.- Regulación de descargas de aguas residuales de la industria textil
En México la escasa cobertura de infraestructura de los sistemas de tratamiento presentan
deficiencias en la remoción de contaminantes por la mezcla de sustancias toxicas aportadas por
las industrias que limitan los procesos de remoción, y aunado a lo anterior los estándares de
14
calidad del agua impuestos a través de la NOM-001-SEMARNAT-1996 provoca que las descargas
de diferentes giros industriales en la mayoría de los casos cumplan con los parámetros y los
contaminantes específicos de cada giro no sean tomados en cuenta provocando que la
incorporación de sustancias tóxicas deteriore el ambiente acuático y cause la perdida de flora y
fauna, así como los límites de uso del cuerpo receptor (Saldaña et al., 2001).
Países como EUA y Canadá cuentan con legislación ambiental segura, algunos países de Europa
como Francia, Austria e Italia tienen valores límites para las descargas de efluentes coloreados.
Sin embargo, debido a que estos países utilizan unidades diferentes para su estimación, hace
imposible una comparación. En Francia, las unidades que utilizan para realizar su determinación
son mg/L Pt-Co (Hessel, 2007).
4.- Colorantes del tipo azo
El color es parte de la percepción visual que depende de un estímulo luminosos y del
observador. Para que una sustancia sea considerada colorante, además de poseer color debe
poder transferirlo al medio al cual se aplica. Debido a la facilidad de su síntesis y a su
versatilidad son los más importantes, perteneciendo a este grupo casi la mitad de los colorantes
sintéticos. Están caracterizados por la presencia de uno o más grupos “azo” en su molécula. La
estructura química de este tipo de colorantes, se caracteriza por la presencia del grupo azo –
N=N- como un ente cromóforo, asociados a grupos auxócromos de tipo amino o hidroxilo.
En principio, cualquier amina aromática primaria es capaz de generar azo-compuestos por un
proceso llamado de acoplamiento. Esta reacción similar a otras sustituciones electrofílicas
aromáticas requiere de una especie positiva (un átomo de nitrógeno de la sal de diazonio) y un
sustrato o acoplamiento, receptor de la especie positiva que debe estar activado por un grupo
donador de electrones (que incrementa su densidad electrónica) y además poseer hidrógenos
fácilmente sustituibles. El proceso consta de dos pasos fundamentales:
 Formación de la sal de diazonio por diazotación de la amina primaria:
 Acoplamiento de la sal de diazonio con el sustrato acoplante
Cualquier sustituyente sobre el radical R que incremente la carga negativa (densidad
electrónica) también favorecerá esta reacción. Entre los grupos atractores de electrones se
encuentran: -COOR, -CO, -COOH, -CN, -NO2, -SO3H y entre los donadores: -NH2, -OH, -CH3, etc.
El acoplamiento RH es generalmente un compuesto aromático, por ejemplo naftoles,
naftilaminas, dimetilanilina, pero también se puede acoplar sales de diazonio con sistemas
heterocíclicos conjugados como índoles, pirroles, pirazolonas o quinolonas.
15
Otra manera general de sintetizar colorantes azo es mediante el acoplamiento oxidativo de
hidrazonas heterocíclicas utilizando con preferencia agua oxigenada en presencia de sales
ferrosas, ferricianuro de potasio, persulfato de amonio, tetra-acetato de plomo, etc. Para
homogenizar el medio se utilizan con solventes como alcoholes de bajo peso molecular, glicoles,
dimetilformamida y otros.
Debido a la complejidad de los nombres químicos, los colorantes azo son raramente referidos
únicamente a la nomenclatura de la IUPAC o CAS. La literatura técnica ha adoptado ambas
clasificaciones, por la constitución química y por el color. Todo colorante azo comercialmente es
identificado por el sistema de índice de color (Colour Index). A cada colorante se le da un
nombre genérico, por ejemplo:marrón directo, que brevemente da información sobre la
aplicación y color. Además del nombre genérico, cinco dígitos se le destinan ambiguamente
para identificar la estructura química del colorante. En el sistema de “Ïndice de Color”, los
colorantes azo se proveen con los números desde 11,000 a 39,999 que corresponden a la clase
química siguiente: Mono azo (11,000 – 19,999), Diazo (20,000 – 29,999), Triazo (30,000 –
34,999), Poliazo (35,000 – 36,999), Azoico (37,000-39,99) (Ollegard H. et al., 1998).
4.1.- Clasificación de los colorantes azo
Los colorantes azo pueden subdividirse en dos grupos: los iónicos y no iónicos. Aunque el
máximo de absorción está en el rango de luz UV-visible, las presiones de vapor disponibles son
muy bajas, en el rango de 10-20 a 10-8 mmHg. La hidrólisis es, a excepción de colorantes
reactivos, muy baja. Sin embargo, los dos grupos exponen diferencias importantes. En general,
los colorantes azo iónicos son casi completamente o parcialmente disociados en solución
acuosa. Los colorantes azo no iónicos, por otra parte, son únicos por su baja solubilidad (<100
mg/L). El coeficiente de partición, Kow, estimado para los colorantes iónicos son generalmente
muy bajo, p. ej. 10-5 para el Naranja ácido 10*, y 100 para el Negro Directo 38*. Sin embargo, los
no iónicos tienen coeficientes de partición muy altos (Kow), p. ejemplo, 3630 para el azul
disperso 79*, y 11220 para el Amarillo Solvente 2.
Las aminas aromáticas (metabolitos), que están entre las impurezas de los colorantes azo y los
subproductos generados en la degradación de los colorantes, generalmente tienen propiedades
físico químicas que varían dentro de los siguientes cuatro grupos: anilina, toluidina, benzidina y
naftaleno. La solubilidad de los metabolitos varía en forma similar desde casi insoluble a muy
soluble. Los máximos de absorción están generalmente en el rango de 240 a 300 nm; esto es
abajo del rango de la región UV-visible. Las presiones de vapor están en el rango de 7.5* 10-7 a
0.32 mmHg (Ollegaard H. et al., 1998).
Considerando el número de grupos azo presentes en la molécula se tiene mono- diazo, triazo
compuestos y policondensados, y en cada clase hay representantes de los diferentes grupos
tintóreos. Debido a la abundancia de los colorantes de esta familia identificarlos de acuerdo con
su constitución química resultaría demasiado complejo, especialmente para los poliazo y por
16
ello el CI ha adoptado una notación adicional que informa acerca de su síntesis: en cuanto a la
sal de diazonio, representada por la amina precursora, al sustrato y a las condiciones de
reacción (ácida o básica); utilizando un sistema de flechas para indicar la secuencia de
condensaciones.
Para planificar la síntesis de los colorantes azo debe considerarse cuál sistema aromático debe
ser el sustrato y cuál el que aporta el grupo diazonio. Como regla general se acepta que la
porción aromática que contiene grupos atractores de electrones corresponde a la de la sal de
diazonio y que los donadores de electrones se ubican sobre el sustrato acoplante. Los
colorantes diazo “secundarios” se preparan en etapas de acoplamiento consecutivas. Están
subdivididos según el CI en cuatro grupos, dependiendo de la naturaleza del acoplamiento
azoico y el componente diazo.
El término azoico se reserva en la clasificación tintórea, a los colorantes azo producidos sobre la
fibra. Es por ello que para identificar este grupo químico, en ocasiones se usa indistintamente la
denominación “colorante azo” o “azoico”. Los colorantes poliazoicos, en su mayoría sustantivos
para fibras celulósicas, están divididos en grupos con el mismo criterio que para los bis-azoicos.
Debido a la acumulación de grupos azo predominan los colores verdes, azules y negros en
contraste con los monoazo y diazo que exhiben amarillos, naranjas y rojos.
4.2 .- Características de los colorantes azo
Asimismo, según su estructura molecular y propiedades específicas pueden ser colorantes azo
ácidos, básicos, dispersos, directos y reactivos. La aplicación de este tipo de colorantes es muy
variada y depende del proceso de teñido o estampado, pero en la mayoría de los casos se
requiere aplicar calor y un mordente.
Los colorantes dispersos azo tienen muy baja solubilidad en agua y son apropiados para fibras
hidrofóbicas. De los colorantes dispersos, los azo constituyen casi la mitad de la producción,
siendo las antraquinonas el otro grupo químico importante de esta clasificación tintórea. Se los
utiliza para poliésteres, acetato de celulosa y nylon, porque cubren bien los defectos causados
por la tejedura no uniforme, conocido como efecto “barré” (barras o listas en los tejidos). Las
estructuras químicas son derivadas de aminoazobenceno con grupos alquilo, CN, NO 2 o Cl, en
posiciones para la función diazo; si hay grupos NO2, CN, en posición orto al diazo los colorantes
son muy estables a la luz, gracias a la formación de quelatos internos.
Los colorantes se liberan en el medio ambiente por medio de dispersiones o soluciones
coloreadas en los efluentes industriales de las industrias de su síntesis y textil como las
principales. En esta industria, en los procesos de teñido se estima que la cantidad de colorantes
que no se fija a las fibras depende del tipo de colorante usado y puede variar del 2 al 50% los
17
cuales son descargados en las aguas residuales de las plantas de tratamiento o directamente al
ambiente (Stolz ,2001; Moeller, et. al., 2000).
Para evaluar los efectos nocivos que pueden causar los colorantes si son descargados en un
cuerpo receptor hay que considerar entre otros los siguientes factores: Las concentraciones de
los colorantes descargados en los efluentes industriales y el tipo de molécula descargada, la
toxicidad a macro y microorganismos en el cuerpo de agua y su posible acumulación en las
cadena alimenticias y en el ambiente (Leist, 1982).
18
5.- Tecnologías utilizadas para el tratamiento de aguas residuales de la
industria textil con colorantes
Se sabe que aproximadamente el 15% del total de la producción de colorantes es perdida en los
efluentes de industrias de síntesis y procesamiento. Los colorantes de tipo azo son los más
utilizados. Aproximadamente corresponden al 70% de los colorantes utilizados. La persistencia
del color en las aguas residuales representa uno de los mayores problemas ambientales ya que
estos son generalmente visibles a concentraciones aún por debajo de 1 mg/L. Aún cuando la
normatividad mexicana no regula en la descarga el color que éstos producen, por protección a
los cuerpos de agua y ecosistemas, es importante su eliminación debido a la toxicidad de sus
moléculas y a los efectos estéticos que el color causa.
La literatura reporta diferentes tecnologías para la remoción del color, entre las que se
encuentran los procesos químicos (oxidación con cloro, ozono, etc.), los procesos físicos
(adsorción con carbón activado, radiación UVA, electroquímica) y los de tipo biológico (sistemas
anaerobios y aerobios de biomasa suspendida y fija entre otros). Los procesos biológicos son
más económicos y amigables con el medio ambiente, mientras que los físico-químicos son
menos complicados pero más costosos. Por lo cual la presente investigación pretende retomar
las ventajas de los diferentes tipos de procesos para obtener un sistema de tratamiento
optimizado que combine elementos físico-químicos y biológicos en forma acoplada.
El tratamiento de aguas residuales de la industria de colorantes y textil es un problema
ambiental al que se le ha dado mucha atención ya que muchos colorantes textiles son tóxicos y
no son biodegradables, y en consecuencia son descargados a canales y ríos permaneciendo en
el ambiente. Muchos de los colorantes que existen en el mercado son xenobióticos, por lo que
con frecuencia se necesita más que un proceso biológico de tratamiento para su remoción total
y los subproductos generados en la remoción de colorantes, conocidos como metabolitos
(aminas aromáticas, algunas potencialmente carcinogénicas), presentan problemas de
toxicidad, por lo que se hace indispensable la mineralización del colorante (Vandevivere C. et al.,
1998).
En general existen métodos físicos-químicos y biológicos para el tratamiento de colorantes azo,
sin embargo, debido a la alta estabilidad de estos colorantes, su degradación no es fácil. Los
procesos físicos y químicos son la floculación, membranas de filtración, coagulación
electrocinética, destrucción electroquímica, intercambio iónico, oxidación química y diferentes
técnicas de adsorción. Una revisión de las diversas tecnologías y técnica de tratamiento, y su
eficiencia en la degradación de compuestos xenobióticos ha sido dada por Matsumoto et al.,
1995. Sin embargo, Banat et al., 1996 y Pulgarin et al., 1999, concluyen que se necesitan más de
18
un proceso de tratamiento para la decoloración de un agua con colorantes recalcitrantes, los
cuales probablemente involucran una combinación de diversos métodos.
Pulgarin et al., 1999, indica que lo más viable es la combinación de un proceso físico-químico
con un proceso biológico oxidativo. A pesar de que estos procesos físicos y químicos producen
efluentes de buena calidad, en la mayoría de las ocasiones generan un alto costo mientras que
el tratamiento biológico resulta más económico. (Quezada et al., 1999; Cruz et al., 1996;
Kuppusamy,I.et. al.1996).
En cuanto a la biodegradación de los colorantes del tipo azo, en años recientes se ha
intensificado el estudio y las investigaciones sobre procesos biológicos y se ha llegado a
demostrar que existen algunos microorganismos que son capaces de atacar el enlace azo de
estas moléculas logrando la descomposición del grupo cromóforo y reduciendo o eliminando el
color y bajo ciertas condiciones, también se ha demostrado en algunas ocasiones su total
mineralización.
Las principales procesos para la decoloración de este tipo de efluentes se puede dividir en 3,
físicos, químicos y biológicos. En las Tablas 5.1, 5.2 y 5.3 se realiza una breve descripción de
cada uno de los tratamientos empleados en la decoloración de efluentes de la industria textil así
mismo las ventajas y desventajas que cada uno ellos presentan.
5.1.- Tratamientos biológicos
Debido a las desventajas que presentan los tratamientos fisicoquímicos, se ha generado un gran
interés por buscar otros procesos y condiciones de operación por medio de los cuales sea
posible mineralizar los colorantes azo. Los procesos biológicos bajo diferentes condiciones de
concentración de oxígeno como los procesos anaerobios, aerobios y la combinación de estos,
pueden degradar ciertos colorantes (procesos biológicos convencionales). Asimismo,
recientemente se ha dado importancia a la investigación sobre cierto tipo de procesos
biológicos no- convencionales como son el uso de hongos del tipo de los Basidiomicetos y de las
enzimas del tipo de las peroxidasas extraídas de ciertos productos naturales.
5.1.1.- Tratamiento biológico convencional
El tratamiento biológico convencional para el tratamiento de aguas residuales municipales e
industriales biodegradables hace uso de un consorcio microbiano cuya población mayoritaria es
de bacterias heterótrofas o degradadoras de materia orgánica. Los colorantes azo son
generalmente persistentes bajo condiciones aeróbicas y, en condiciones anaeróbicas, este tipo
de colorantes sufren una reducción por acción de bacterias anaerobias produciendo aminas
aromáticas, las cuales son recalcitrantes en los sistemas de tratamientos anaeróbicos y
requieren condiciones aeróbicas para su degradación mediante un consorcio de bacterias cuyo
aceptor final de electrones es el oxígeno molecular presente debido a las condiciones aeróbicas
del sistema.
19
En este tipo de tratamiento de compuestos tóxicos, muchas veces se hace necesario la
presencia de un co-sustrato. La reducción anaeróbica del grupo azo es no especifica, por lo que
para el tratamiento de este tipo de moléculas se requiere entonces una etapa anaeróbica y
luego una aeróbica para lograr en primera instancia el rompimiento del grupo azo, cromóforo y
luego en una segunda etapa, la mineralización de las aminas producidas en la primera etapa. El
grado de degradación de un colorante va a estar determinado por la estructura del mismo
(Quezada, et al., 1999; Van der Zee, et al., 1999; Bishop, 1996, Kulla, 1981; Pagga & Brown 1986.
20
Tabla 5.1 Procesos físicos empleados en el tratamiento de efluentes de la industria textil
Proceso
Descripción
Adsorción
La eficacia del proceso de adsorción está
influenciada por una gran variedad de parámetros,
entre ellos la interacción entre el colorante y el
soporte, superficie específica, tamaño de la
partícula, temperatura, pH o tiempo de contacto.
La eficacia del método depende en gran medida
del tipo de soporte elegido. Se emplean tanto
soportes inorgánicos como orgánicos. Los
primeros tienen una gran estabilidad mecánica y
química, alta superficie específica y alta resistencia
a la degradación microbiana. Los soportes
orgánicos se generan a partir de fuentes
renovables o son residuos industriales.
Coagulación
floculación
Membranas
de filtración
Ventajas
Desventajas
Fuente
Los procesos de adsorción generan
efluentes de alta calidad.
Aplicable a diferentes colorantes
(ácidos, básicos, reactivos). Posibilidad
de reutilización del agua dentro del
proceso.
Capacidad de tratamiento del orden de
cientos de m3/d.
Son procesos lentos; no selectivos, de
manera que hay una competición entre
las moléculas del colorante y otros
compuestos presentes en el efluente;
no destructivos, generándose un
residuo que debe ser eliminado.
La desorción es un proceso muy difícil y
costoso.
Los adsorbentes suelen ser caros y en
ocasiones requieren un proceso de
activación previo
Hai et al., 2007
Allegre et al., 2004
Forgacs et al., 2004
Rai et al., 2005
Gulnaz et al., 2006
Este proceso se basa en la adición de
polielectrolitos ó floculantes inorgánicos (sales de
hierro o aluminio), que forman flóculos con las
moléculas de colorante facilitando su eliminación
por sedimentación.
Este proceso es eficiente al tener altos
porcentajes de remoción de color.
El equilibrio del sistema se alcanza en
tiempos cortos de 2-4 horas.
Los métodos de tratamiento basados en el empleo
de membranas permiten una separación efectiva
de las moléculas de colorante y otros compuestos
de tamaño mayor al del poro de la membrana
seleccionada. Los métodos, tales como
microfiltración, ultrafiltración, nanofiltración,
ósmosis inversa y la adsorción, son altamente
eficientes.
Aplicable a un número amplio de
colorantes.
Resulta factible con la combinación de
procesos biológicos y de oxidación
avanzada.
La fracción de rechazo de la membrana
puede ser incinerada favoreciéndole
balance energético del proceso
20
El proceso genera lodos que deben ser
eliminados.
Los mejores rendimientos se logran al
aplicar un exceso de coagulante, que
aumenta
la
concentración
de
contaminante en el efluente.
Este proceso no es eficiente para
colorantes altamente solubles y el
resultado con colorantes azoicos,
ácidos, reactivos generalmente no son
muy buenos.
Costo elevado.
Altos costos energéticos del tren de
tratamiento.
Generación de lodos tóxicos.
Taponamiento de las membranas.
Adsorción del colorante sobre la
membrana
Lee et al., 2006
Mishra y Bajpai,
2006
Yue et al., 2008
Shi et al., 2007
Wang et al., 2006a
Zhou et al,. 2008
Hai et al., 2007
Rai et al., 2005
Hai et al., 2007
Zhang et al., 2009
Gomes et al., 2005
Tabla 5.2 Procesos químicos empleados en el tratamiento de efluentes de la industria textil
Proceso
Descripción
Ventajas
Oxidación
química
La oxidación química emplea agentes oxidantes
como el ozono (O3), peróxido de hidrógeno (H2O2),
permanganato (MnO4), Cloro y Reactivo Fenton,
para cambiar la composición química de un
compuesto o grupo de compuestos
Tiempos de reacción bajos en min.
Posibilidad de combinación con
procesos de oxidación avanzada.
Aprovechamiento de las sales presentes
en el influente.
Puede ser utilizado como alternativa de
pretratamiento económica
ozonización
Las técnicas de ozonización consisten en la
destrucción de compuestos con base a la elevada
capacidad oxidativa del ozono. La reacción de
oxidación es rápida, se pueden tratar altos
caudales, no se generan residuos ni lodos y se
obtiene un efluente incoloro y con baja DQO, de
manera que es apto para su vertido al medio
ambiente
Algunos autores sugieren que este
proceso puede ser utilizado para el
reuso del agua ya que puede llegar a
remover el color en su totalidad y la
DQO hasta cierto punto, incluso en
condiciones críticas como el teñido con
tonos claros.
Corto
tiempo
de
vida
aproximadamente de 20 min, lo cual
repercute fuertemente en el coste del
proceso.
Los compuestos generados tienen
mayor carácter tóxico que los
colorantes de partida.
Soares et al., 2006
Wu et al., 2008b
Sundrarajan et al., 2007
Foto-Fenton
El reactivo Fenton es una combinación de H2O2 y
sales de Fe (II). El ion ferroso se oxida a férrico
mientras el H2O2 produce iones hidróxido y
radicales hidroxilo. Estos últimos oxidan al
colorante y el compuesto formado precipita con el
ion férrico y compuestos orgánicos.
Es eficiente en la decoloración de
colorantes solubles como insolubles.
Tiempo de residencia cortos.
Formación de lodo mínima.
Aplicación exitosa en procesos a escala
piloto y semi-indiustrial.
Generación de lodos debida a la
floculación de los reactivos con el
colorante.
Elevados costos de los reactivos
Meric et al., 2003
Cheng, 2004
Pignatello et al., 2006
Papadopoulos et al.,
2007
21
Desventajas
Fuente
Generación de efluentes más tóxicos.
Costos elevados de materias primas.
Metcalf y Eddy, 2003.
Aleboyeh et al., 2009
Li et al., 2009
Tabla 5.3 Procesos biológicos convencionales empleados en el tratamiento de efluentes de la industria textil
Proceso
Descripción
Aerobios
Pocos estudios han reportado que los colorantes
azo pueden ser utilizados por las bacterias
aerobias como fuente de carbono y energía. Por lo
general, los tratamientos aerobios basados en
consorcios
de
bacterias
en
sistemas
convencionales no son capaces de degradar
colorantes procedentes de efluentes textiles Sin
embargo se ha conseguido aislar cepas de
bacterias que son capaces de degradar algunos
colorantes.
Anaerobios
Este proceso ha sido empleando en gran medida
para el tratamiento de colorantes ya que ha
demostrado una gran eficiencia de decoloración.
La decoloración de compuestos azo mediante este
proceso no es considerada especifica debido a que
diversas cepas pueden romper el enlace azo de
manera eficiente. Desde sus investigaciones en
1970 se han reportado trabajos con altas
eficiencias de decoloración. Es importante
destacar que el tipo de reactor, el tiempo de
retención hidráulica, el origen y la estrategia de
aclimatación del inóculo, la presencia de
mediadores redox, así como el tipo y la
concentración de co-sustrato juegan un papel
importante en la eficiencia de decoloración.
Ventajas
Económicos y con una infraestructura
disponible en algunos casos.
Capacidad de tratamiento del orden de
m3/d.
Impacto ambiental bajo.
Posibilidad de aplicación de mediadores
redox para mejorar el porcentaje como la
velocidad de decoloración.
Factibilidad de bio-aumentación de los
cultivos.
22
Desventajas
El mecanismo primario de
remoción es la adsorción sobre la
pared celular.
La reducción de la DQO no está
correlacionada
con
la
decoloración del efluente.
Altos tiempos de retención
hidráulica.
Inhibición
por
compuestos
recalcitrantes
Generación de subproductos
tóxicos.
Requerimiento
de
cepas
especificas.
Bajas remociones de materia
orgánica expresada como DQO.
Probable efecto recalcitrante de
los auxiliares del proceso de
tinción.
Largos periodos de aclimatación.
Los
colorantes
y
otros
compuestos refractarios no se
mineralizan,
Los micronutrientes presentes en
las aguas residuales como N y P
no se remueven mediante este
sistema
Los sulfatos dan lugar a sulfuros.
Fuente
Robinson et al., 2001
McMullan et al., 2001
Buitrón et al., 2004
Stolz, 2001
Tan, 2001
Pandey et al., 2007
Delee et al.,1998
Forgacs et al., 2004
Rai et al., 2005
van der Zee, 2005
Rai et al., 2005
Razo Flores et al., 1996
Proceso
Descripción
Ventajas
Desventajas
Fuente
Acoplados
Cuando se conocen las bondades, capacidades y
limitaciones de diferentes tipos de tratamientos,
físicos, químicos y biológicos, es conveniente
utilizar las ventajas encontradas en cada uno de
ellos y combinarlas en tratamientos que se
denominan
acoplados.
Los
tratamientos
acoplados, ya sea combinando procesos
fisicoquímicos y biológicos o sólo biológicos
(anaerobio-aerobios) son una buena alternativa
para el tratamiento de estos efluentes.
Mineralización completa que a menudo se
logra gracias a la acción sinérgica de
diferentes organismos. la reducción del
enlace azo se puede lograr en las
condiciones
de
reducción
en
biorreactores
anaeróbicos
y
las
resultantes aminas aromáticas incoloras
puede ser mineralizada en condiciones
aeróbicas
Tiempos elevados de residencias
en fase anaerobia.
Requerimientos
de
cepas
especificas
para
degradar
colorantes específicos.
Uso de co-sustratos.
Persistencia de las aminas
aromáticas.
Cruz et al., 1996
Moeller y Garzón, 2006
Melgoza, 2004.
López Ayala 2004.
Stolz, 2001.
Buitrón et al., 2004
van der Zee,2005
23
5.1.2 Tratamiento biológico no convencional
5.1.2.1.- Tratamiento fúngico
Como ya se ha mencionado, en últimas fechas se ha dado importancia al grupo de los hongos
Basidiomicetos, ya que se determinó que ciertas enzimas del tipo oxidasas producidas por estos
organismos son capaces de oxidar moléculas recalcitrantes, entre ellas las moléculas de
colorantes. Bumpus y Brock (1998) determinaron que la lignino-peroxidasa lleva a cabo la Ndes-metilación del cristal violeta. Este, junto con otros colorantes del tipo del trifenilmetano,
como la benzen-amina, rojo cresol, azul de bromofenol, violeta de etilo, verde de malaquita y
verde brillante, son biodegradados en cultivos de Phanerochaeta chrysosporium bajo
condiciones de limitación de nitrógeno. Colorantes del tipo azo: naranja II, tropaeolin O, rojo
congo y un colorante heterocíclico azure B, también fueron decolorados por cultivos de P.
chrysosporium. Pasti-Grigsby et al. (1992), compararon la capacidad de decoloración en cultivos
de diferentes especies de actinomicetos (Streptomyces spp.) y cultivos en condiciones de
limitación de nitrógeno de P. chrysosoporium con 22 colorantes tipo azo. Demostraron que los
estreptomicetos tenían la capacidad de decolorar aquellos colorantes que también eran
oxidados por la Mn (II) peroxidasa producida por P. chrysosoporium.
a) Biodegradación de colorantes tipo azo
Hasta 1981 se había reportado que los colorantes no se degradaban por medio de procesos
aeróbicos. Sin embargo, Kulla (1981) menciona que con un proceso adecuado de aclimatación,
la degradación aerobia resulta factible. Los tratamientos aerobios pueden degradar muchos
colorantes azo, como por ejemplo el Anaranjado ácido 7 (AA7), Anaranjado ácido 8 (AA8),
Anaranjado 24, Amarillo ácido 151 (AA151), Rojo ácido 18 (RA18) y otros. Sin embargo,
únicamente los colorantes AA7 y AA8 fueron mineralizados (formación de CO 2 y agua) bajo
condiciones aerobias (Jian y Bishop, 1994).
b) Experimentos de la degradación de colorantes por Pleurotus ostreatus(P.O.)y otros géneros
fúngicos
Los hongos también han sido utilizados para la inoculación de biofiltros, los cuales proporcionan
varias ventajas en comparación con los biofiltros inoculados con bacterias, entre ellas una
mayor resistencia a la acidificación y una mayor superficie de contacto. Los primeros reportes
de degradación aerobia de colorantes azo mediante hongos blancos de la putrefacción apareció
en 1990, cuando Crippset al., (1990) demostraron que una limitante de nutrientes en los
cultivos de Phanerochaete chrysosporium daba como resultado la decoloración del colorante
azo Naranja Ácido 7. En (1992) Pasti- Grigsby realizó un ensayo en donde probó la decoloración
de 22 colorantes azo por S. chromofus y P. chrysosporium. En tal estudio obtuvo que P.
chrysosporium es viable para decolorar 19 colorantes tipo azo. Encontró que el colorante
23
amarillo ácido 9 puede ser degradado en un rango de 85 al 99% a concentraciones de 150ppm.
Esto ha sido comprobado no solamente con P. chrysosporium sino que también con otros varios
hongos principalmente del género de la podredumbre blanca (Geotrichumcandidum,
Tremetesversicolor,
Bjerkandera
adusta,
Penicilliumsp.,
Pleurotusostreatus,
Pycnoporuscinnabarinus, y Pyriculariaoryzea) que son capaces de decolorar soluciones de
colorantes azo con estructuras químicas más complejas.
Estudios más recientemente han demostrado que enzimas excretadas por Grifola frondosa son
capaces de decolorar, colorantes azo como el Azul brillante de remazol R y el azul de
bromofenol (Nitheranont et al., 2011). Los hongos de la podredumbre blanca (como lo son
Pleurotusostreatus y Phanerochaetechrysosporium) han sido utilizados ampliamente para la
degradación de muchos contaminantes e incluso los más complejos; esta capacidad de
degradación de xenobióticos es ampliamente relacionada con la actividad ligninolítica y las
enzimas que segregan estos hongos.
El hongo Pleurotus ostreatus posee la capacidad de degradar grandes polímeros (lignina y
celulosa) que constituyen el substrato vegetal, así como contaminantes ambientales mediante
la secreción de un complejo enzimático. La efectividad de degradación depende en gran medida
de las oxidoreductasas extracelulares y los metabolitos secundarios de bajo peso molecular.
Tres diferentes familias enzimáticas han sido caracterizadas en este género: Manganeso
peroxidada, Versátil peroxidada, y Lacasa. Gracias a la presencia de todas estas enzimas,
Pleurotus ostreatus ha sido usado en biorremedición de sustancias toxicas (Cohen et al., 2002).
Rodríguez et al. (1999) hicieron comparaciones entre 15 diferentes cepas de hongo para evaluar
su capacidad de decoloración sobre algunos colorantes. Entre los géneros estudiados se
encontraba Phanerochaete, Pleurotus y Trametes. Siendo estos dos últimos los que más altos
valores de decoloración presentaron. En este estudio se identificó a la lacasa como la enzima
responsable de dicha decoloración.
La utilización de hongos del género Pleurotus para la degradación de xenobióticos, en este caso
el colorante (Buitron,1996), se basa en la inespecificidad del sistema degradativo desarrollado
por estos hongos para despolimerizar y mineralizar la lignina, polímero aromático
estructuralmente relacionados con muchos compuestos que causan problemas de
contaminación al ambiente; esta capacidad de Pleurotus y otros hongos se debe a la presencia
de enzimas extracelulares como la Manganeso- Peroxidasa (MnP), y la lacasa (Renhammar y
Malstrom,1981). Moeller y Garzón (2003) realizaron una comparación entre 3 diferentes tipos
de hongos basidiomicetos: Pleutorus ostreatus, Phanerochaete chrysosporium y Colorius
versicolor. Los resultados demostraron que Pleurotus ostreatus tiene un mayor porcentaje de
remoción de color en comparación con los otros dos, por lo que se utilizó como inóculo en
reactores empacados con turba. Dávila (2005) reportó que Pleutorus ostreatus y Phanerochaete
24
Chrysosporium son capaces de decolorar entre un 60 y 90% al naranja ácido 24 (colorante azo)
en medio de cultivo líquido.
También reportó que reactores empacados con turba funcionan de manera óptima al servir
como soporte al micelio de hongos ligninolíticos, representar una fuente alterna de nutrientes y
presentar procesos de sorción de colorantes. También Dellamatrice et al., (2005) en su
investigación sobre decoloración de un efluente municipal que contenía aguas domésticas y de
origen textil reportó que P. ostreatus disminuye la toxicidad de sus efluentes. Realizaron
ensayos con P. ostreatus estéril y sin esterilizar. En los cuales observaron que Pleurotus
ostreatus (P.O.) disminuye la toxicidad por un proceso diferente de la adsorción. La figura 5.1
presenta una imagen de Pleurotus ostreatus.
Figura 5.1 Pleurotus ostreatus
Rodríguez (2006) realizó un estudio para la selección de cepas de P.ostreatus con potencial para
el tratamiento de aguas coloreadas. Con este objetivo realizó una estrategia de selección
basada en parámetros como el índice de crecimiento a temperatura ambiente, en medios
colorantes y residuos coloreados. Además ensayó la decoloración de los residuos líquidos de
destilería (vinaza) y del cultivo de setas comestibles (extracto líquido de pulpa de café),
mediante el cultivo sumergido de este hongo.
En ambos casos la remoción del color fue del 50% con las cepas 3022 y 3024. También en el
(2006) Gómez demostró que los complejos enzimáticos ligninolíticos presentes en P. ostreatus
tienen potencial aplicación en la degradación de residuos xenobióticos. En su estudio la
decoloración del Azul Brillante Ramazol R con P. ostreatus fue monitoreada
espectrofotométricamente a 592nm. En el estudio obtuvo que a concentraciones de 1 mMH 2O2
y pH 4 fueron las mejores condiciones para la decoloración del Azul Brillante Ramazol R.
Alatorre (2007) menciona en su trabajo sobre diseño de reactores que el reactor con una
relación geométrica 6:1 (altura: diámetro) posee mejor desempeño en la remoción de color y un
mejor funcionamiento hidráulico ya que presenta una menor cantidad de zonas muertas.
También argumenta que el tiempo de retención hidráulico ideal para la remoción de color se
encuentra entre 12 y 24 horas, tiempo en el que se remueven valores arriba del 50% del color.
Además comprobó en su trabajo la viabilidad de Pleurotus ostreatus dentro del sistema para
25
decolorar y las propiedades físicas de la turba tal como absorción, absorción y decoloración
ayudan a la remoción de contaminantes.
Faroco et al., (2009) demostraron en su trabajo sobre bioremediación de aguas residuales con
colorantes industriales que P. ostreatus es capaz de decolorar el 40% y el 60% de colorantes
ácidos en agua residual. En el 2009 Garzón en su trabajo reportó que el tratamiento realizado
con P. ostreatus fue el más efectivo en la remoción del colorante antraquinoi de Azul disperso 3,
el cual presentó un porcentaje de remoción de 62,39%.
Teixteira (2010) reportó que las lacasas producidas por Pleurotus ostreatus son eficientes para
remover concentraciones de 240ppm Drimaren Blue X-3LR y Drimaren Blue X-BLN en un 96.99 y
68.02%. En el mismo año Papinutti y Forchiassin (2010) en su investigación de decoloración con
residuos sólidos provenientes de la producción de Pleurotus ostreatus, encontraron que las
enzimas manganeso peroxidada y lacasa eran capaces de decolorar el 100% del azure B
(colorante heterocíclico) y carmín índigo (colorante índigoide). La concentración de
decoloracion fue 0.4 g/l de colorante y en un rango de temp
C.
Landolo (2011) realizó un estudio para la decoloración de aguas residuales. Mediante una
fermentación en un reactor de lecho fijo con P. ostreatus colonizado en residuos de manzana.
En su ensayo obtuvo un 50% de decoloración.
Muchos estudios muestran que las enzimas ligninolíticas de los hongos de la pudrición blanca
como P. ostreatus tienen la habilidad de degradar compuestos recalcitrantes y que son viables
para la decoloración de varias clases de colorantes industriales (Robinson et al., 2001). Garzón
(2003) realizó una investigación sobre la remoción de contaminantes a través de la biofiltración
sobre turba de 3 diferentes tipos de aguas residual: Agua residual de una granja porcícola, agua
con colorante naranja ácido 24 y agua residual de un complejo petroquímico. La remoción de
DQO para el influente de colorante y granja porcícola fue mayor del 90%. En la tabla 5.4 se
presentan algunos procesos no convencionales con algunas de las tecnologías descritas
anteriormente.
26
Tabla 5.4 Algunos procesos no convencionales utilizados para el tratamiento de aguas
residuales de la industria textil (Casos de estudio sobre las tecnologías usadas para la remoción
de colorantes por P. ostratus)
Título
Remoción de materia
orgánica y decoloración
Descripción
Desarrollo de tecnologías no
convencionales
para
el
tratamiento de efluentes de la
fabricación de colorantes tipo azo.
Con P. ostreatus y P. chrysosporium se
obtuvo una decoloración de 12.5%
Y con C. versicolor19.2%
Moeller y Garzón, 2003.
Decoloración de efluentes y lodos
urbanos por Pleurotussajor-caja y
Pleurotusostreatus.
Reportaron que:
P. ostreatus no produce una
decoloración de lodos y efluente.
P. ostreatus reduce el contenido de
carbono en lodos.
P. ostreatus disminuye la toxicidad de
los efluentes por medio de
mecanismos
diferentes
de
la
adsorción.
Pleurotus sajor-cajuF2 y F6 son viables
para la decoloración de lodos.
Las 3 cepas producen grandes
cantidades de lacasa y manganeso
peroxidasa en presencia de lodos.
La decoloración del azul brillante
remazol R por el extracto enzimático
fue del 100% a una concentración de
color de 0.2 % (V/V) a un pH de 4.
Realizaron una comparación entre P.ostreatus,
P. chrysosporiumy C. versicolor. Donde
midieron la remoción de color. P. ostreatus
demostró mayor remoción de color (colorante
ácido 24 a una concentración de 250 mg/l) y lo
utilizaron en reactores empacados con turba.
En su investigación sobre decoloración de un
efluente municipal que contenía aguas
domésticas y de origen textil utilizaron 3
cepas de Pleurotus sajor-cajuF2 y F6 y
Pleurotusostreatus. Realizaron ensayos con P.
ostreatus estéril y sin esterilizar en los cuales
evaluaron
espectrofotométricamente
la
decoloración y con Hydraattenuata. Además
hicieron ensayos de actividad enzimática para
lacasas y manganeso peroxidada.
En su trabajo ellos obtuvieron un extracto
enzimático y midieron la actividad enzimática
de la peroxidada y lacasa. Además
determinaron la concentración óptima de
peróxido de hidrógeno y pH en donde trabajan
mejor las enzimas. En su estudio la
decoloración del Azul Brillante Ramazol R con
P.
ostreatus
fue
monitoreada
espectrofotométricamente a 592nm
Evaluaron la capacidad de decoloración de P.
ostreatus y Phanerochaete chrysosporium en
aguas residuales con colorantes de la
industria. Realizaron ensayos enzimáticos
donde midieron la actividad enzimática la
lacasa,
manganeso
peroxidasa,
ligninoperoxidasa. La decoloración fue
evaluada espectrofotométricamente
Este estudio comparó la acción de una lacasa
comercial con un extracto enzimático de
Pleurotus ostreatus para la decoloración de
Drimaren azul X-3LR (DMBLR), Drimaren azul
X-BLN (DMBBLN), DrimarenRubinol X-3LR
(DMR), y Drimaren azul CR (rbbr).
La remoción del color y la actividad enzimática
fueron evaluadas espectrofotométricamente.
Realizaron un estudio para la decoloración de
aguas residuales. Mediante una fermentación
en un reactor de lecho fijo con P. ostreatus
colonizado en residuos de manzana.
La decoloración se evalúo por la diferencia del
espectro de absorción.
Gómez y Matheus 2006.
Biodegradación del Azul Brillante
Remazol R por un complejo
enzimático
producido
por
Pleurotusostreatus.
Bio-remediación
de
aguas
residuales coloreadas de la
industria por hongos de la
podredumbre
blanca
Phanerochaete
chrysosporiumyPleurotusostreatus
y sus enzimas.
P. ostreatus es capaz de decolorar el
40% y el 60% de colorantes ácidos en
agua residual a una concentración de
0.10g/l de colorante.
Extracción y aplicación de las
lacasas de setas Shimeji (Pleurotus
ostreatus) para la decoloración de
residuos de los colorantes
reactivos
y
un
estudio
comparativo con lacasa comercial
de Aspergillus oryzae.
P. ostreatus es capaz de remover
concentraciones de 240ppm Drimaren
Blue X-3LR y Drimaren Blue X-BLN en
un 96.99 y 68.02%.
Fermentación fúngica de estado
sólido
de
desechos
agroindustriales
para
la
decoloración de aguas residuales
ácidas en un reactor de lecho fijo.
En su ensayo obtuvo un 50% de
decoloración a una concentración de
color de 100mg/l
27
Fuente
Dellamatrice et al., (2005).
Faroco et al., 2009
Texteira et al., 2010.
Landolo et al., 2011.
c) Utilización de Pleutorus ostreatus para inóculo de biofiltros con turba.
Los hongos ligninolíticos, denominados hongos de la pudrición blanca de la madera,
comprenden un grupo de organismos cuya característica es su eficiencia en mineralizar
eficientemente la lignina. Estos organismos secretan varias enzimas extracelulares que son
esenciales para la transformación inicial de la lignina y que en conjunto logran su
mineralización. El mecanismo del sistema degradador de la lignina está basado en la producción
de radicales libres. Este mecanismo permite que estas enzimas sean catalíticamente activas
sobre una gran diversidad de sustratos orgánicos. El mecanismo enzimático se da por la acción
de oxidasas y peroxidasas, como estas enzimas no presentan especificidad alta, pueden tener
actividad sobre la estructura de diferentes sustratos fenólicos y azo (Robison et al., 2001).
Pleurotus ostreatus es responsable del reciclaje del carbono proveniente de la lignina, presenta
enzimas poco específicas con un uso potencial en la transformación de compuestos
contaminantes y xenobióticos. Se ha reportado que los complejos enzimáticos producidos por
Pleurotus ostreatus pueden decolorar azul brillante de remazol en porcentajes altos en un
rango de pH de 4 a 5 (Gomez et al., 2006).
Las razones por las que es más viable remover color del agua residual proveniente de la
industria utilizando un reactor empacado con una cama de turba son:
 Las plantas de tratamiento de aguas residuales convencionales, tienen baja eficiencia de
remoción para colorantes, lo cual conduce a aguas coloreadas en las fuentes receptoras
de los efluentes de la industria de colorantes y textil. Como consecuencia se han
establecido nuevas restricciones para las descargas de efluentes coloreados
(Vandevivere et al., 1998)
 Las características de esta tecnología (simplicidad, eficiencia y economía) hacen de ella
una bioalternativa adaptada al contexto socio-económico de un buen número de países
ya que reduce los costos de inversión, operación y mantenimiento asociados a los
sistemas convencionales de tratamiento de aguas residuales (Buelna, 1994)
5.1.2.2. – Tratamiento con enzimas del tipo de las peroxidasas
Hasta la fecha, la mayoría de las investigaciones de biodegradación o degradación enzimática de
colorantes, se ha centrado en el estudio de colorantes tipo azo y sus variedades. En ocasiones,
se ha concluido que es más factible el sintetizar colorantes con estructuras químicas que se
adapten a las características de los sistemas biológicos o a las propiedades de las enzimas ya
conocidas, que el explorar y localizar un sistema capaz de llevar a cabo la degradación de la
mayor variedad de colorantes sintéticos ya existentes. (Moeller-Chávez y Garzón-Zúñiga, 2003).
28
En los últimos años se han realizado estudios de métodos enzimáticos para la remoción de
compuestos recalcitrantes, cuando no pueden ser eliminados por tratamientos biológicos o
físicos, esto mediante el uso de peroxidasas y peróxido de hidrógeno (Villalobos y Buchanan
2002, Villegas et al., 2003), ya que presentan ventajas por ser altamente selectivas (Aitken,
1993), son menos probables a que se inhiban por sustancias que pueden ser tóxicas para los
organismos vivos y su costo podría llegar a ser inferior a la de otros métodos. Por otra parte,
requiere bajos tiempos de retención con respecto a otros tratamientos (Siddiqueet al., 1993).
A diferencia de los tratamientos biológicos las enzimas son aplicables a una extensa gama de
compuestos; actúan en presencia de sustancias tóxicas para los microorganismos; poseen un
amplio rango de acción de pH y temperatura; no necesitan aclimatación y no generan biomasa
y, necesitan procesos de control más simples (Wagner y Nicell, 2002). En comparación con los
tratamientos físicos y químicos, su funcionamiento no es corrosivo y reduce el consumo de
compuestos oxidantes.
Las enzimas que han presentado mayor utilidad en el tratamiento de compuestos
recalcitrantes y de efluentes coloreados son: Peroxidasa, Lignina Peroxidasa,
Manganeso Peroxidasa, Lacasa y Azoreductasa (Husain, 2006). En la Tabla 5.5 se
presentan una lista de enzimas y su principal aplicación en el tratamiento de
residuos orgánicos.
Tabla 5.5 Enzimas y su principal aplicación en el tratamiento de residuos orgánicos
Enzimas
Azoreductasa
Pseudomona ssp.
Cloro-peroxidasa
Caldariomyces fumago
Cyanidasa
Alcaligenes denitrificans
Aplicación
Degradación de colorantes
Oxidación de compuestos
fenólicos
Descomposición de la cyanida
Lacasa
Trametes versicolor
Soya
Fenoles, aminas aromáticas,
colorantes sintéticos
Lignina peroxidasa
Phanerochaete
chrysosporium
Fenoles, aminas aromáticas,
colorantes sintéticos
Bacterias
Phanerochaete
chrysosporium
Basidiomycetes
Raices de rábano, tomate,
hongos blancos, soya.
Pleurotus ostreatus
Ipomea palmata
Saccharumspontaneum
Coprinuscinereus
Oxidación de compuestos
aromáticos y fenoles,
colorantes azo
Manganeso
peroxidasa
Peroxidasa
Fuente
Oxidación de compuestos
aromáticos, fenoles y sus
derivados, colorantes
sintéticos, colorantes
reactivos
29
Referencia
Husain, 2006
Aitkenet al., 1993.
Basheeret al., 1992.
Duran y Esposito 2000;
Duran et al., 2002;Christian
et al., 2005; Husain 2006
Christian, 2005; Husain,
2006, Yuet al., 2006; Park
et al., 2006; Kalmeet al.,
2007; Park et al., 2007.
Duran et al., 2002; Christian
et al., 2005; Eibeset al.,
2005; Husain, 2006;
Babarovaet al., 2006.
Shaffiquet al., 2002;
Gudeljet al., 2002;
Mohan, 2005; Akhtaret al.,
2005a, 2005b; Husain 2006;
Kulshretha y Husain 2007;
Matto y Husain, 2007.
a) Peroxidasas
Las peroxidasas (EC 1.11.1.7) son oxidorreductasas que se encuentran distribuidas en el reino
vegetal, los tejidos animales y microorganismos. Catalizan la oxidación de un amplio número de
sustratos orgánicos e inorgánicos, utilizando la capacidad oxidante del peróxido de hidrógeno.
De entre ellas la extraída de la raíz del rábano picante (HRP) es la más usada.
Las enzimas peroxidasas se emplean como biocatalizadores para la generación de productos de
interés biotecnológico e industrial como resinas fenólicas, adhesivos, antioxidantes,
antiestáticos y protectores de radiación magnética, colorantes alimentarios y componentes
bioactivos de detergentes (Rodríguez et al., 2002).
Algunos autores han mostrado que la destrucción oxidativa de compuestos coloreados es
estimulada significativamente por enzimas (Bhunia et al., 2002) y puede ser de interés práctico
para la decoloración de colorantes sintéticos. Recientemente, Bhunia et al., 2002 muestra una
efectiva degradación y precipitación de importantes colorantes azo de la industria textil
mediante el empleo de la HRP.
Una enzima purificada producida por Geotrichum candidum Dec1 fue utilizada en la
decoloración de 21 colorantes principalmente de antraquinona, de los cuales 9 fueron
decolorados por esta peroxidasa (Kim y Shoda, 1999). Shaffiqu 2002 estudio la degradación de
colorantes textiles mediante enzimas (peroxidasas) extraídas de la planta Iponemapalmatay
Saccharumspontaneum las cuales utilizó como fuente alternativa a la peroxidasa del rabano
picante. Ocho colorantes empleados en la industria textil fueron estudiados en un rango de
concentración de 25 a 200 mg/L. Las enzimas fueron purificadas y se emplearon en la
decoloración de los colorantes, obteniendo eficiencias de decoloración mayores del 80%. En la
Tabla 5.6 se muestran algunos trabajos realizados con las peroxidasas de mayor aplicación así
como los colorantes evaluados y los porcentajes de remoción alcanzados.
Tabla 5.6 Trabajos realizados con peroxidasas de mayor aplicación.
Enzima
Peroxidasa
HRP
MnP
LiP
Lacasa
Colorante
% de remoción
Negro Directo
Cibacron
Solofenil
Negro Acido 10
Amarillo directo 12
IndigoCarmine
Negro acido 52
Naranja II
RBBR
Azul brillante
Naranja disperso 3
Efluente textil
93%
97%
96%
85%
91%
93%
90%
90-95%
75 %
83%
89%
87%
30
Referencia
Calderón et al., 2003
Mohanet al., 2005
Maddhinniet al., 2006
Rodríguez-Cuotoet al., 2002
Mielgo et al., 2003
Feijo Costa G. et al., 2003
Ollikkaet al., 1993
Verma y Madamwar, 2002
Zhaoet al., 2006
Campos et al., 2001
Rojo Directo 28
Azul Astrazone
91%
90%
Claus et al., 2002
Yesiladaet al., 2003
Mecanismo de reacción: Las peroxidasas oxidan una amplia variedad de sustratos, siguiendo un
mecanismo bi-sustrato ordenado, donde participan dos sustratos y se obtienen dos productos.
Las peroxidasas catalizan reacciones de peroxidación, como se muestra en la Figura 5.2
Figura 5.2 Mecanismo de reacción general de las peroxidasas (Welinder, 1992).
La reacción enzimática general es la siguiente:
H2O2 + AH2 → 2(∙AH) + H2O
Los radicales libres formados durante el ciclo catalítico se unen formando cadenas de polímeros
con baja solubilidad y que tienden a precipitar en la solución. En la Tabla 5.7 se presentan
algunos de los factores que influyen en la actividad catalítica de las enzimas.
31
Tabla 5.7 Factores que influyen en la capacidad catalítica de las enzimas.
pH
Temperatura
Otros
factores
Se ha demostrado que no hay coincidencia en el pH óptimo de las peroxidasas de diversas fuentes vegetales cuando
se emplea el guayacol como donador de hidrógeno. Sin embargo, la mayoría de las peroxidasas son activas en un
rango de pH relativamente amplio (3-12), lo que puede deberse a la presencia de diferentes isoenzimas las cuales
tienen cada una un pH óptimo para realizar su función catalítica
La complejidad de la inactivación de las peroxidasas es debida a la presencia de diferentes especies isoenzimáticas,
por ejemplo la peroxidasa del maíz consta de fracciones resistentes y lábiles al calor, donde el 5% de la actividad
total pertenece a la fracción resistente al calor la que requiere un tratamiento adicional para ser inactivada. Estudios
demuestran que las peroxidasas de varios vegetales contienen isoformas resistentes y sensibles al calor.
La peroxidasa es una de las enzimas más termoestables de las plantas y bajo ciertas condiciones de tratamiento con
calor puede retener la actividad durante el almacenaje. Investigaciones muestran que al estudiar la peroxidasa de
coliflor determinaron que la temperatura óptima era de 40oC y que la actividad disminuía drásticamente a
temperaturas superiores hasta llegar al 50% a 48oC y aproximadamente 0% a 60oC, por lo que llegaron a la
conclusión de que la enzima de la coliflor es termolábil.
Se han realizado investigaciones de la influencia de los metales pesados sobre la actividad enzimática de la papa
alcachofa de Jerusalén (HelianthustuberosusL.). Evaluando el efecto in vitro de metales pesados como: hierro (Fe2+ y
Fe3+), cobalto (Co2+), estroncio (Sr2+), zinc (Zn2+), mercurio (Hg2+), níquel (Ni2+), aluminio (Al2+) y plomo (Pb2+),
determinando que ciertas concentraciones de dichos metales inhiben la actividad peroxidásica hasta en un 50 %
(Lee et al., 1984; Shaffiquet al., 2002; Güngör, 2008; Mohsina y Khalil, 2009)
Las fuentes principales de obtención de las peroxidasas son muy diversas. Se encuentra
distribuidas en animales (ratas, conejos, cerdos), plantas superiores (rábano picante, mango,
arroz, soya, piña, pera, papa, tabaco, maíz, maní, caña de azúcar, tomate, remolacha, nabo),
levaduras, hongos y bacterias. En los mamíferos se halla principalmente en leucocitos, hígado,
útero, leche y tiroides; por tanto la enzima puede ser aislada de muy diferentes fuentes.
Las especies vegetales más ricas en peroxidasas son las higueras y el rábano picante, las enzimas
con actividad peroxidasa se encuentran principalmente en la savia y raíz (Shaffiqu, 2002). Las
principales fuentes portadoras de enzimas son los hongos y raíces de rábano, actualmente se
está prestando más atención a la extracción de enzimas de plantas, vegetales y leguminosas
entre las cuales destaca la soya.
La soya es una planta oleaginosa de mayor importancia a nivel mundial por su gran cantidad de
usos, derivado de su alto contenido de proteína y energía (Figura 5.3). En promedio, el grano
seco contiene 20% de aceite y 40% de proteína (Luna, 2007).
Figura 5.3. Variedades de soya producida en México
32
En el año 2009 en México se produjeron 153,000 toneladas de soya. El 87% de la producción se
concentró en los estados de Tamaulipas (58%), Chiapas (16%) y San Luis Potosí (13%). En el país
hay una gran variedad de especies de soya que se cultivan, pero son las variedades de
Tapachula 86 y UFV-1 las que más se producen ocupando un 60% en los cultivos, debido a que
poseen mayor capacidad de rendimiento y estabilidad (SAGARPA, 2009).
Debido al empleo de la soya como alimento para ganado y actualmente su potencial uso para el
consumo humano, su industrialización ha ido en aumento, generando grandes cantidades de
residuo industrial llamado okara, el cual se cree puede ser una fuente potencial para la
obtención de enzimas (peroxidasas) las cuales pueden aplicarse en el tratamiento de aguas
residuales de efluentes textiles.
5.2 – Tratamientos fisicoquímicos: Procesos avanzados de oxidación
Como ya antes se mencionó, los efluentes de la industria textil y de la industria de colorantes
son uno de los principales contaminantes de agua ya que se encuentran altamente coloreados y
con grandes cantidades de químicos los cuales son utilizados en sus procesos de producción.
Descargas directas de estos efluentes proporcionan color intenso y toxicidad en los ambientes
acuáticos, causando serios problemas ambientales (Wang, 2008). Los colorantes azo son
caracterizados por tener un grupo funcional azo el cual consiste en un doble enlace de
nitrógeno unido a átomos de carbono, estos son los colorantes más usados por la industria
textil. Los colorantes azo son usualmente los contaminantes más problemáticos en los efluentes
de la industria textil debido a que no se fijan en su totalidad a las fibras y el resto termina en los
cuerpos receptores (Park y Choi, 2003).
Existen varias tecnologías disponibles para el tratamiento de efluentes con colorantes, entre las
que se tienen algunos métodos físico-químicos como adsorción, coagulación-floculación,
oxidación avanzada y filtración en membranas. Estos métodos, pueden llegar a ser muy
efectivos, aunque son complejos y de difícil aplicación a gran escala; sin embargo, el desarrollo
de tecnologías avanzadas de oxidación han facilitado su conocimiento e implementación, sobre
las aplicaciones en la degradación de un sinnúmero de contaminantes ambientales tales como
plaguicidas, colorantes, residuos de laboratorios, entre otros (Arroyave, 2008). Los procesos de
oxidación avanzada aparecieron como una opción de tratamiento particularmente en los casos
donde los contaminantes son difíciles de remover.
Recientemente, los procesos de oxidación avanzada (PAO), los cuales están basados en la
generación radicales hidroxilos altamente reactivos como oxidante primario, han sido
desarrollados para que reaccionen con el contaminante y lo transforman en compuestos
inocuos al ambiente (Neamtu et al., 2004). Estos se basan en procesos fisicoquímicos capaces
de producir cambios profundos en la estructura química de los contaminantes, ya que
involucran la generación y uso de especies transitorias con elevado poder reductor,
33
fundamentalmente el radical hidroxilo (HO•). Este radical se genera por medios fotoquímicos o
por otras formas de energía y posee una alta eficacia en la oxidación de materia orgánica.
Además de estos tratamientos, el proceso de oxidación de Fenton es un método muy
prometedor de tratamiento debido a su alto poder de oxidación, cinéticas de oxidación rápidas,
relativamente de bajo costo y fácil operación (Sun et al., 2007a, b).
En la 5.8 se muestra un listado de las principales Tecnologías Avanzadas de Oxidación, TAO's y
posteriormente se realizará una breve descripción de cada una de ellas, así como las principales
reacciones que tienen lugar en la generación de radicales hidroxilo y otros agentes reductores.
Tabla 5.8 Tecnologías avanzadas de oxidación (TAO)
Procesos no fotoquímicos
Ozonización en medio alcalino (O3/OH-)
Procesos fotoquímicos
Fotólisis del agua en el ultravioleta de vacío
(UVV)
UV/peróxido de hidrógeno
Ozonización con peróxido de hidrógeno
(O3/H2O2)
Procesos Fenton (Fe2+/H2O2)
Oxidación electroquímica
Radiólisis g y tratamiento con haces de
electrones
Plasma no térmico
Descarga electrohidráulica - Ultrasonido
Oxidación en agua sub/y supercrítica
UV/O3
Foto-Fenton
Ferrioxalato y otros complejos de Fe(III)
UV/peryodato
Fotocatálisis heterogénea
5.2.1.- Procesos no fotoquímicos
a) Ozonización en medio alcalino
El ozono puede reaccionar de forma directa con un sustrato orgánico a través de una reacción
lenta y selectiva (primera ecuación) o de una reacción radical favorecida en medio alcalino,
rápida y no selectiva (ecuación 2):
O3 + S → Sox ; k = 1 – 100 M-1 s-1
2 O3 + H2O → 2 HO• + 2 O2 + HO2•; k = 108 – 1010 M-1 s-1
b) Ozonización con peróxido de hidrógeno
La ozonización transforma los contaminantes en compuestos más simples, más refractarios al
reactivo. Se logra una mejora agregando agua oxigenada (peróxido de hidrógeno, H2O2), que es
un ácido débil, un poderoso oxidante y un compuesto inestable:
34
O3 + H2O2 → HO• + O2 + HO2•; siendo:
H2O2 = HO2- + H+ y HO2• = O2•- + H+; por tanto la reacción en cadena es:
HO2- + O3 → O3- + HO2•; k = 2,8 * 106 M-1 s-1
O2•- + O3 → O3- + O2; k = 1,6 * 109 M-1 s-1
O3- + H+ → HO3 + O2; k = 5,2 * 1010 M-1 s-1
HO3 → HO• + O2; k = 1,1 * 105 s-1
O3 + HO• → O2 + HO2•; k = 1,1 * 105 s-1
O3 + HO2• → 2 O2 + HO•
c) Reactivo de Fenton
La combinación de Fe2+ y H2O2 va a generar radicales HO•, que a su vez van a reaccionar a
continuación por dos vías: la oxidación de Fe (II) (reacción improductiva) y el ataque a la materia
orgánica:
Fe2+ + H2O2 → Fe3+ + HO- + HO•; k = 76 M-1 s-1
Fe (II) + HO• → Fe (III) + HORH + HO• + H2O → ROH + H3O+ → productos oxidados
Más adelante se realizará una descripción más detallada de este proceso.
d) Oxidación electroquímica
La aplicación de una corriente eléctrica (2 – 20 A) entre dos electrodos en agua produce
reacciones químicas primarias que van a generar HO•, que oxidará la materia orgánica:
H2O → HO• + H+ + e-; oxidación anódica
O2 + 2 H+ + 2 e- → H2O2; reacción catódica
e) Radiólisis tratamiento con haces de electrones
35
Estos procesos se basan en la generación de electrones altamente reactivos, iones radicales y
radicales neutros por exposición de las aguas a tratar a haces de partículas másicas u ondas
electromagnéticas de alta energía. Se pueden usar rayos γ, rayos X o aceleradores de haz de
electrones como los de tipo Van-de-Graaf o los lineales.
Cuando el haz de electrones penetra en el agua, los electrones pierden energía por colisiones no
elásticas con las moléculas de H2O, y se generan especies reactivas:
H2O → e-aq + H• + HO• + H2 + H2O2 + H+
f) Plasma no térmico
El plasma es considerado el cuarto estado de la materia que contiene iones y electrones libres
(gas eléctrico). El plasma puede generarse, en forma no térmica, por una descarga eléctrica o
bombardeo de un gas con un haz de electrones de alta energía; la energía de los electrones en
el plasma es de unos 10 eV, lo que equivale a temperaturas elevadas. Estos plasmas son buenas
fuentes de especies reactivas altamente reductoras y oxidantes, como O (3P), HO•, N, H, NH,
CH, O3.
g) Descarga electrohidraúlica - ultrasonido
Esta tecnología usa ultrasonido de alta potencia (de 15 kHz hasta 1 MHz), y se aprovecha la
cavitación electrohidráulica, es decir, el crecimiento y colapsado cíclico de burbujas de gas. El
gas implota y se alcanzan temperaturas y presiones locales muy altas (4.000-10.000 K y 1.00010.000 bares en el centro de las burbujas colapsadas). La degradación de materia orgánica
ocurre a través de reacciones con los radicales generados por la reacción térmica, o por las
reacciones en presencia de oxígeno:
H2O → H• + HO•
O2 → 2 O•
H• + O2 → HO2•
H• + O2 → HO• + O•
h) Oxidación en agua sub/ y supercrítica
El proceso que opera en condiciones subcríticas es llamado también oxidación en aire húmedo;
se trabaja a presiones entre 10-220 bars y temperaturas entre 150-370 °C. El mecanismo
involucra la carbonización primaria de los sustratos orgánicos y su posterior reacción con los
HO• producidos en la transformación catalítica del O2 disuelto en la superficie del centro
carbonoso. El nitrógeno, los halógenos y el azufre son también mineralizados:
36
O2 → H2O2 → O2 + HO2•
HO• + C → CO2 + H2O
N → NH3, NO3-, N elemental
X→X
S → SO42C + HO• → ácidos orgánicos de bajo peso molecular
La oxidación con agua supercrítica usa agua en condiciones de presión y temperatura superiores
que las del punto crítico, entre 450 y 700 °C y presiones cercanas a los 25 MPa. En estado
supercrítico, el agua se comporta como un fluido cuya viscosidad, densidad y constante
dieléctrica son relativamente bajas. En condiciones supercríticas, disminuye el número de
uniones puente hidrógeno, aumenta la solubilidad de los compuestos orgánicos y gases y
disminuye la solubilidad de los electrolitos. Por ello, este método posee características que lo
llevan a ser un excepcional sistema de tratamiento, con una eficiencia de oxidación mayor que
99,99 % en tiempos de contacto muy breves (5-60 segundos), que no requiere ningún
tratamiento adicional de los productos gaseosos. Debido a la alta solubilidad del O 2 en el agua
supercrítica, no existen problemas de transferencia de masa. Como además la tensión
superficial es nula, el O2 penetra en los poros más pequeños y puede oxidar cualquier sustancia
orgánica.
5.2.2.- Procesos fotoquímicos
a) Fotólisis del agua en el ultravioleta de vacío (UVV)
Se utiliza radiación con una longitud de onda menor a la UV-C (menores a 190 nm) que
producen la degradación de la materia orgánica en fases condensadas o gaseosas o la fotólisis
del agua, que produce radicales hidroxilo, átomos de hidrógeno y electrones acuosos:
H2O + hν → HO• + H•
H2O + hν → HO• + H+ + e-aq
A partir de los radicales primarios se generan rápidamente HO2• y O2•-:
O2 + H• → HO2•; k = 1 * 1010 M-1 s-1
O2 + e-aq → O2•-; k = 2 * 1010 M-1 s-1
37
b) UV/peróxido de hidrógeno
La fotólisis del peróxido de hidrógeno (H2O2) se realiza utilizando lámparas de vapor de mercurio de
media o baja presión:
H2O2 + hν → 2 HO•
En exceso de peróxido y con altas concentraciones de HO• tienen lugar reacciones competitivas que
producen un efecto inhibitorio para la degradación. Los HO• son susceptibles de recombinarse o de
reaccionar de acuerdo con el siguiente esquema:
HO• + H2O2 → HO2• + H2O
HO2• + H2O2 → HO• + H2O + O2
2 HO2• → H2O2 + O2
HO2• + HO• → H2O + O2
c) UV/O3
Combinación de los métodos UV/H2O2 y O3/H2O2:
O3 + hν + H2O → H2O2 + O2
H2O2 + hν → 2 HO•
O3 + H2O2 → HO• + O2 + HO2•
d) Foto-Fenton
La reacción de Fenton aumenta su eficacia por irradiación luminosa debido a varios factores,
entre ellos la reacción adicional:
Fe (III) (OH)2+ + hν → Fe(II) + HO•
e) Ferrioxalato y otros complejos de Fe (III)
En presencia de ligandos orgánicos, como por ejemplo ácidos carboxílicos, el Fe (III) puede
formar complejos estables o pares iónicos asociados que exhiben bandas de transferencia de
carga del ligando al metal en el espectro UV-visible. Son fotoquímicamente activos y generan Fe
(II) por irradiación:
Fe (III) (O2CR)2+ + hν → Fe(II) + CO2 + R•
38
La fotólisis del trisoxalatoferrato (III) (ferrioxalato) se aprovecha para la medición de
intensidades de luz, y constituye el actinómetro químico más utilizado:
[Fe (C2O4)3]3- + hν → [Fe (C2O4)2]2- + C2O4•C2O4•- + [Fe (C2O4)3]3- → [Fe (C2O4)2]2- + C2O42- + 2 CO2
C2O4•- + O2 → O2•- + 2 CO2
f) UV/peryodato
El ácido peryódico (H5IO6) y el ion peryodato (IO4-) son oxidantes fuertes:
H5IO6 + H+ + 2 e- → IO3- + 3 H2O; E° = + 1.6 V
La irradiación de soluciones de peryodato con luz UV corta genera radicales (IO3•, HO•, IO4•) y
otras especies oxidantes (IO3-, O3). El ataque a contaminantes orgánicos se vuelve así menos
selectivo pero más eficiente. El mecanismo es complejo como se muestra en la figura 5.4
Figura 5.4. Mecanismo de oxidaciónUV/peryodato
39
g) Fotocatálisis heterogénea
Se basa en la absorción de energía radiante (visible o UV) por un fotocatalizador heterogéneo,
que normalmente es un semiconductor sólido. Las reacciones de destrucción de los
contaminantes tienen lugar en la región interfacial entre el catalizador y la solución como se
muestra en la siguiente ilustración.
Figura 5.5 Mecanismo de oxidación fotocatálisis heterogénea
5.2.3.- Proceso de oxidación de Fenton
El proceso de oxidación de Fenton es un método de oxidación catalítico homogéneo que usa
una mezcla de iones de Fe2+ y peróxido de hidrógeno en un medio ácido. Este es conocido por
ser muy efectivo en la remoción de compuestos contaminantes en el agua. La principal ventaja
es la completa destrucción de los contaminantes en compuestos más simples y logra la
decoloración de efluentes coloreados con bajos tiempos de reacción. Esta reacción se realiza sin
la presencia de radiación ultravioleta, pero, recientemente se ha demostrado que su poder
oxidante puede ser incrementado significativamente, empleando radiación ultravioleta ó
ultravioleta/visible (reacción de Fotofenton). El mecanismo que describe la reacción de Fenton
principalmente incluye las siguientes reacciones (Neyens y Baeyens 2003).
Fe2+ + H2O2
Fe3+ + OH.+ OH-
El ion ferroso inicia y cataliza la descomposición del peróxido de hidrógeno, resultando la
generación de radicales hidroxilos. Los radicales hidroxilos pueden rápidamente y no
selectivamente reaccionar con un amplio rango de contaminantes orgánicos para mineralizarlos
hasta CO2, H2O y productos inorgánicos (Sun et al. 2009). El ion ferroso es generado lentamente
40
entre la formación del ion férrico y el peróxido de hidrógeno, como se indica en las siguientes
reacciones:
Fe3+ + H2O2
Fe- OOH2+
Fe3+ + HO2
Fe- OOH2+ H+
HO2 + Fe2+
Fe2+ + O2 + H+
Consecuentemente, la tasa de oxidación de compuestos orgánicos es rápida cuando grandes
cantidades del ion ferroso están presentes porque grandes cantidades de radicales hidroxilo se
producen. El proceso de oxidación de Fenton tiene doble ventaja, la oxidación y la coagulación
así reduciendo contenido de color como a su vez la DQO de las aguas residuales (Kuo, 2000).
Existen muchos estudios dedicados a los procesos de Fenton para el tratamiento de aguas
residuales de la industria textil en la Tabla 5.9 se muestran algunos trabajos realizados:
Tabla 5.9. Trabajos realizados utilizando el proceso de Fenton para la oxidación de colorantes
Tipo de
colorante
Agua
real
mg/L
Rojo
directo 28
10
130
250
Rojo ácido
18
100
Tartrazina
100
Violeta
cristal
1.2x10
mol/L
Azul
reactivo
221
Amarillo
145
86
25
-4
Reactivos
FeSO4 7
H2O
H2O2
H2SO4
NaOH
Virutas de
acero
H2O2
H2SO4
NaOH
3+
Fe
H2O2
H2SO4
NaOH
FeSO4 7
H2O
H2O2
H2SO4
NaOH
FeSO4 7
H2O
H2O2
HCL
NaOH
Tiempo
%
Remoción
Condiciones
15
minutos
100
pH=3
150 rpm
T (23-25°C)
pH
Absorbancia
COT
Filiz, et al.,
2008
120 h
88.7
pH=2.5
T= 25°C
pH
Absorbancia
DQO
Barbusiński,
2004
2h
99.3
pH=3
T (20-25°C)
pH
Absorbancia
Arroyave, 2008
Wu, et al., 2010
Kabdasli, et al.,
2007
Parámetros
30
minutos
87
T (20-50°C)
Absorbancia
Temperatura
H2O2
2+
Fe
90
minutos
96
pH=3
T (20-25°C)
pH
Absorbancia
DQO
41
Bibliografía
6.- Metodología
6.1.- Selección y Caracterización de las aguas residuales
Las características del agua de la industria textil que contiene colorantes son muy variadas y
dependen del tipo de fibra y prenda utilizada, del tipo de colorantes utilizados y de los
acondicionadores utilizados y sus características fisicoquímicas varían en cada lote de
producción.
Como fuente de las aguas residuales se consideraron varias fuentes:
Preparación de efluentes sintéticos con diferentes colorantes del tipo azo:
Naranja ácido 24, Azul negro directo, Rojo Congo y negro Terasil
Una industria Lavadora de Mezclilla en Santa Ana Xamimilulco, Puebla
Textiles Gütermann, empresa ubicada en CIVAC, Morelos que se dedica a la
fabricación de hilos
6.1.1. Aguas residuales de la Empresa Gutterman
Las aguas residuales que se seleccionaron fueron de la empresa Gütermann, que utiliza
colorantes del tipo azo. Se seleccionó esta empresa por la facilidad de su ubicación ya que está
situada en la Ciudad Industrial del Valle de Cuernavaca, CIVAC, por su cercanía con el IMTA y
sus instalaciones experimentales donde se realizó la investigación, además por la apertura y
buena disposición de la empresa por brindar la información de sus procesos y materias primas,
así como suministro de aguas residuales reales de sus procesos de producción y suministro de
colorantes azo para la preparación de los efluentes sintéticos.
Se hizo inicialmente la caracterización del efluente final, que es una mezcla de todas las aguas
residuales de sus procesos y el cual tenía mucha variabilidad por lo que se decidió utilizar la
descarga de una de las tinas.
El efluente final contiene las descargas de todos los procesos productivos y los lavados. El agua
residual se transportaba en tambos de 200L hasta el laboratorio del IMTA y se tomaban
muestras cada vez que se realizaba la carga a cada uno de los experimentos
El efluente de la tina de teñido es más controlable y la industria proporcionó la información
sobre los colorantes y aditivos usados para cada lote de teñido. El efluente sale a una
temperatura mayor de 70°C, por lo cual había que esperar hasta que se enfriara para tomar la
muestra y transportarlo. Los análisis físico-químicos realizados fueron los siguientes: pH,
43
conductividad, SDT, DQO, N (NH3, NO3, NO2, PT, Color Pt-Co y Concentración de colorante
cuando procediera según el experimento.
Las frecuencias de muestreo se describen en la metodología de las pruebas de tratabilidad de
cada uno de los procesos probados.
6.1.2.- Aguas residuales de la Empresa lavadora de mezclillas
La caracterización del efluente real se realizó en la zona de Santa Ana Xalmimilulco Puebla. Ya
que esta población se caracteriza por tener un sector productivo de microempresas familiares
para lavado de mezclilla, debido a estas actividades se ha generado un problema local, ya que
ha sido afectado en gran manera al rio Xochiac. Debido a las características heterogéneas que
presentan estos efluentes se realizó un muestreo compuesto durante una jornada de trabajo
analizando los parámetros de la NOM 001.
La lavandería cuenta con 3 procesos de teñido y solo tiene un canal de descarga donde se unen
todos los efluentes del proceso los cuales llegan a una planta de tratamiento de coagulación
floculación la cual no opera debido a la falta de conocimientos técnicos por lo cual es efluente
del proceso es descargado sin ningún tratamiento previo.
El muestreo se realizó en un día laboral de 7 am a 2 pm. En este día se tiñeron más 1000
pantalones de mezclilla tono azul directo.
6.2.- Pruebas de tratabilidad
6.2.1.- Tratamiento biológico convencional: Proceso acoplado Anaerobio- Aerobio
Como ya se mencionó, como modelo para este estudio se utilizó agua residual de la industria
textil Gütermann (Jiutepec, Mor.), inicialmente el efluente final de la industria y después la
descarga de una de las tinas. El sistema experimental consistió de dos reactores conectados en
serie, primero el agua residual pasaba por un reactor anaerobio con lecho de lodo granular
(reactor UASB) y después se introducía a un reactor de lodos activados (LA) con su
sedimentador secundario.
6.2.1.1.- Sistema experimental
El reactor experimental UASB se ilustra en la Figura 6. 1. Está elaborado de acrílico y tiene una
forma cilíndrica con un diámetro interno de 15 cm y una altura total de 146 cm. La altura del
lecho granular es de 50 cm y la de la zona del agua es también de 50 cm. En la parte inferior hay
un falso fondo formado por un disco perforado el cual soporta el lecho de granos y está ubicado
a 14 cm desde el fondo. El influente se introduce en la parte inferior del reactor a unos 3 cm
desde el fondo. La salida del efluente está ubicado a una altura de 114 cm desde el fondo. En la
parte superior del reactor está introducido un separador sólido-líquido-gas. El reactor UASB
44
cuenta con dos bombas peristálticas Masterflex de control variable, una para alimentar el agua
residual al reactor y la otra para recircular una parte del efluente. La salida de la línea de
recirculación se encuentra a 88 cm desde el fondo. El agua recirculada se introduce en la parte
inferior del rector a 3 cm desde el fondo por un orificio contrario al del influente. De esta
manera en la zona debajo del lecho ambos flujos se mezclan antes de entrar de manera
ascendente al lecho de granos anaerobios.
El agua residual utilizada como modelo para este estudio se transporta desde la industria textil
Gütermann (Jiutepec, Mor.)hasta el laboratorio del IMTA en tambos de 200 L. El agua se
almacena en un cuarto frio. Periódicamente se extrae un volumen de 100 L de agua residual el
cual se deposita en un tanque al lado del sistema experimental y desde allí se bombea al reactor
UASB. El efluente del UASB se recolecta en un recipiente de 100 L y de allí es transferido al
reactor aerobio de lodos activados. En la parte superior del reactor UASB se instaló un sistema
para la medición del biogás (metodología del desplazamiento). El volumen del reactor es de
25.8 L, el volumen de operación (lodo y agua) es de 17.7 L y el volumen del lecho es de 8.8 L.
En la Figura 6.2 se presenta el esquema y las dimensiones del reactor lodos activados (LA). El
agua efluente del UASB se introduce por bombeo. Mediante un compresor se suministra aire el
cual se dispersa dentro de la zona aerobia mediante difusores de piedra porosa. Un bafle separa
la zona aerobia del sedimentador. El bafle es movible y mediante su posición vertical se puede
variar la recirculación del lodo sedimentado al reactor aerobio. El efluente del sedimentador
sale mediante un dispositivo rectangular con paredes-vertedores ubicado en la parte superior
del sedimentador. El ancho del reactor es de 21.4 cm. El volumen de operación de la zona
aerobia LA es de 18.4 L. El volumen del sedimentador es 10.4 L.
45
Biogás
Separador sólido-líquidogas
32
Efluente
26
Agua
50
24
146
50
14
Re
cir
cu
la
ci
ón
Lecho
de
lodos
114
64
Influent
e
15
Figura 6.1 Esquema y dimensiones del reactor UASB.
46
Influent
e
16.0
18.6
29.2
18.5
15.9
34.5
5.3
Aire
Efluente
4.4
42.2
5. 9.1
1
Figura 6.2 Esquema y dimensiones del reactor LA.
6.2.1.2.- Procedimiento experimental
El reactor experimental UASB se inoculó con biomasa granular anaerobia obtenida del reactor
UASB de la industria UNIPAK S.A de C.V. localizada en Cuernavaca, Morelos. La caracterización
inicial del lodo granular indicó que las concentraciones de ST y SV fueron de 186,331 y 136,443
mg.L-1 respectivamente.
Durante la primera etapa del experimento se trabajó con el agua residual efluente final de la
industria cuya DQO fue de 2,446±592 mg/L en promedio. El influente fue de 26.5 ml.min -1
equivalente a 38.1 L d-1. La carga orgánica volumétrica (COV) se calculó de 5.3kg DQO m-3 d-1 y el
TRH de 11.1 h. La carga se seleccionó por debajo de los valores típicos para los reactores UASB
(de 10-30 kg DQO m-3 d-1) para crear mejores condiciones para la aclimatación de la biomasa al
sustrato del agua residual de la industria textil. Debido al bajo caudal de agua, la velocidad
ascendente del flujo de agua en el reactor fue de 0.09m/h, muy por debajo de los valores típicos
de 1.0-1.5 m/h. Para mejorar las condiciones hidrodinámicas en el reactor, se decidió
implementar una recirculación del efluente de 100% con lo cual se aumentó la velocidad
ascendente en el reactor a 0.18 m/h.
Durante la segunda etapa del experimentó el reactor UASB se alimentó con el agua residual
descargada directamente de la tina de teñido en la industria. La DQO promedio fue de
7,739±3,180 mg/L, casi tres veces mayor que la DQO del efluente final de la industria textil. Para
47
evitar un incremento grande de la carga orgánica al UASB se disminuyó el caudal a 16.2 ml.min -1
o 23.3 L d-1, el más bajo que se puede lograr con la bomba peristáltica instalada. La disminución
del caudal permitió lograr un TRH de 18.2 h, mayor que el obtenido en la primera etapa. La
velocidad ascendente considerando solo el Q del influente fue de 0.055 m/h y con la
recirculación aumentó a 0.11 m/h. Debido a la alta DQO la carga orgánica aumentó casi dos
veces obteniéndose en promedio una COV de 10.2 kg DQO m-3 d-1.
Tabla 6.1 Parámetros de operación del reactor UASB.
Parámetros
-3
COV, kg DQO m d
TRH, h
Q, L d
-1
-1
Etapa 1
Etapa 2
5.3
10.2
11.1
18.2
38.1
23.3
El día 66 desde el arranque del reactor UASB, cuando ya se había empezado la alimentación con
el agua residual proveniente de la tina de teñido de la industria textil, se inoculó el reactor
aerobio LA con biomasa de un reactor real de LA y empezó su alimentación con el efluente del
UASB. Las concentraciones de SSTLM y de SSVLM fueron de 2,970 y 1,460 mg/L
respectivamente. El caudal del influente al reactor aerobio LA se ajustó a 16.2 ml.min -1 o 23.3 L
d-1, con lo cual se obtuvo un TRH de 14.0 h. La carga orgánica volumétrica dependía de la DQO
del efluente del UASB y la carga orgánica másica dependía y de la concentración de los SSVLM.
6.2.1.3.- Muestreo y análisis físico-químicos
El seguimiento de los procesos en los reactores anaerobio UASB y aerobio de lodos activados,
LA se realizaba determinando dos veces por semana en muestras del influente al UASB, efluente
del UASB y efluente del LA los siguientes parámetros: DQO, NT, N-NH4, N-NO2, N-NO3, P-PO4,
SST y SSV. Los análisis se realizaron de acuerdo con los métodos recomendados por el Standard
Methods for the Examination of Water and Wastewater (APHA, 1999) y para el caso de
nitrógeno y fósforo los métodos espectrofotométricos de HACH. En los mismos puntos de
muestreo se determinaban diariamente pH, Conductividad, SDT y temperatura usando equipo
para determinaciones potenciométricas.
6.2.2.- Tratamiento biológico no- convencional
6.2.2.1.- Tratamiento fúngico
En esta investigación se consideró el utilizar el hongo Basidiomiceto Pleutorus ostreatus por su
alto contenido en enzimas del tipo de las lacasas y las peroxidasas inoculando la cepa de P.
ostreatus en turba para su propagación y proliferación.
48
a) Sistema experimental
El sistema experimental estuvo constituido por 4 biofiltros separados uno del otro. De los cuales
dos de ellos fueron empacados únicamente con turba (blanco y su réplica). Los otros dos fueron
empacados con turba e inoculados con P. ostreatus (tabla 6.2). Los biofiltros se evaluaron bajo
dos condiciones diferentes de operación (2 cargas orgánicas diferentes). El reactor contó con
una salida en la parte inferior y la entrada en la parte superior. La parte inferior del reactor
contó con una cama de grava fina para evitar que el medio de soporte obstruya la manguera de
efluente. Los modelos fueron a escala laboratorio y se ilustran en la figura 6.3. El sistema
experimental propuesto se basa en los estudios realizados por Moeller et al (2003) y Dávila
(2005).
Figura 6.3 -Biofiltros empacados.
49
Tabla 6.2. Características del material de empaque de los biofiltros
Biofiltro
1
2
3
4
Características del empaque
Empacado con turba sin esterilizar.
Empacado con turba estéril e inoculado con P.ostreatus
Empacado con turba estéril.
Empacado con turba sin esterilizar e inoculado con P. ostreatus
b) Agua residual a tratar
El agua a tratar provino de la industria productora de hilos Gutterman, donde utilizan en sus
procesos de teñido colorantes azo, que son objeto de estudio de este trabajo. Este efluente
presenta una problemática especial con los colorantes ya que, después del proceso de
elaboración de sus productos, su efluente presenta una concentración elevada de DQO
(8000mg/L) y de concentración de colorante (566mg/L). El efluente a tratar se tomó de una de
las tinas de tintura de hilos, el colorante empleado es el Negro Terasil SRL cuya estructura
química se muestra en la figura 6.4 y la figura 6.5 muestra un lote de hilos teñido con el mismo
colorante.
Debido a las altas concentraciones de este efluente y su toxicidad, se trabajó con los siguientes
factores de dilución (FD) 10, y 37. La caracterización de esta agua diluida se muestra en la tabla
6.3.
Figura 6.4 -Estructura del colorante Negro Terasil SRL ( http://www.lookchem.com/).
50
Figura 6.5 Hilos después del proceso de teñido con el colorante negro terasil.
Tabla 6.3. Características de los influentes utilizados para la alimentación de los biofiltros
DQO (mg/L)
Influente 1
(FD. 10)
841
Influente 2
(FD. 37)
217.7
Color aparente (Upt/Co)
2130
233
Color verdadero (Upt/Co)
1780
79.3
Concentración de color(mg/L
56.6
13.55
SDT (g/L)
0.33
0.12
pH
5.23
8.3
Temperatura (˚C)
23.7
23.7
Fosforo total (mg/L)
8.6
4.5
Parámetro
c) Caracterización del efluente textil
La caracterización de este efluente textil se determinó en función de los siguientes parámetros:
pH, sólidos disueltos totales (SDT), concentración de color (espectrofotométricamente),
demanda química de oxígeno (DQO), nitrógeno amoniacal (N-NH4) y nitrógeno total (NT) (Tabla
6.4).
d) Obtención de la cepa de Pleurotus ostreatus
La cepa de P.ostreatus se obtuvo de Herbario Micológico de Morelos (HEMIM) del centro de
investigaciones Biológicas (CIB) de la Universidad Autónoma del estado de Morelos.
51
e) Siembra, cultivo, y conservación P. ostreatus
Ya obtenidas las cepas se procedió a la verificación de la viabilidad del hongo. Para lo cual se
realizó un aislamiento vegetativo: Se tomó un fragmento de aproximadamente de 2 a 3 mm del
cuerpo fructífero y se colocó con la ayuda de unas pinzas de disección en cajas con medio
previamente esterilizado (agar de extrac
C por 4 días hasta que se observó el micelio.
Tabla 6.4. Características de los influentes utilizados.
Parámetro
VALOR(mg/L)
DQO(mg O2/L)
8401
SDT
0.9
pH
5.23
T (˚C)
23.7
N-NO3
15
N-NO2
45
Color aparente (Upt-Co)
Color verdadero (Upt-Co)
N-TOTAL
21300
17800
275
PT
10
N-NH3
97
f) Reproducción masiva de P. ostreatus
Una vez que el micelio cubrió toda la caja se utilizó para su propagación. En esta etapa P.
ostreatus creció en medio líquido. La metodología para la reproducción masiva de P. ostreatus
se basa en la metodología utilizada por Dávila (2005) que consiste en: Cuadricular con un bisturí
el micelio contenido en la caja Petri en porciones de 1 cm2. Estas porciones se colocaron en
matraces de 250 ml con caldo fungal y se incubaron a 70 rpm a 30 ˚C por 6 días en obscuridad.
Obtenida la biomasa suficiente de P. ostreatus se inoculó dos reactores.
g) Acondicionamiento del material de empaque
Para el acondicionamiento de la turba (turba comercial) se cribó utilizando un tamiz con el fin
de remover impurezas. Posteriormente y para cada caso particular la turba se esterilizó u
omitió. Después la turba se humedeció hasta aproximadamente un 60% de humedad. Una
buena aproximación para este contenido de humedad es cuando al exprimir el material con la
mano escurren unas cuantas gotas de agua (Garzón- Zuñiga et al., 2003).
h) Reactores
Se construyeron y montaron 4 reactores de acrílico con dimensiones de 10 cm de diámetro, 60
cm de altura y una capacidad de 4712. 4 cm3.El diseño se basó en los trabajos realizados por
Garzón- Zúñiga (2001), el cual consistió en una torre donde se encuentra mezclado el medio de
52
soporte con el micelio lo que abarca un 70% de la torre. El reactor contó en la parte superior
con una entrada del influente, en la parte inferior del reactor con una cama de grava fina para
evitar que el medio de soporte colmate la salida del efluente.
Los reactores se alimentaron con agua real a una carga orgánica volumétrica de (607.17 y
posteriormente 161.7 mg/L d), con un tiempo de retención hidráulico de 0.85 días (20.47 hr) a
un flujo de 2.43 ml/min (3. 5 L/día), el TRH se calculó de acuerdo a metodologías dadas por
Garzón-Zúñiga et al., (2003), donde por medio del cálculo de los espacios porosos del medio de
soporte se obtiene el TRH.
i) Montaje del biofiltro empacado con turba estéril inoculado con P.ostreatus.
Se drenó el micelio y se preparó en proporciones adecuadas para el reactor. El reactor se
desinfectó con luz UV. La turba se esterilizó y posteriormente se humedeció con agua
esterilizada hasta obtener un 60% de humedad. Se empaquetaron los reactores y se inocularon
con el micelio obtenido en el medio líquido, de tal manera que el micelio quedó distribuido en
forma abundante y homogénea en todo el reactor.
j) Montaje del biofiltro empacado con turba sin esterilizar inoculado con
P.ostreatus.
Se drenó el micelio y se preparó en proporciones adecuadas para el reactor. La turba se
humedeció con agua esterilizada hasta obtener un 60% de humedad. Se empaquetaron los
reactores y se inocularon con el micelio obtenido en el medio líquido, de tal manera que el
micelio quedó distribuido en forma abundante y homogénea en todo el reactor.
k) Montaje del biofiltro empacado con turba estéril
La turba se esterilizo y humedeció con agua esterilizada hasta obtener un 60% de humedad y
con ella se empacaron los reactores. El reactor se desinfectó con luz UV.
l) Montaje del biofiltro empacado con turba sin esterilizar
La turba se humedeció con agua esterilizada hasta obtener un 60% de humedad y con ella se
empaquetaron los reactores.
m) Evaluación del desempeño de los biofiltros
Para el seguimiento, control y evaluación del desempeño del sistema experimental se midieron
los siguientes parámetros: pH, Temperatura, Color aparente, Color verdadero y DQO. Estos
parámetros fueron monitoreados con las frecuencias mencionadas en la tabla 6.5. y con los
métodos señalados en la tabla 6.6.
53
Tabla 6.5. Parámetros de medición, puntos y frecuencia de muestreo para los biofiltros.
PARÁMETRO
PUNTOS DE MUESTREO
INFLUENTE
EFLUENTE
X
X
FRECUENCIA
DQO
COLOR APARENTE
COLOR VERDADERO
3 Veces por semana
CONCENTRACIÓN DE COLOR
pH
TEMPERATURA
3 Veces por semana
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
Tabla 6.6. Parámetros analizados y sus técnicas de análisis.
PARÁMETRO
TÉCNICA ANALÍTICA
DQO
COLOR
Método estándar HACH
Método estándar HACH
CONCENTRACIÓN DE COLOR
Espectrofotometría HACH
pH
TEMPERATURA
Medición directa con potenciómetro de acuerdo a
la NMX-AA-008
Medición directa con termómetro de acuerdo a la
NMX-AA-007
También se midió esporádicamente la toxicidad y la actividad enzimática, para lo cual se
utilizaron las siguientes técnicas.
n) Evaluación de actividad enzimática
La evaluación de la actividad enzimática se realizó por separado para cada enzima. Se tomó una
muestra de cada uno de los reactores para la evaluación de la actividad enzimática de la
Manganeso Peroxidasa, posteriormente se tomó una muestra de cada reactor y se evaluó la
actividad de la Lacasa y se tomó otras muestras para la medir la actividad enzimática de la
Versátil Peroxidasa.
o) Evaluación de toxicidad
Para la evaluación de la toxicidad se realizaron diluciones de las muestras (efluente e influente)
a las cuales se expone una población de la bacteria luminiscente marina (Photobacterium
phosphoreum o Vibrio fisheri). En caso de existir agentes tóxicos en las muestras, las bacterias
cambiarán la emisión de su luminosidad, de manera decreciente al incremento del tóxico. Para
este análisis se utilizó el equipo Microtox donde por medio de un sensor se medirá el cambio de
luminosidad. Dicho procedimiento se realizó de acuerdo al método aprobado por SECOFI NMXAA-112-1995.
54
6.2.2.2.- Tratamiento enzimático
Como producto para la extracción de las peroxidasas se trabajo con el residuo del
procesamiento del frijol de soya para la elaboración de bebidas de soya por ser un producto de
desecho que se considera que contiene aun un alto contenido de estas enzimas.
La hipótesis de trabajo en esta etapa fue que mediante las peroxidasas obtenidas a partir de un
residuo industrial del procesamiento del frijol de soya es posible decolorar efluentes del proceso
de teñido de la industria textil que emplean colorantes tipo azo. Esta investigación está en sus
inicios ya que no existe a la fecha literatura reportada de su utilización para este propósito. El
objetivo inicial es el evaluar la capacidad catalítica de la enzima peroxidasa (obtenida a partir de
un residuo industrial del procesamiento del frijol de soya) en la decoloración de efluentes de la
industria textil que emplean colorantes azo. Y el objetivo específico el implementar una técnica
para la obtención de extracto crudo y su purificación parcial con actividad enzimática. Asimismo
determinar el modelo cinético para el tratamiento enzimático de un efluente sintético y uno
real
a) Obtención del extracto de soya
En la actualidad los estudios realizados para la decoloración de efluentes textiles utilizando
enzimas han demostrado ser un tratamiento eficiente. Las principales fuentes de obtención se
centran principalmente en la raíz del rábano picante, hongos, soya y vegetales de consumo tales
como: chayote, rábanos, papas etc. En este trabajo se pretende utilizar un residuo industrial,
generado en el proceso de elaboración del jugo (ADES) hecho a base de soya, el cual es
proporcionado por UNILEVER, utilizándolo como única fuente obtención de peroxidasas.
Para obtener el extracto crudo se utilizan diversas técnicas optimizando los procesos para la
obtención de la mayor cantidad de enzima con alta actividad de peroxidasas, evaluando
diferentes condiciones de operación como, pH, temperatura, tiempo de homogenización,
buffers.
b) Purificación parcial de peroxidasas
Existe una gama diversa de procesos para la purificación de enzimas tales como: precipitación
con sulfato de aluminio, cromatografía en filtración de gel, cromatografía de intercambio
aniónico. Considerando las propiedades físicas y características de la enzima de interés en este
trabajo se realizará la purificación parcial mediante cromatografía de intercambio aniónico, en
una columna de 142.35 mL de volumen total, utilizando como intercambiador Dietilaminoetil
celulosa (DE53) de acuerdo a Jakoby, 1971 y Zia 2002.
c) Valoración de la proteína total y determinación de actividad enzimática
El seguimiento de la obtención del extracto crudo y la purificación parcial de la enzima se
monitoreará mediante la determinación de proteínas totales y actividad enzimática empleando
las siguientes técnicas:
55
Proteínas
Para la medida de la proteína total se empleará el método Bradford (Bradford, 1976) en el cual
se utiliza el reactivo Bio-Rad ProteinAssay (BIO-RAD laboratorios GmbH). El método está basado
en el cambio de absorbancia a 595 nm de una disolución ácida de azul brillante de Comassie G250 al quedar este colorante unido a las proteínas. Se empleará albúmina de suero bovino
(Sigma Chemical CO, St Louis) como patrón de proteína.
Actividad enzimática
La actividad enzimática (AE) se define como la cantidad de enzima que convierte 1 mol de
peróxido de hidrógeno por minuto a pH 7,4 y 25 °C. La actividad de la peroxidasa se determina
generalmente por métodos espectrofotométricos, que emplean diferentes combinaciones de
tampones y sustratos, variando las condiciones de ensayo en cuanto a temperatura, volumen,
concentraciones y pH. En este trabajo se utilizarán 2 técnicas para su determinación empleando
como sustrato primario peróxido de hidrogeno y Guayacol (Pütter, 1974). Y 4-aminoantipirina
(Bhuniaet al., 2002).
d) Caracterización de agua residual de la industria textil
Se realizaron 2 muestreos compuestos analizando los parámetros de la NOM 001-SEMARNAT1996 incluyendo color (Pt-Co), colorante (mg/L) y DQO (mg/L) para la caracterización de los
efluentes industriales:
Uno se realizó en la zona de Santa Ana Xamimilulco Puebla, a una lavandería de mezclilla en
donde utilizan principalmente colorantes azo .
El segundo muestreo se realizó en la empresa Gutermann, industria ubicada en la zona
industrial de Civac, donde realizan la fabricación y teñido de hilos. Es importante mencionar que
se contaron con las recetas de cada una de las mezclas utilizadas en los procesos de teñido así
como las materias primas que utilizan en cada industria, esto con el objetivo de preparar el agua
sintética en el laboratorio en condiciones controladas. Los muestreos se realizaron una sola vez
y las industrias proporcionaron suficiente muestra de sus efluentes para realizar los estudios
correspondientes. Así mismo para cada uno de las pruebas subsecuentes de tratabilidad se
continuó con la toma y recolección semanal de muestras en la empresa Gutterman.
e) Cinéticas experimentales con agua artificialmente contaminada y efluente real
Las cinéticas experimentales se llevaron a cabo en reactores en discontinuo con un volumen
total de 100 mL de capacidad con 50 mL de solución de estudio. El agua residual sintética estará
constituida por la receta proporcionada por la lavandería de mezclilla y la fábrica de hilos (Tabla
6.7). El efluente real estudiado será proporcionado por cada una de las industrias, el cual será
caracterizado previamente.
56
Tabla 6.7. Aditivos utilizados en la preparación de mezclas para teñido de hilos
Aditivo
Concentraciones para 3.5 kilos de
hilos
105 g
35 g
17.5 g
60 g
350 g
Colorantes
Sulfato de amonio
Albaflow FFA
Diadavin
Lubricante
La reacción se inicia al añadir H2O2, que se bombea en continuo mediante una bomba
peristáltica de velocidad variable Masterflex®C/L® Cole-Parmer. Se evaluaron diferentes
caudales de adición de H2O2 para obtener las velocidades de adición óptimos para el
tratamiento. En las cinéticas se estudiaron los diversos factores que influyen en la decoloración
de los efluentes, con el objetivo de encontrar los parámetros óptimos de operación, evaluando
los parámetros indicados en la Tabla 6.8 a una temperatura constante de 25°C.
Tabla 6.8. Parámetros a evaluar en la degradación enzimática de agua artificialmente
contaminada y efluente real.
Colorantes utilizados en las industrias
(Para cinéticas experimentales con agua
sintética)
H202
Extracto parcialmente purificado
Temperatura
pH
10, 20, 30, 40 y 50 mg/L
12.5 - 40 mM
50 - 200 U/L
25 ± 5
2a9
En todas las pruebas se realizó un seguimiento de la concentración del colorante evaluado
mediante espectrofotometría, y actividad enzimática, con el objetivo de observar la posible
inhibición. Para excluir la posibilidad de que la decoloración fuese debida a un proceso distinto a
la reacción enzimática, se realizó un control con peroxidasa de soya inactivada térmicamente.
f) Métodos analíticos
Cuantificación de color (Pt-Co) y colorante en mg/L presente en el influente y efluente mediante
espectrofotometría.
Determinación de parámetros de campo, pH, conductividad, temperatura. Determinación de
subproductos de degradación por HPLC para el seguimiento de la degradación del colorante y la
cuantificación de subproductos generados en el tratamiento enzimático. Las cuales se llevaron a
cabo mediante cromatografía de líquidos en un equipo Hewlett-Packard (Series 1100), equipado
57
con un detector de arreglo de diodos con una columna de fase reversa Zorbax Eclipse XDB C-18,
5 μm, 4.6 mm X 250 mm. Se utilizaron 25 L de muestra.
g) Determinación del modelo cinético para la degradación de agua sintética y efluentes
textiles
Se aplicó el método de las velocidades iniciales en pruebas en discontinuo, en los que se
variaron las concentraciones iniciales de sustrato y las velocidades de adición de H2O2.
Trabajando con concentraciones de sustrato hasta valores de 50 mg/L para cinéticas con agua
sintética, con el objetivo de determinar si el sustrato tiene carácter inhibitorio sobre la cinética
de la degradación.
6.2.3.- Tratamiento Fisicoquímico: Oxidación Avanzada (Pruebas de Fenton)
a) Se preparó una solución de sulfato ferroso de 10,000 mg/L y peróxido de
hidrógeno al 50%.
b) Se preparó una mezcla de agua con tres colorantes en concentraciones
iguales que van de 10 a 100 mg/L, como se muestra en la ¡Error! No se
encuentra el origen de la referencia. 6.9 .
Tabla 6.9. Concentraciones de preparación.
Jarra
1
2
3
4
5
6
Colorante 1
(mg/L)
10
20
40
60
80
100
Colorante 2
(mg/L)
10
20
40
60
80
100
Colorante 3
(mg/L)
10
20
40
60
80
100
Mezcla
(mg/L)
30
60
120
180
240
300
Las pruebas se realizaron en un equipo de prueba de jarras, con vasos de precipitado con
capacidad de un litro.
c) Determinar al agua con la mezcla de colorantes la demanda química de
oxígeno (DQO), pH, conductividad eléctrica y color.
d) Ajustar el pH de cada jarra a 3, con una solución de ácido sulfúrico 1 N.
e) Realizar las siguientes pruebas para determinar condiciones de:
- Dosis de sulfato ferroso y peróxido de hidrógeno.
- Reacción con agitación de 100 a 200 rpm, con tiempos de 10 a 60 min.
- Sedimentación con tiempos de 30 a 120 min.
58
f) Probar y/o validar las condiciones obtenidas con un agua residual de una
textilera.
g) Obtener las concentraciones de sulfato ferroso y de peróxido de hidrógeno,
de tal manera que pueda establecer un intervalo amplio de remoción de
color y DQO.
59
7.- Resultados
7.1.- Caracterización de las aguas residuales
7.1.1. Preparación de aguas residuales sintéticas y colorantes utilizados para las pruebas
de tratabilidad fisicoquímicas.
Los siguientes colorantes fueron empleados para simular un agua residual proveniente de la
industria textilera.
a) Naranja ácido 24.
Clasificación: Diazo.
Usos: Se emplea para colorear lana, nylon y cuero. Es soluble en agua y etanol.
Estructura química:
b) Azul negro directo
Clasificación: Diazo
Usos: Se utiliza en el teñido de algodón, mezclillas y en el teñido del papel.
Estructura química
c) Rojo congo
Clasificación: Diazo
Usos: Tiene una gran afinidad aparentemente, por las fibras de celulosa. Sin embargo, el
uso de rojo congo en la industria de la celulosa (algodón textil, pulpa de árbol y papel) ha
desaparecido, en parte por su tendencia a cambiar de color una vez que se toca con los
dedos manchados de sudor, al correr, y por su toxicidad. En bioquímica e histología, el
rojo congo se usa para teñir preparaciones microscópicas, especialmente en tinciones
para el citoplasma y los eritrocitos.
Estructura química
Se hicieron mezclas a partes iguales utilizando éstos tres colorantes con concentraciones de 50
a 300 mg/L. Su caracterización se muestra en la Tabla 7.1.
59
Tabla 7.1. Características del agua residual sintética
Colorante
mg/L
50
100
150
200
250
300
Color
(UPtCo)
847
1692
2650
3667
4242
5208
Solución inicial
DQO
Conductividad
(mg/L)
(µS/cm)
35.2
478
50.2
539
69.8
599
93.1
693
98.1
771
122.0
835
pH
7.00
7.14
7.19
7.31
7.42
7.52
Caracterización del efluente general de la lavandería de Santa Ana Xalmimilulco
Tabla 7.2 Aguas residuales de la empresa lavadora de mezclillas.
60
Tabla 7.2 b Aguas residuales de la Empresa Gütterman
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
Prom
pH
Conductividad Color
(µS/cm)
(Pt Co)
DQO
(mg/L)
6.26
4.79
5.46
6.20
6.77
5.94
6.70
7.19
4.38
5.84
5.70
4.02
6.26
5.28
7.15
5.86
750
1140
1970
1670
1100
1630
2660
2350
1680
1610
1400
2020
1400
1070
1300
1517
1395
1890
2896
2295
2263
3972
2654
2013
4405
2999
2653
2434
2808
3852
2967
2766
1548
1917
2108
1605
1472
5882
3400
3173
8415
5358
2123
3767
4358
3247
5416
3586
7.2.- Pruebas de tratabilidad
7.2.1.- Tratamiento biológico convencional: Procesos acoplado anaerobio-aerobio
Durante la primera etapa del experimento para la alimentación del reactor anaerobio UASB se
usó el agua residual efluente final de la industria textil Gütermann que contiene las descargas
de todos los procesos productivos y los lavados. El agua residual se transportaba en tambos de
200L hasta el laboratorio del IMTA y se tomaban muestras cada vez que se realizaba la carga y
transportación del agua. A partir del 11 de octubre de 2012 se empezó a cargar y transportar
solo el efluente de la tina de teñido. El efluente sale a una temperatura mayor de 70°C, por lo
cual se esperaba hasta que se enfríe para tomar la muestra y transportarlo. Los resultados de
los análisis físico-químicos se presentan en la Tabla 7.3. En la muestras se determinaba el
parámetro de alcalinidad.
Los valores obtenidos variaron entre cero y 8 mg CaCO3/L. Como se puede observar en la Tabla
7.3 el pH del efluente final de la industria varió entre 4.7 y 6.9 y del efluente de la tina varió
entre 3.7 y 4.9. Es por esto que el agua residual se neutralizaba con NaOH antes de introducirla
al UASB.
61
Tabla 7.3. Características de las aguas residuales utilizadas en el estudio.
No. De
Punto de
muestre
muestreo
o
1
Efluente
Gütermann
2
Efluente
Gütermann
3
Efluente
Gütermann
4
Efluente
Gütermann
5
Efluente
Gütermann
6
Efluente
Gütermann
7
Efluente
Gütermann
8
Efluente
Gütermann
9
Efluente
Tina
10
Efluente
Tina
11
Efluente
Tina
12
Efluente
Tina
13
Efluente
Tina
14
Efluente
Tina
15
Efluente
Tina
pH
Conduc
tividad,
µS·cm-1
SDT, DQO,
mg·L-1 mg·L-1
N-NH4, N-NO3, N-NO2, PT,
mg·L-1 mg·L-1 mg·L-1 mg·L-1
6.16 830
490
2,745
48
8.9
10
20
6.09
850
416
2,228
30
3.2
3
50
6.62
1,230
609
1,832
65
1.4
70
30
4.69
1,432
709
2,312
84
1.1
113
5
6.67
1,150
840
2,790
114
0.0
123
270
6.54
1,230
740
3,118
129
9.9
11
35
6.88
1,210
620
3,898
98
1.0
70
0.0
6.87
1,030
510
2,282
60
4.0
52
35
4.45
3,880
2,010
7,881
388
15
450
10
4.66
3,900
2,030
10,871
276
90
300
25
4.94
1,518
756
3,635
160
40
100
40
4.68
2,890
1,476
7,128
271
0
105
155
4.88
3,130
1,603
9,426
420
0
56
165
4.21
4,070
2,110
9,200
615
0
37
140
3.67
3,470
457
8,167
84
0.5
5
0.0
62
La conductividad y la concentración de SDT en el efluente de la tina fueron 2.4 veces mayores
comparadas con las del efluente final de la industria. El promedio de los SDT en la tina fue de
1,492±654 mg/L y en el efluente final fue de 616±142 mg/L.
El promedio de la DQO en la tina fue tres veces mayor que en el efluente final. La DQO
promedio en la tina se determinó de 8,044±2,293 mg/L y en el efluente final fue de 2,651±644
mg/L.
El promedio del N-NH4 en la tina fue cuatro veces mayor que en el efluente final. La
concentración promedio del N-NH4 en la tina se determinó de 316±177 mg/L y en el efluente
final fue de 78±34 mg/L. El nitrógeno en ambas aguas residuales es suficiente para el desarrollo
normal de las bacterias anaerobias.
Tanto en el efluente de la tina como en el efluente final de la industria se determinó presencia
de nitritos y nitratos. La concentración promedio del N-NO2 en la tina se determinó de 150±163
mg/L y en el efluente final fue de 56±46 mg/L. La concentración de los nitritos en el efluente de
la tina es 2.7 veces mayor que la en el efluente final de la industria.
La concentración promedio del N-NO3 en la tina se determinó de 21±34 mg/L y en el efluente
final fue de 3.7±3.8 mg/L. La concentración de los nitratos en el efluente de la tina es 5.6 veces
mayor que la en el efluente final de la industria.
En ambos efluentes, de la tina y el final de la industria, se determinó Ptotal. La concentración
promedio del PT en la tina se determinó de 76±73 mg/L y en el efluente final fue de 55±88
mg/L. La concentración del PT en el efluente de la tina es solo 1.4 veces mayor que la en el
efluente final de la industria. El fósforo en ambas aguas residuales es suficiente para el
desarrollo normal de las bacterias anaerobias.
7.2.1.1.-Seguimiento del proceso en el reactor UASB y LA
a) Remoción de DQO
Como ya se mencionó en la metodología, el reactor experimental UASB se inoculó con biomasa
granular obtenida del reactor UASB de la industria UNIPAK S.A de C.V. localizada en Cuernavaca,
Morelos. La caracterización inicial del lodo granular indicó que las concentraciones de ST y SV
fueron de 186,331 y 136,443 mg.L-1 respectivamente.
En la Figura 7.1 se presenta la variación de la DQO en el influente al reactor anaerobio UASB, en
el efluente de este reactor que es el que ingresa después al reactor aerobio de lodos activados,
LA y en el efluente del reactor aerobio, LA. En la Figura 7.2 se presentan las remociones de DQO
y en la Figura 7.3 se ilustra la variación de la carga orgánica volumétrica en ambos reactores
UASB y LA.
63
Durante la primera etapa del experimento se trabajó con el agua residual efluente final de la
industria cuya DQO fue de 2,446±592 mg/L en promedio. Se observa que el valor de la DQO es
muy similar al mencionado anteriormente promedio de DQO obtenido con base en los
muestreos del efluente final de la industria. Durante los 46 días de la primera etapa la remoción
de la DQO en el UASB presentó variaciones entre 20 y 67% con una tendencia de incremento.
Prácticamente no hubo formación de biogás pero la decoloración del agua lograda en el reactor
era evidente. El valor promedio de la DQO en el efluente fue de 1,425±465 mg/L. En resumen
aplicando una carga orgánica de 5.3 kg DQO.m-3.d-1 y con un TRH de 11.1 h en el reactor UASB
se alcanzó una remoción de 67% después de 46 días de operación.
18000
DQO, mg·L-1
16000
Etapa
1
14000
12000
Etapa
2
10000
8000
6000
4000
2000
0
0
5
10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95 100 105
Tiempo, días
Influente UASB
Efluente UASB
Efluente LA
Figura 7.1 Variación de los valores de la DQO
64
80%
Remoción de DQO
70%
Etapa
1
60%
Etapa
2
50%
40%
30%
20%
10%
0%
0
5
10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95 100 105
Remocion de DQO en UASB
Tiempo, días
Remoción de DQO en LA
Remoción total de DQO
Figura 7.2 Remociones de DQO
40
COV, kg DQO.m-3.d-1
35
Etapa
1
30
Etapa
2
25
20
15
10
5
0
0
5
10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95 100 105
Tiempo, días
COV UASB
COV LA
Figura 7.3 Variaciones de las cargas orgánicas volumétricas en los reactores UASB y LA.
65
Durante la segunda etapa del experimento, la cual empezó el día 52 desde el arranque, el
reactor UASB se alimentó con el agua residual descargada directamente de la tina de teñido en
la industria. La DQO promedio fue de 7,739±3,180 mg/L, casi tres veces mayor que la DQO del
efluente final de la industria textil. Desde el día 52 hasta el día 64 se operó con el mismo caudal
de influente que se había aplicado en la Etapa 1. Durante estos días la DQO del agua fue muy
elevada, entre 7,691 y 15,669 mg/L, esto provocó un incremento muy grande de la carga
orgánica, la cual subió a valores entre 16 y 34 kg DQO.m-3.d-1. Estos valores son típicos para
reactores UASB, pero el incremento de la carga fue muy grande y esto provocó inhibición del
proceso, la remoción de la DQO fue entre 0 y 10% y no hubo ninguna decoloración del agua la
cual tenía un color negro intenso. Para superar la inhibición del proceso se disminuyó el caudal a
16.2 ml.min-1 o 23.3 L d-1, el más bajo que se puede lograr con la bomba peristáltica instalada.
La disminución del caudal permitió lograr un TRH de 18.2 h, mayor que el obtenido en la
primera etapa. En la Figura 7.1 se observa que a partir del día 66 desde el arranque la DQO en el
efluente de la tina disminuyó a 9,853 mg/l y después los valores se mantuvieron entre 4,902 y
8,371 mg/L. Así la COV se redujo y durante los días 73-103 fue de 8.3 ±1.8 kg DQO m-3 d-1. La
remoción promedio de DQO durante este tiempo (1 mes de operación en las nuevas
condiciones) fue de 16±5% con tendencia de incremento. La DQO promedio en el efluente
correspondiente a este período fue de 5,134±1,003 mg/L.
El día 66 desde el arranque del reactor UASB, cuando ya se había empezado la alimentación con
el agua residual proveniente de la tina de teñido de la industria textil, se inoculó el reactor
aerobio de LA con biomasa de un reactor real de LA y empezó su alimentación con el efluente
del UASB. Las concentraciones de SSTLM y de SSVLM fueron de 2,970 y 1,460 mg/L
respectivamente. El caudal del influente al reactor aerobio LA se ajustó a 16.2 ml.min-1 o 23.3 L
d-1, con lo cual se obtuvo un TRH de 14.0 h. La carga orgánica volumétrica dependía de la DQO
del efluente del UASB y la carga orgánica másica dependía y de la concentración de los SSVLM.
La variación de la COV en LA se puede observar en la Figura 7.3. El promedio de COV en el
período día 73-103 fue de 6.51±1.27 kgDQO.m-3.d-1. Al empezar la alimentación del reactor LA,
el día 66 desde el arranque del reactor UASB, se determinó una remoción muy baja de DQO, de
solo 3%, se manifestaron fenómenos de intoxicación de la biomasa, flotación y formación
intensa de espuma. Esto produjo una disminución de la concentración de los SSVLM que el día
72 se determinaron de 660 mg/L, casi la mitad de la biomasa se perdió.
Esto provocó incremento de la carga orgánica másica F/M, de 7.7 a 9.9 kg DQO.kg SSV -1.d-1
durante los días 66-72. Sin embargo, a partir de este día disminuyó el efecto de flotación de
biomasa y empezó a aumentar la remoción en el reactor LA. La biomasa no crecía y en los
siguientes días se mantuvo entre 660 y 880 mgSSVLM/L. En el período días 73-103 la F/M varió
entre 6 y 10kg DQO.kg SSV-1.d-1.La remoción promedio de la DQO en el reactor LA durante estos
30 días de operación fue de 14.9±7.7% y la DQO promedio en el efluente del LA fue de
66
4,346±757 mg/L. El promedio de la remoción global de la DQO durante estos 30 días de
operación fue de 28.7±7.3% con una tendencia de incremento. Se necesita seguir el proceso de
aclimatación y estabilización del proceso en ambos reactores.
b) Remoción de SST y SSV
En las Figuras 7.4 y 7.5 se presentan las variaciones de los SST y SSV en el influente al reactor
anaerobio UASB, en el efluente de este reactor y en el efluente del reactor aerobio LA. En la
Figura 7.6 se presentan las remociones de SST y SSV en el reactor UASB y en la Figura 7.7 se
presentan las remociones de sólidos en el reactor LA.
Durante la primera etapa el reactor UASB se alimentaba con agua del efluente final de la
industria y como se observa en las Figuras 7.4 y 7. 5 las concentraciones de los SST y SSV en esta
agua eran muy bajos con promedios de 60±16 mg/L y 46±11 mg/L respectivamente. Las
remociones de estos sólidos eran muy bajos, con promedios de 21±12% y 30±26%
respectivamente. Durante la segunda etapa se alimentó agua residual de la tina de teñido y esta
tenía muchos SST y SSV, promedio de SST y SSV de 365±87 y 178±62 mg/L respectivamente. Los
SSV representan un 49% de los SST, es decir hay muchas partículas finas inorgánicas en los
sólidos suspendidos. Como se puede observar en la Figura 7. 6, las remociones de sólidos
suspendidos en el UASB aumentaron. Las remociones promedio de SST y SSV durante la
segunda etapa fueron de 84±9% y 75±11% respectivamente. Los sólidos removidos quedan
retenidos en el lecho y la fracción orgánica se puede degradar lentamente, la otra fracción la
inorgánica queda en el lecho.
Durante la segunda etapa las concentraciones promedio de los SST y SSV en el efluente del
UASB fueron de 54±18 mg/L y de 44±20 mg/L respectivamente. Esta agua fue influente al
reactor LA donde la remoción de SST y SSV fue baja, de 20±20% y 36±27% respectivamente. En
la Figura 7.4 se puede observar la tendencia de incremento de la remoción a través del tiempo.
Los promedios de SST y SSV en el efluente de LA fueron de 41±2 mg/L y 24±5 mg/L
respectivamente.
67
600
500
SST, mg·L-1
400
300
200
100
0
0
5
10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95 100
Tiempo, días
Influente UASB
Efluente UASB
Efluente LA
Figura 7.4 Variación de las concentraciones de SST
300
250
SSV, mg·L-1
200
150
100
50
0
0
5
10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95 100
Tiempo, días
Influente UASB
Efluente UASB
Efluente LA
Figura 7.5 Variación de las concentraciones de SSV
68
100
90
80
Remoción, %
70
60
50
40
30
20
10
0
0
5
10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95 100
Tiempo, días
Remoción de SST en UASB
Remoción de SSV en UASB
Figura 7.6 Remociones de SST y SSV en el reactor UASB
80
70
60
Remoción, %
50
40
30
20
10
0
0
5
10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95 100
Tiempo, días
Remoción de SST en LA
Remoción de SSV en LA
Figura 7.7 Remociones de SST y SSV en el reactor LA.
69
d) Cantidad de biomasa en el reactor de LA
La cantidad de biomasa en el reactor LA se midió con los parámetros SSTLM y SSVLM. La
variación de estos parámetros se presenta en la Figura 7.8. El día 66 desde el arranque del
reactor UASB, cuando ya se había empezado la alimentación con el agua residual proveniente
de la tina de teñido de la industria textil, se inoculó el reactor aerobio LA con biomasa de un
reactor real de LA y empezó su alimentación con el efluente del UASB. Las concentraciones de
SSTLM y de SSVLM fueron de 2,970 y 1,460 mg/L respectivamente. Este día y los 2-3 días
posteriores se manifestaron fenómenos de intoxicación de la biomasa, flotación y formación
intensa de espuma. Esto produjo una disminución de la concentración de los SSVLM que el día
72 se determinaron de 660 mg/L, casi la mitad de la biomasa se perdió. A partir de este día
disminuyó el efecto de flotación de biomasa pero no hubo crecimiento significativo ya que en
los siguientes días la concentración de SSVLM se mantuvo entre 660 y 880 mg/L.
3200
2800
SSTLM y SSVLM, mg·L-1
2400
2000
1600
1200
800
400
0
60
65
70
75
80
85
90
95
100
Tiempo, días
SSTLM
SSVLM
Figura 7.8 Variación de las concentraciones de SSTLM y SSVLM en el reactor LA.
e) Seguimiento de las concentraciones de las diferentes formas de nitrógeno
En las Figuras 7.9 y 7.10 se presenta la variación del N-NH4 en el influente al reactor anaerobio
UASB, en el efluente de este reactor (influente al reactor aerobio de LA) y en el efluente del
reactor aerobio LA. En la Figura 7.11 se presentan las remociones del N-NH4 en el UASB, en LA y
la global en los dos reactores.
Durante la primera etapa, cuando el reactor UASB se alimentaba con el efluente final de la
industria, el promedio de la concentración del N-NH4 en el influente fue de 98±27 mg/L, en un
70
25% mayor que el determinado con base en los resultados de los muestreos realizados en la
industria. El promedio en el efluente fue de 92±19 mg/L, es decir en el reactor UASB hubo una
remoción promedio de N-NH4de solo 4%, lo cual es normal para un proceso anaerobio en el cual
el N-NH4 se puede remover solo por el consumo para el crecimiento de las bacterias y en muy
pequeñas cantidades. La variación de la remoción fue muy grande y en seis ocasiones (día 4, 9,
11, 37, 39 y 43 desde el arranque) se obtuvieron valores de remoción negativos, es decir la
concentración del N-NH4 en el efluente en estos casos era mayor que la en el influente. En la
Figura7 se presentan solo los valores positivos de la remoción del N-NH4. Considerando la
cantidad de DQO removida durante la primera etapa, una remoción de hasta un 23% se puede
atribuir a bioasimilación.
Durante la segunda etapa el reactor UASB se alimentaba con el agua de la tina. El promedio de
la concentración del N-NH4 en el influente fue de 583±367 mg/L, casi 1.8 veces mayor que el
determinado con base en los resultados de los muestreos realizados en la industria. Esta
diferencia se atribuye a la alimentación de una cantidad de agua residual que tenía una
concentración de N-NH4 muy elevada, más de 1,000 mg/L, la cual se tomó y transportó en un
día en el cual no se realizó muestreo en la industria. El promedio en el efluente fue de 558±318
mg/L, la remoción promedio fue de un 4% y considerando la cantidad de DQO removida durante
la segunda etapa, esta remoción se puede atribuir básicamente a la bioasimilación. Igual que
durante la primera etapa en la segunda parte del estudio la variación de la remoción fue grande
y en cinco ocasiones (día 73, 75, 85, 94 y96 desde el arranque) se obtuvieron valores de
remoción negativos, es decir la concentración del N-NH4 en el efluente en estos casos era mayor
que la en el influente.
El día 66 desde el arranque del UASB se arrancó el reactor aerobio de LA alimentándolo con el
efluente del UASB. En este reactor se espera que las aminas formadas durante la
transformación anaerobia se degraden y en este proceso se libera N-NH4. Como se puede
observar en la Figura 7.10, el incremento del N-NH4 se observa solo en cuatro de los 10
muestreos realizados, en el resto de los casos (Figura 7.11) se determinaron remociones entre 5
y 23%.El promedio de la concentración del N-NH4 en el influente al LA fue de 558±318 mg/L. El
promedio en el efluente fue mayor, de 572±298 mg/L.
Durante los muestreos en la industria se determinaron nitritos y nitratos en las descargas del
agua residual, tanto en el efluente final de la industria, como en la descarga de la tina de teñido.
En las Figuras 7.12 y 7.13 se presentan las concentraciones de los nitritos y de los nitratos
determinados en el influente al reactor anaerobio UASB, en el efluente de este reactor y en el
efluente del reactor aerobio LA. Durante la primera etapa el promedio de los N-NO3 en el
influente al UASB fue de 3.9±0.6 mg/L, similar al determinado con base en los resultados de los
muestreos realizados en la industria. En el reactor UASB los nitratos se reducen y en el efluente
prácticamente no había nitratos, en algunos muestreos se determinaban concentraciones de 1,
71
mg/L, por lo cual se calculó un promedio para la primera etapa de 0.3 mg/L. El promedio de los
nitritos en el influente fue de 54±22 mg/L. Los nitritos también se reducen en el reactor
anaerobio pero se observó que la reducción no fue completa y el promedio de la concentración
de N-NO2 en el efluente fue de 19±9 mg/L, es decir se redujeron en promedio el 71% de los
nitritos presentes en el agua residual.
Durante la segunda etapa los análisis de nitratos en el influente al reactor UASB indicaron
ausencia de nitratos, solo los días 52 y 58 se determinaron 5 y 3 mg/L respectivamente, los
cuales se redujeron en el reactor UASB. En los primeros tres de los seis muestreos del agua
residual de la tina realizados en la planta se determinaron nitratos y en el resto de los
muestreos no había, lo cual se refleja en el seguimiento de los nitratos en el influente del
sistema experimental. El promedio de los nitritos en el influente al UASB fue de 21±4 mg/L, pero
los análisis indicaron presencia de nitritos solo los días 52, 58 y 64, después ya no había nitritos.
Los muestreos en la planta indicaban presencia de nitritos en el intervalo entre 5 hasta 450
mg/L. Esta diferencia se puede atribuir en una rápida reducción de los nitritos en el agua
durante el transporte del agua hasta las instalaciones del IMTA. En los días cuando sí se
determinaron nitritos en el influente al UASB, estos se redujeron en el proceso anaerobio.
Después del día 66 hasta el día 103 no se encontraron nitritos y nitratos en el influente y
efluente del UASB. Tampoco aparecieron nitritos y nitratos en el efluente del reactor aerobio.
Esto puede indicar que la degradación de las aminas hasta el momento llega solo hasta la
liberación de N-NH4 y todavía no hay nitrificación en el reactor LA.
1400
Concentración del N-NH4, mg L-1
1200
1000
800
600
400
200
0
0
5
10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95 100 105
Tiempo, días
Influente UASB
Efluente UASB
Figura 7.9 Variación de las concentraciones del N-NH4 en el influente y efluente del reactor UASB
72
1400
Concentración del N-NH4, mg L-1
1200
1000
800
600
400
200
0
0
5
10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95 100 105
Tiempo, días
Influente LA
Efluente LA
Figura 7.10 Variación de las concentraciones del N-NH4 en el influente y efluente del reactor LA.
40%
Remoción de N-NH4, %
35%
30%
25%
20%
15%
10%
5%
0%
0
5
10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95 100 105
Tiempo, días
UASB
LA
Global en el sistema
Figura 7.11 Remoción del N-NH4 en los dos reactores UASB y LA.
73
160
140
Concentración NO2, mg·L-1
120
100
80
60
40
20
0
0
5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95 100 105 110
Tiempo, días
Influente
Efluente anaerobio
Efluente aerobio
Figura 7.12 Variación de las concentraciones de los nitritos
9
8
Concentración NO3, mg·L-1
7
6
5
4
3
2
1
0
0
5
10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95 100 105
Tiempo, días
Influente Efluente anaerobio Efluente aerobio
Figura 7.13 Variación de las concentraciones de los nitratos
74
f) Remoción de fósforo total
En la Figura 7.14 se presenta la variación del fósforo total (PT) en el influente al reactor
anaerobio UASB, en el efluente de este reactor y en el efluente del reactor aerobio LA. En la
Figura 7.15 se presentan las remociones del fósforo en el UASB, en LA y la global en los dos
reactores.
Durante la primera etapa, cuando el reactor UASB se alimentaba con el efluente final de la
industria, el promedio de la concentración del PT en el influente fue de 68±53 mg/L, muy similar
al determinado con base en los resultados de los muestreos realizados en la industria. El
promedio en el efluente fue de 38±34 mg/L, alrededor de 44% de remoción con grandes
variaciones, obteniéndose en tres ocasiones (día 4, 9 y 16 desde el arranque) valores de
remoción negativos, es decir la concentración del PT en el efluente era mayor que en el
influente. En la Figura12se observa que la remoción del PT aumentaba a través del tiempo,
alcanzando una remoción de hasta 87%el día 35 desde el arranque pero las variaciones eran
grandes de casi 20% entre una u otra determinación. En el último día de este período se
determinó otra vez una remoción baja, de solo 19%. Una remoción del fósforo de 15% se puede
atribuir a bioasimilación, las remociones mayores de esta se pueden atribuir a precipitación y
acumulación dentro del lecho. El fósforo acumulado probablemente se solubiliza y libera
periódicamente lo cual puede explicar las variaciones tan grandes de las remociones.
Durante la segunda etapa el reactor UASB se alimentaba con el agua de la tina. El promedio de
la concentración del PT en el influente fue de 58±44 mg/L, en un 40% menor que el
determinado con base en los resultados de los muestreos realizados en la industria. El promedio
en el efluente fue de 59±33 mg/L, es decir en promedio no hubo remoción de PT en esta etapa.
En la Figura12se observan solo tres resultados que muestran remoción de PT, en el resto de los
muestreos se determinaba una remoción nula o se obtenían valores negativos.
El día 66 desde el arranque del UASB se arrancó el reactor LA alimentándolo con el efluente del
UASB. Casi 20 días después del arranque del reactor LA por primera vez se observó una
remoción del PT en este.El promedio de la concentración del PT en el influente al LA fue de
59±33 mg/L. El promedio en el efluente fue de 49±28 mg/L, representando esto una remoción
promedio para la segunda etapa de solo 16%.
75
200
180
Concentración PT, mg·L-1
160
140
120
100
80
60
40
20
0
0
5
10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95 100 105
Tiempo, días
Influente
Efluente anaerobio
Efluente aerobio
Figura 7.14 Variación de las concentraciones del PT
100%
90%
Remoción de PT, %
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
0
5
10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95 100 105
Tiempo, días
UASB
LA
Global en el sistema
Figura 7.15 Remoción del PT en los dos reactores UASB y LA.
76
Conclusiones
El reactor anaerobio tipo UASB puede ser utilizado como primera etapa del tratamiento
biológico del efluente general de la industria textil que tiene una DQO promedio de 2,446±592
mg/L. Aplicando una carga orgánica de 5.3 kg DQO.m-3.d-1 y con un TRH de 11.1 h en el reactor
UASB se alcanzó una remoción de 67% después de 46 días de operación. Las concentraciones de
SST y SSV en el efluente general de la industria son bajas, con promedios de 60±16 mg/L y
46±11 mg/L respectivamente. Las remociones de estos sólidos en el UASB son de 21±12% y
30±26% respectivamente.
La concentración promedio del N-NH4 en el influente al UASB mientras se operaba con el agua
residual del efluente general de la industria fue de 98±27 mg/L. Como es de esperarse en el
reactor anaerobio no hubo una remoción significativa del N-NH4. La remoción promedio fue de
solo 4% y considerando la cantidad de DQO removida durante la primera etapa, esta remoción
se puede atribuir a bioasimilación.
Durante los muestreos en la industria se determinaron nitritos y nitratos en las descargas del
agua residual, tanto en el efluente final de la industria, como en la descarga de la tina de teñido.
El promedio de la concentración de N-NO3 en el influente al UASB mientras este se operó con el
efluente general de la industria fue de 3.9±0.6 mg/L. En el reactor UASB los nitratos se reducen
y en el efluente prácticamente no hay nitratos. La concentración promedio de los nitritos en el
influente al UASB fue de 54±22 mg/L. Los nitritos también se reducen en el reactor anaerobio
pero se observó que la reducción no fue completa, se redujeron en promedio el 71% de los
nitritos presentes en el agua residual.
La concentración promedio del fósforo total en el influente al UASB mientras se operaba con el
agua residual del efluente general de la industria fue de 68±53 mg/L. La remoción promedio fue
de 44% con variaciones muy grandes. Una remoción del fósforo de 15% se puede atribuir a
bioasimilación, las remociones mayores de esta se pueden atribuir a precipitación y
acumulación dentro del lecho. El fósforo acumulado probablemente se solubiliza y libera
periódicamente lo cual puede explicar las variaciones tan grandes de las remociones.
El agua residual descargada directamente de la tina de teñido en la industria tiene una DQO
promedio de 7,739±3,180 mg/L, casi tres veces mayor que la DQO del efluente general de la
industria textil. Esta agua residual es fuertemente inhibitoria para la biomasa granular del
reactor UASB. Operando el reactor con una carga orgánica de 8.3 ±1.8 kg DQO m-3 d-1 y con un
TRH de 18.2 h durante más de un mes se obtuvo una remoción promedio de DQO de solo
16±5% con tendencia de incremento.
77
Las concentraciones de SST y SSV en el efluente de la tina son de 365±87 y 178±62 mg/L
respectivamente. Los SSV representan un 49% de los SST, es decir hay muchas partículas finas
inorgánicas en los sólidos suspendidos. Las remociones de SST y SSV logradas en el UASB son de
84±9% y 75±11% respectivamente. Los sólidos removidos quedan retenidos en el lecho y la
fracción orgánica se puede degradar lentamente, la otra fracción la inorgánica queda en el
lecho.
La concentración promedio del N-NH4 en el influente al UASB, mientas este se operaba con agua
de la tina de teñido, fue de 583±367 mg/L. La remoción promedio de 4%, se atribuye igual que
en el caso anterior, a bioasimilación. En el influente al UASB, mientras se operaba con el agua
residual de la tina, no se había nitratos. Nitritos se encontraron solo durante los primeros 12
días y después ya no. En los días cuando sí se determinaron nitritos en el influente al UASB,
estos se redujeron en el proceso anaerobio.
La concentración promedio del fósforo total en el influente al UASB, mientas este se operaba
con agua de la tina de teñido, fue de 58±44 mg/L. El promedio en el efluente fue de 59±33
mg/L, es decir en promedio no hubo remoción de fósforo.
El reactor de lodos activados usado como segunda etapa del tratamiento biológico del agua
residual de la tina de teñido de la industria textil, operado con una carga orgánica volumétrica
de 6.51±1.27 kgDQO.m-3.d-1y un TRH de 14.0 h, permitió obtener una remoción promedio
de14.9±7.7%. La aclimatación de la biomasa al sustrato presente en el agua residual efluente del
UASB es difícil, con problemas de intoxicación de la biomasa e inhibición de la degradación de la
materia orgánica y del crecimiento de la biomasa, sin embargo, fue posible superar la
intoxicación en unos 10 días, pero la remoción aumenta muy lentamente.
El promedio de la remoción global de la DQO (en los dos reactores) durante los últimos 30 días
de operación fue de 28.7±7.3% con una tendencia de incremento. Se necesita seguir el proceso
de aclimatación y estabilización del proceso en ambos reactores. Las remociones de SST y SSV
en el reactor lodos activados son de 20±20% y 36±27% respectivamente, obteniéndose en el
efluente concentraciones de SST y SSV de 41±2 mg/L y 24±5 mg/L respectivamente.
El promedio de la concentración del N-NH4 en el influente al LA fue de 558±318 mg/L. El
promedio en el efluente fue mayor, de 572±298 mg/L. En este reactor se espera que las aminas
formadas durante la transformación anaerobia se degraden y en este proceso se libera N-NH4.
En el efluente del reactor aerobio no se encontraron nitritos y nitratos. Esto puede indicar que
la degradación de las aminas llega solo hasta la liberación de N-NH4 y todavía no hay
nitrificación en el reactor LA.
78
El promedio de la concentración del fósforo total en el influente al LA fue de 59±33 mg/L. El
promedio en el efluente fue de 49±28 mg/L, representando esto una remoción promedio de
16%.
79
7.2.2.- Tratamiento biológico no- convencional
7.2.2.1.- Tratamiento fúngico
Color aparente
Los estudios sobre color, fueron analizados en sus 2 modalidades (aparente y verdadero) como
se muestran en las gráficas siguientes. En la figura 7.16 y 7.17, se observó el comportamiento de
los datos de los 4 reactores para las dos cargas orgánicas de operación. El reactor 2 fue el único
que muestra picos sobre el color del influente, los demás están por debajo del influente. El
reactor 4 (figura 7.16), mostró una disminución gradual del color aparente a diferencia del
reactor 1 que se mantiene inestable. Por lo que se puede intuir que el P.O. tuvo un efecto para
la disminución de color.
El reactor 2 mostró una disminución de color aparente pero muy inestable. En comparación, el
reactor 3 mantuvo un comportamiento más estable (figura 7.17). Las remociones de los
reactores se muestran en la tabla 7.4, mostrando mejores remociones promedio el reactor 4,
debido posiblemente al trabajo en conjunto de P.O., bacterias y procesos físicos.
Figura 7.16 Comportamiento del color aparente en los efluentes de los reactores 1 y 4 con
respecto al influente
79
Figura 7.17 Comportamiento de color aparente en los efluentes de los reactores 2 y 3 con
respecto al influente
Tabla 7.4 Remoción de color aparente
Reactor
1
2
3
4
Remoción de color aparente
Carga 1 (%)
Carga 2 (%)
25
42
10
31
13
30
14
61
Color verdadero
En el caso del color verdadero, como lo muestra la figura 7.18 y 7.19, donde se condensan los
datos de los 4 reactores respecto al influente. Se observó para la primera carga (607.17 mg/L d)
una disminución en el color verdadero en todos los reactores, con algunas alzas repentinas. En
la segunda carga (161.7 mg/L d) el comportamiento general del color verdadero en los cuatro
reactores tiende a bajar.
En la figura 7.18 se comparó el reactor con turba sin esterilizar (R1) y el reactor 4 inoculado con
Po con turba sin esterilizar (R4). En esta gráfica se mostró que el reactor 1 tuvo mejor
desempeño que el reactor 4 con la primera carga. Pero para la segunda carga este
80
comportamiento cambio totalmente, mostrando el reactor 4 mejores resultados. Los
porcentajes de remoción para los reactores se muestran en la tabla 7.5.
Figura 7.18 Comportamiento del color verdadero en los efluentes de los reactores 1 y 4 con
respecto al influente
Figura 7.19 Comportamiento del color verdadero en los efluentes de los reactores 2 y 3 con
respecto al influente
81
Tabla 7.5 Remoción de color verdadero
Reactor
1
2
3
4
Remoción de color verdadero
Carga 1 (%)
Carga 2 (%)
18
43
10
50
10
27
11
80
Concentración de color
Las gráficas siguientes muestran el comportamiento de la concentración de colorante en el
influente como en los efluentes. En la gráficas 9.15 y 9.16, se observó que el reactor 2, 3 y 4
tienen un comportamiento similar para la primera carga, sin embargo el reactor 1 sobresale,
mostrando valores bajos de concentración de colorante en su efluente. Para la segunda carga
(161mg/L d), los reactores 1, 2 y 4 mostraron el mismo comportamiento, excepto el reactor 3,
mostrando concentraciones de colorante más altas en su efluente.
Al realizar una comparación entre el reactor 4 y el reactor 1. Se observó que el reactor 1 en la
primera etapa tuvo mejores resultados, ya que la concentración de colorante en su efluente fue
baja. A diferencia, el reactor 4 mostró mayores concentraciones de colorante. El
comportamiento de los reactores para la segunda carga cambio, mostrando el reactor 1
remoción de concentración de colorante de 43% y el reactor 4 de 60% (tabla 7.6).
Esto se observó claramente en la figura 7.20, con la disminución de la concentración de
colorante. En la figura 7.21 para los reactores 2 y 3 observamos un comportamiento similar en
la concentración de color para el tratamiento con la primera carga. Los reactores 2 y 3 con esta
carga mostraron remociones de 13 %y 12%. Del día 31 de operación donde se operó con una
carga de 161mg/L d, observamos mejores resultados con el reactor 2. En promedio el reactor 2
obtuvo una remoción del 48% y el reactor 3 una remoción de 12%. En la figura 7.21 podemos se
observó claramente el comportamiento de disminución de la concentración de colorante en el
efluente reactor 2.
82
Figura 7.20 Comportamiento de la concentración de color en los efluentes de los reactores 1 y 4
con respecto al influente
Figura 7.21 Comportamiento de la concentración de color en los efluentes de los reactores 2 y 3
con respecto al influente
83
Tabla 7.6 Remoción de color
Reactor
1
2
3
4
Remoción de concentración de
color
Carga 1 (%)
Carga 2 (%)
24
43
13
48
12
12
13
60
Demanda química de oxígeno
En cuanto a los resultados de DQO para la primera carga orgánica volumétrica (607.17mg/L d)
se observó un decremento en la DQO de salida en todos los reactores (figura 7.22 y 7.23). En la
figura 7.22, donde se comparó el reactor 1 y 4 para la primera carga, observamos que el reactor
4 muestra DQO más alta que el reactor 1. Esto debido a que el P. ostreatus tiene un aporte de
materia orgánica al medio, ya sea por desprendimiento de micelio o por las enzimas excretadas.
También para el reactor 4 en el día 23 observamos muerte del hongo. Por lo cual decidimos
bajar la carga orgánica a 161.7mg/L d. Con esta nueva carga observamos los primeros días un
incremento en la DQO y posteriormente una estabilización. Las DQO obtenidas son bajas en
comparación del influente y ligeramente más altas que el efluente del reactor 1. Los porcentajes
de remoción en promedio para estos dos reactores se muestran en la tabla 7.7.
La figura 7.23, que comparó el reactor 2 y 3 para la primera carga, observamos que el reactor 2
muestra variabilidad en DQO al igual que el reactor 3. También para el reactor 2 en el día 23
observamos muerte del hongo. Por lo cual decidimos bajar la carga orgánica a 161.7mg/L d. Con
esta nueva carga observamos los primeros días un incremento en la DQO. Esto debido a que P.
ostreatus tiene un aporte de materia orgánica al medio, ya sea por desprendimiento de micelio
o por las enzimas excretadas Las DQO obtenidas son muy altas en comparación del influente y
el efluente del reactor 3. Los porcentajes de remoción en promedio para estos dos reactores se
muestran en la tabla 7.7. Mostrando mejores remociones el reactor sin inocular y que pasó por
un proceso de esterilización.
De los cuatro reactores el que mejor desempeño tuvo hasta el momento es el reactor 1,
mostrando que el procedimiento de esterilización del material de empaque si tuvo un efecto
negativo. Además de mostrar hasta el momento que la materia orgánica fue removida y
disminuida por el proceso de adsorción, absorción de la turba y degradación debida a
microorganismos adheridos a la turba.
84
Figura 7.22 Comportamiento de la demanda química de oxígeno en el reactor con turba sin
esterilizar (R1) y el reactor con turba sin esterilizar inoculado con P.O. (R4)
Figura 7.23 Comportamiento de la demanda química de oxígeno en el reactor con turba que
pasó por un proceso de esterilización (R3) y el reactor con turba estéril inoculado con P.O. (R2)
85
Tabla 7.7. Remoción de materia orgánica
Reactor
1
2
3
4
Remoción de DQO
Carga 1 (%)
Carga 2 (%)
52
30
29
0
30
33
41
8
7.2.2.2 Tratamiento enzimático
Cinéticas en función de la concentración de colorante
Se realizaron pruebas de degradación a distintas concentraciones iníciales del colorante con el
fin de observar el efecto de la concentración de sustrato en la cinética de degradación. Se
trabajó con las mismas concentraciones iníciales de EPP en todas las pruebas, y se siguió la
concentración del colorante durante 6 h, a intervalos de 1 h. Los perfiles de decoloración para
las concentraciones iníciales de 10-20-30 y 40 mg/L se muestran en la Figura 7.24.
Figura 7.24 Decoloración del colorante AND en pruebas en discontinuo a diferentes
concentraciones iniciales: ( ) 10 mg/L; ( ) 20 mg/L; (  ) 30 mg/L; () 40 mg/L.
Aplicando el método de las velocidades iníciales, se consideraron las pendientes de degradación
de cada ensayo en el intervalo de tiempo tal que los pares de puntos proporcionaran una
cinética de primer orden con respecto al sustrato. Para determinar ese intervalo se realizó una
representación de ln(S/S0) frente al tiempo y se calculó la constante cinética k de cada ensayo
86
como la pendiente de los puntos que constituyen una recta. Los valores de dichas constantes y
las velocidades de reacción calculadas a partir de las mismas se representan en la Tabla 7.8.
Tabla 7.8. Parámetros cinéticos de la degradación del colorante AND a diferentes
concentraciones iniciales
Como se puede observar en la Tabla 7.8, las mayores velocidades de degradación se obtuvieron
en el intervalo entre 20 y 30 mg/L de colorante AND. A partir de esta concentración la velocidad
de reacción disminuye, lo cual indica un posible comportamiento cinético de inhibición por
sustrato. Se realizó un ajuste de estos datos al modelo de Haldane (Ecuación 2), cuya
linealización se representa en la Ecuación 3 y Figura 7.25.
87
Figura 7.25 Linealización de los datos experimentales de velocidades de degradación del
colorante AND mediante un modelo de inhibición por substrato
Para valores elevados de S, el primer término del segundo miembro de la Ecuación 3 pierde
importancia, por lo que resulta una expresión lineal de S. Por el contrario, para valores
pequeños de S, es el tercer término del segundo miembro de la Ecuación 3 es el que resulta
menos significativo. De ahí que las linealizaciones sean efectivas para el cálculo de K I en el
primer caso y KM en el segundo. Las constantes cinéticas obtenidas rm, KM y KI se representan
en la Tabla 7.9.
Tabla 7.9. Parámetros cinéticos del modelo de inhibición por substrato
El valor de la constante de inhibición es muy pequeño, lo que indica que la inhibición sólo se
produce cuando las concentraciones del colorante AND son elevadas. Por otro lado, la
disminución en la velocidad de reacción no es demasiado alta incluso para concentraciones del
orden de 30 mg/L, como se puede observar en la Figura 7.26, en la que se corrobora el ajuste
del modelo cinético a los datos experimentales.
88
Figura 7.26 Comprobación del modelo cinético de inhibición por substrato (
experimentales: (--) modelo cinético.
) datos
La obtención de un modelo cinético que ajuste los datos experimentales es de gran utilidad
para el diseño de un reactor en continuo y su escalado. En primer lugar, el modelo ofrece
información acerca del tipo de reactor más adecuado para el proceso. En el caso de un proceso
de inhibición por substrato, un reactor de mezcla completa minimiza la posible ralentización
que pueda surgir debida a la presencia de altas concentraciones de sustrato.
La disponibilidad de un modelo cinético resulta de gran utilidad para el diseño de reactores,
aunque es necesario estudiar la aplicabilidad de la ecuación obtenida a otras configuraciones
de reactores (Bódalo et al., 2001a; Cantarella et al., 2004). Por último, el modelo permite
realizar simulaciones que describan el comportamiento del reactor en estados no estacionarios
y la respuesta del sistema a cambios en las condiciones de trabajo similares a los que puedan
tener lugar en un proceso real (Bódalo et al., 2001b).
Cinética en función de la concentración de colorante AND y H2O2
El H2O2 es sustrato de la reacción enzimática de oxidación de la forma P nativa a P I, de manera
que puede ser considerado, junto con el colorante AND, en el modelo cinético del proceso de
degradación. Sin embargo se debe tener en cuenta que el H2O2 tiene una doble función en la
reacción enzimática.
Por una parte, como sustrato de la primera reacción del ciclo catalítico, un aumento en la
concentración de H2O2 debería favorecer la cinética de la degradación enzimática. Pero por otra
parte, el H2O2 actúa sobre la forma P II dando lugar a una forma P III inactiva (Timofeevski et al.,
1998), con lo cual una excesiva concentración de H2O2 puede provocar una elevada pérdida de
actividad enzimática. Con el objetivo de determinar la relación entre la cinética de la reacción y
la pérdida de actividad, se estudiaron diversas estrategias de adición de H2O2 al medio de
reacción (Mielgo et al., 2003) y se concluyó que un bombeo en continuo permite adecuar la
89
adición de H2O2 al consumo que tiene lugar en el reactor, de manera que la concentración
puntual sea prácticamente nula y la desactivación enzimática sea mínima.
Con el objetivo de obtener un modelo cinético en función de las concentraciones del colorante
AND y de H2O2, se planteó realizar pruebas de degradación en discontinuo a diferentes
concentraciones iníciales de ambos sustratos, y realizar un seguimiento de las cinéticas de
desaparición de los mismos, aplicando el método de las velocidades iníciales para determinar
los parámetros cinéticos. Sin embargo, se ha de considerar que la operación en continuo
persigue una estrategia de adición de H2O2 tal que las concentraciones puntuales en el reactor
sean prácticamente nulas.
Moreira et al., (2001) midieron la concentración de H2O2 en las pruebas en discontinuo
mediante un electrodo de epoxi-grafito y obtuvieron que el consumo de H2O2 es del orden de
0,17 μmol H2O2 por unidad enzimática y min. Para evitar la desactivación, la adición de H 2O2 en
el reactor en continuo estará dentro de un rango que no debería superar este valor, que
equivale a unos 8 μmol/L-min H2O2 para las condiciones de trabajo. Con esta velocidad de
adición la concentración puntual de H2O2 debería ser prácticamente nula. Por este motivo, el
modelo cinético no puede ser una función de la concentración de H 2O2, sino de la velocidad de
adición del mismo, que presenta una relación directa con la cinética de degradación.
En función de lo indicado, el modelo cinético propuesto supone un modelo físico con respecto a
la concentración deI colorante AND y un modelo empírico con respecto a la velocidad de adición
de H2O2. Se realizaron pruebas de degradación enzimática del colorante AND en discontinuo a
diferentes concentraciones iniciales de colorante de (10-20-30-40 mg/L) y diferentes
velocidades de adición de H2O2 (1.25, 8 y 12.5 μmol/L-min) en un medio conteniendo EPP en las
concentraciones presentadas en el capítulo de Materiales y métodos. Se siguió la concentración
del colorante durante 6 h, a intervalos de 1 h hasta la finalización de los experimentos. Los
resultados se muestran en las Figuras 7.27.
90
Figura 7.27 decoloración del colorante AND en pruebas a diferentes velocidades de adición de
H2O2: ( ) 1.25 µmol/L-min; ( ) 8 µmol/L-min; () 12.5 µmol/L-min y diferentes
concentraciones de colorante: (a) 40 mg/L; (b) 30 mg/L; (c) 20 mg/L; (d) 10 mg/L
En la mayoría de las condiciones aplicadas se alcanzó una decoloración superior al 90% tras 6 h
de reacción. Para una concentración del colorante AND de 40 mg/L fue necesaria una mayor
cantidad de H2O2 para lograr una decoloración entorno a ese valor. Sin embargo, una adición de
1.25 μmol/L-min no fue suficiente para degradar el 90% del colorante aun cuando la
concentración inicial de este fue de 10 mg/L.
En la Tabla 7.10 se presentan los valores de las velocidades iníciales para cada uno de las
pruebas realizadas. Para trabajar con concentraciones de sustrato iguales o inferiores a 40 mg/L,
y tal como se ha visto en el apartado anterior, cabe esperar fenómenos de inhibición por
sustrato (colorante AND). Sólo en el caso de una adición de H2O2 elevada, de 12.5 μmol/L-min
se pudo observar cierta inhibición a concentraciones de 40 mg/L de colorante AND, debida
probablemente a una inhibición parcial de la enzima. Por otra parte, se observa que existe una
relación entre las velocidades cinéticas y la velocidad de adición de H2O2.
Tabla 7.10. Velocidades de degradación del colorante AND a diferentes concentraciones de
colorante y diferentes velocidades de adición de H2O2
91
En las condiciones de operación, el término de inhibición de la ecuación de Haldane
determinado anteriormente no sería significativo con respecto al resto de los términos de la
ecuación. Se consideró por ello el modelo más sencillo de Michaelis-Menten con respecto a la
concentración del colorante, y una función lineal con respecto a la velocidad de adición de H 2O2,
como se presenta en la Ecuación 4.
donde KH2O2 es la constante de la función de la adición de H2O2 y QH2O2 es la velocidad de adición
de H2O2. Si bien la constante cinética rm ya no tiene el significado de velocidad máxima, se
seguirá manteniendo esta nomenclatura. Para una velocidad de adición de H 2O2 constante, se
puede considerar una velocidad máxima rm’ para cada uno de los valores de velocidad de
adición, de manera que la Ecuación 4 se puede transformar en la Ecuación 5, en donde el
término de la velocidad máxima aparente resulta una función lineal de la velocidad de adición
de H2O2, para valores de este, iguales o inferiores a 12.5 μmol/L∙min.
Los valores de rm’ y KM para cada valor de velocidad de adición se expresan en la Tabla 7.11.
Tabla 7.11. Parámetros cinéticos de la degradación del colorante AND a diferentes velocidades
de adición de H2O2.
Considerando un valor medio de KM, que no debe variar con la velocidad de adición de H2O2, se
obtiene una regresión lineal entre el valor de la velocidad máxima aparente r m’ y la velocidad
de adición de H2O2, determinándose los parámetros cinéticos de la Ecuación 4, que se muestran
en la Tabla 7.12.
92
Tabla 7.12. Parámetros del modelo cinético en función de la concentración del colorante AND y
la adición de H2O2.
A partir de estos parámetros cinéticos se puede comprobar cómo el modelo propuesto ajusta
los datos experimentales, para cada una de las velocidades de adición de H2O2 de trabajo
(Figura 7.28). El error entre los datos experimentales y los propuestos por el modelo es menor
del 5% en la mayoría de los casos, lo que indica que el tipo de modelo aplicado y los valores de
las constantes cinéticas obtenidos son adecuados para describir el sistema de reacción.
Figura 7.28 Comprobación del modelo cinético en función de la concentración del colorante AND
y la velocidad de adición de H2O2: ( ) 1.25 µmol/L.min; ( ) 8 µmol/L.min; () 12.5
µmol/L.min; (--) datos simulados por el modelo cinético
Conclusiones
La oxidación enzimática del colorante AND mediante la enzima Peroxidasa constituye un
método muy efectivo para su degradación. Las condiciones en las cuales la oxidación es más
rápida y la actividad enzimática se ve menos afectada. El crudo enzimático es el factor más
costoso del proceso. Por ello, para determinar el valor de actividad enzimática más adecuado
se consideraron parámetros económicos. Por encima de 150-200 U/L de Peroxidasa no se
93
apreciaron grandes cambios en cuanto a la cinética del proceso. Por ello, se consideró ese rango
como el más adecuado para los procesos de degradación.
Para facilitar la obtención y posterior aplicación de las ecuaciones cinéticas asumieron una serie
de consideraciones: el proceso es isotérmico, el volumen reacción es constante y el reactor está
perfectamente agitado. A partir de estas suposiciones se aplicó el método diferencial de
velocidades iníciales, en el que se consideró la pendiente inicial de degradación del colorante
AND para cada concentración inicial de colorante. Se podría considerar un método diferencial
que tomase todos los pares de puntos de concentración frente a tiempo para realizar el cálculo
de los parámetros cinéticos, de forma que ganasen más peso aquellos puntos obtenidos a
concentraciones bajas de colorante, por ser los más abundantes.
El modelo propuesto para la degradación del colorante AND es un modelo semiempírico, que
resulta de la combinación del modelo de Michaelis-Menten con respecto a la concentración del
colorante y un modelo matemático con respecto a la velocidad de adición de H 2O2.
Concentraciones elevadas de colorante producen un efecto inhibitorio en la reacción
enzimática, de manera que la velocidad de reacción disminuye, aunque muy levemente. El
modelo es útil para determinar la concentración de colorante que aporta una cinética más
elevada, que está entorno a 40, 50 mg/L. Sin embargo a medida que la concentración inicial
aumenta, el porcentaje de decoloración alcanzado es menor, lo que implica que tras la reacción
puede permanecer en el medio una concentración elevada del colorante. La concentración del
AND se ha de seleccionar teniendo en cuenta ambos factores, cinética y decoloración, con el
objetivo de alcanzar una decoloración adecuada en un tiempo reducido.
El efecto del H2O2 en la ecuación cinética resulta ejercer una dependencia lineal con respecto,
no a su concentración puntual (que es prácticamente nula), sino a su velocidad de adición. El
modelo indica que a medida que aumenta la velocidad de adición de H 2O2 (hasta 12.5
μmol/L∙min) la degradación de tinte tiene lugar a mayor velocidad. Para velocidades más altas
de adición de H2O2 deberá considerarse el aspecto de desactivación de la Peroxidasa debido a
concentraciones elevadas de H2O2. La determinación del caudal óptimo de H2O2 ha de resultar
un factor entre la velocidad de la degradación y la desactivación enzimática.
En conclusión, el modelo cinético propuesto es una herramienta útil para conocer la cinética del
proceso, ya que por medio de ella se puede estudiar cómo los diversos parámetros
(concentración del colorante AND, velocidad de adición de H2O2) afectan a la velocidad de
degradación del colorante, y permite decidir cuáles son las condiciones que favorecen una
cinética más rápida.
94
7.2.3. - Tratamiento Fisicoquímico: Procesos avanzados de oxidación (procesos Fenton)
Los efluentes de la industria textil y de la industria de colorantes son uno de los principales
contaminantes de agua ya que se encuentran altamente coloreados y con grandes cantidades
de químicos los cuales son utilizados en sus procesos de producción. Los colorantes azo son
usualmente los contaminantes más problemáticos en los efluentes de la industria textil debido a
que no se fijan en su totalidad a las fibras y el resto termina en los cuerpos receptores (Park y
Choi, 2003). Los procesos de oxidación avanzada aparecieron como una opción de tratamiento
particularmente en los casos donde los contaminantes son difíciles de remover.
Se presentan a continuación las pruebas realizadas para la obtención de las condiciones de
operación para el proceso de oxidación avanzado de los efluentes de la industria textil (agua
residual industrial real) utilizando el Proceso de Fenton.
La combinación de Fe2+ y H2O2 va a generar radicales HO•, que a su vez van a reaccionar a
continuación por dos vías: la oxidación de Fe (II) (reacción improductiva) y el ataque a la materia
orgánica como se explica en el inciso 5.2.1.c)
a) Prueba No. 1
La prueba se realizó en un equipo de jarras y las condiciones fueron: Agitación 150 rpm por 10
min, 100 rpm por 20 min y sedimentación por 30 min., con ajuste a pH 3. Las características
iniciales y finales del agua de prueba se presentan en la
7.13 y en la ¡Error! No se encuentra el origen de la referencia.7.14.
Tabla 7.13. Características del agua de la prueba 1ª
H2O2
mg/L
560
760
960
1160
1360
1560
FeSO4
mg/L
120
170
220
270
320
370
Color (UPtCo)
Inicial
Final
926
75.33
1767
101.67
3508
74.00
4583
90.33
4967
78.33
6042
110.33
mg/L
50
100
150
200
250
300
Remoción (%)
91.87
94.25
97.89
98.03
98.42
98.17
Tabla 7.14. Características del agua de la prueba 1b
H2O2
mg/L
FeSO4
mg/L
Color (UPtCo)
mg/L
Inicial
Final
Remoción %
560
960
120
220
50
150
51.33
86.33
94.46
97.54
926
3508
105
1360
320
250
4967
136.67
97.25
Con las condiciones antes descritas se obtienen remociones de color superiores al 90% de color.
Si el color inicial del agua aumenta será necesario incrementar las dosis de los reactivos hasta en
un 300% para mantener una remoción superior al 90%. En este caso la relación empleada de
sulfato y peróxido fue de 1:4.
b) Prueba No.2
La prueba se realizó en un equipo de jarras y las condiciones fueron: Agitación 175 rpm por 30
min y sedimentación por 120 min., con ajuste a pH 3. Las características iniciales y finales del
agua de prueba se presentan en la
7.15 y en la ¡Error! No se encuentra el origen de la referencia.7.16.
Tabla 7.15. Características del agua de la prueba No.2
H2O2
mg/L
FeSO4
mg/L
Solución inicial
Color
mg/L
(UPtCo)
DQO
(mg/L)
Conductividad
pH
(µS/cm)
560
120
50
847
35.2
478
7.00
750
165
100
1692
50.2
539
7.14
930
200
150
2650
69.8
599
7.19
1100
240
200
3667
93.1
693
7.31
1240
260
250
4242
98.1
771
7.42
1320
280
300
5208
122.0
835
7.52
Tabla 7.16. Características finales del agua de la prueba No.2
14.00
Conductividad
pH
(µS/cm)
1033
2.85
Color
DQO
(UPtCo) (mg/L)
112.67 34.9
Remoción
Color (%)
86.06
Remoción
DQO (%)
0.85
11.33
1199
2.85
102.33
24.1
94.73
51.99
15.00
1385
2.84
118.33
22.4
95.49
67.91
17.00
1508
2.83
147.67
36.6
95.20
60.69
17.67
1547
2.86
176.67
31.6
95.83
67.79
24.33
1734
2.84
249.00
15.3
95.59
87.46
SST (mg/L)
106
Con las condiciones antes descritas se obtienen remociones de color que están entre un 86 y un
95% de color, y de DQO del 1 al 87%. Además, se mantuvo la relación empleada de sulfato y
peróxido que fue de 1:4.
En este caso como se puede observar las remociones disminuyeron, al obtenerse valores finales
de color en el agua superiores a los 100 UPtCo.
c) Prueba No. 3.
La prueba se realizó en un equipo de jarras y las condiciones fueron: Agitación 200 rpm por 15
min y sedimentación por 120 min. Con ajuste a pH 3. Las características iniciales y finales del
agua de prueba se presentan en la ¡Error! No se encuentra el origen de la referencia.7.17
y en la ¡Error! No se encuentra el origen de la referencia.7.18.
Tabla 7.17. Características del agua de la prueba No. 3
H2O2
mg/L
560
FeSO4
mg/L
120
Colorante
(mg/L)
Solución inicial
DQO
Conductividad
Color (UPtCo)
(mg/L)
(µS/cm)
50
808
49.9
475
7.60
750
165
100
1942
67.3
529
7.60
930
200
150
2625
74
636
7.50
1100
240
200
3075
138.8
724
7.60
1240
260
250
4233
113.9
808
7.70
1320
280
300
5650
142.1
882
7.70
pH
Tabla 7.18. Características finales del agua de la prueba No. 3
SST (mg/L)
Cond
(µS/cm)
pH
Color
(UPtCo)
DQO
(mg/L)
Remoción
Color (%)
Remoción
DQO (%)
10.00
1185
3.2
122.67
15.3
84.82
69.34
28.67
1378
3.1
274.67
20.8
85.86
69.09
22.67
1484
3.0
204.33
34.1
92.22
53.92
31.00
1666
3.0
294.00
50.7
90.44
63.47
30.33
1769
3.0
300.33
40.7
92.91
64.27
33.00
1839
2.9
281.33
46.5
95.02
67.28
107
Estas condiciones descritas propician remociones de color que están entre un 84 y un 95% y de
DQO del 53 al 69%, con una conductividad que se incrementa en un poco más del 200%.
Además, se mantuvo la relación empleada de sulfato y peróxido que fue de 1:4.
En este caso como se puede observar las remociones disminuyeron también con estas
condiciones, al obtenerse valores finales de color en el agua superiores a los 100 UPtCo y que
llegan hasta las 300 unidades.
d) Prueba No. 4
La prueba se realizó en un equipo de jarras y las condiciones fueron: Agitación 200 rpm por 30
min y sedimentación por 120 min. Con ajuste a pH 3. Las características iniciales y finales del
agua de prueba se presentan en la
7.19 y en ¡Error! No se encuentra el origen de la referencia.7.20.
Tabla 7.19. Características del agua de la prueba No.4
Solución inicial
DQO
Conductividad
Color (UPtCo)
(mg/L)
(µS/cm)
H2O2
mg/L
560
FeSO4
mg/L
120
Colorante
(mg/L)
50
918
55.7
323
6.98
750
165
100
1643
85.6
492
7.09
930
200
150
2293
95.4
6154
7.22
1100
240
200
3450
107
702
7.27
1240
260
250
4333
133
796
7.40
1320
280
300
4918
140
869
7.47
pH
Tabla 7.20. Características finales del agua de la prueba No. 4
SST (mg/L)
Conductividad
(µS/cm)
pH
Color
(UPtCo)
DQO
(mg/L)
Remoción
Color (%)
Remoción
DQO (%)
5.00
1183
2.86
60.34
15.3
92.53
72.53
17.33
1385
2.76
155.67
22.4
91.98
73.83
14.67
1558
2.83
139.67
15.3
94.68
83.96
16.33
1677
2.84
178.67
15.3
94.19
85.70
19.67
1794
2.85
226.67
15.3
94.65
88.50
19.67
1846
2.87
217.00
24.9
96.16
82.21
108
Bajo estas condiciones de operación las remociones de unidades de color están entre un 92 y un
96% y de DQO del 72 al 82%, con una conductividad que nuevamente se incrementa en un poco
más del 200%. También, se mantuvo la relación empleada de sulfato y peróxido que fue de 1:4.
Estas nuevas condiciones mejoraron las remociones de color y materia orgánica, como DQO,
aunque los valores de color residual en su mayoría están entre 150 y 230 UPtCo. Sin embargo,
se observa que los flóculos formados son muy pequeños y quedan muchos sólidos suspendidos.
e) Prueba No. 5
Para incrementar el tamaño de los flóculos y disminuir los sólidos suspendidos se propusieron
nuevas condiciones de operación: Agitación 200 rpm por 10 min, 20 rpm por 50 min., y
sedimentación por 2, 4, 5 y 6 horas, con ajuste a pH 3. La prueba se realizó en un equipo de
jarras. Las características iniciales se presentan en la ¡Error! No se encuentra el origen de la
referencia. y las finales del agua de prueba se presentan de la
7.22 a la ¡Error! No se encuentra el origen de la referencia.7.25.
Tabla 7.21. Características del agua de la prueba No. 5
H2O2
mg/L
FeSO4
mg/L
Fe
mg/L
Color
(UPtCo)
Solución inicial
DQO
Conductividad
pH
(mg/L)
(µS/cm)
450
650
1150
1600
2150
45
70
130
200
280
9.00
14.10
26.18
40.28
56.40
1183
2216
4416
5775
10066
46
76.5
151
245
224
250
250
300
350
400
7.05
7.14
7.19
7.17
7.30
3000
380
66.54
10675
390
440
7.43
Tabla 7.22. Características finales del agua de la prueba No.5 (2h de sedimentación)
Fe
(mg/L)
8.00
12.20
14.00
23.00
29.60
Conductividad
(µS/cm)
3100
3000
2900
2800
2700
44.2
2600
2.87
2.77
2.81
2.81
2.68
Color
(UPtCo)
31
57
245
468
1260
DQO
(mg/L)
26.1
26.1
33.5
61.2
40.3
Remoción
Color (%)
97.38
97.43
94.45
91.90
87.48
Remoción
DQO (%)
43.26
65.88
77.81
75.02
82.01
2.64
1285
118.0
87.96
69.74
pH
109
Al analizar el agua con dos horas de sedimentación los resultados muestran que las remociones
de color están entre un 87 y un 97% de color, y de DQO del 43 al 82%, con una conductividad
que se ha incrementado en algunos casos hasta en un 1000%. La relación de sulfato y peróxido
también se incrementó en una relación de 1:10.
Estas nuevas condiciones muestran que conforme el color del agua de prueba va en aumento
las remociones de color disminuyen y caso contrario para la DQO, en donde su remoción
aumenta. También se observa que los sólidos suspendidos aumentan.
Tabla 7.23. Características finales del agua de la prueba No.5 (4h sedimentación)
Fe
(mg/L)
7.40
12.20
12.20
20.00
25.8
Conductividad
(µS/cm)
440
550
660
830
940
37.6
1100
3.04
2.93
2.86
2.77
2.74
Color
(UPtCo)
25
28
92
222
340
DQO
(mg/L)
15.3
18
22.9
21.2
15.3
Remoción
Color (%)
97.89
98.74
97.92
96.16
96.62
Remoción
DQO (%)
66.74
76.47
84.83
91.35
93.17
2.69
508
31
95.24
92.05
pH
Los resultados con cuatro horas de sedimentación muestran que las remociones de color están
entre un 95 y un 98% de color, y de DQO del 66 al 93%, con una conductividad que disminuyó.
Tabla 7.24. Características finales del agua de la prueba No.5 (5h sedimentación)
Fe
(mg/L)
Conductividad
(µS/cm)
pH
Color
(UPtCo)
DQO
(mg/L)
Remoción
Color (%)
Remoción
DQO (%)
6.60
12.20
12.60
19.80
25.8
450
550
660
820
930
2.89
2.79
2.74
2.67
2.65
59
25
54
139
204
15.3
15.3
15.3
27.8
52.2
95.01
98.87
98.78
97.59
97.97
66.74
80.00
89.87
88.65
76.70
16.6
1100
2.60
323
16.3
96.97
95.82
Los resultados a cinco horas de sedimentación muestran que las remociones de color se
mantiene entre un 95 y un 98%, y de DQO mejora un poco al estar entre un 66 al 95%. La
conductividad se mantiene.
Tabla 7.25. Características finales del agua de la prueba No. 5(6h sedimentación)
Fe
(mg/L)
Conductividad
(µS/cm)
pH
Color
(UPtCo)
110
DQO
(mg/L)
Remoción
Color %
Remoción
DQO%
6.60
12.20
12.20
19.80
25.8
480
550
670
840
940
2.86
2.81
2.78
2.71
2.70
15.3
15.3
29.4
23.7
15.3
106
31
54
107
157
91.04
98.60
98.78
98.15
98.44
66.74
80.00
80.53
90.33
93.17
37.4
1130
2.64
40.0
270
97.47
89.74
Después de seis horas de sedimentación los resultados muestran que las remociones de color
mejoran en algunos casos, sin embargo, la remoción de DQO disminuyó en algunas jarras de
prueba. La conductividad se mantiene.
Los resultados de esta prueba indican que no es necesario llevar la prueba hasta más de dos
horas de sedimentación, debido a que si se escala a condiciones reales se tendría que construir
una unidad muy grande.
f) Prueba No.6
La prueba se realizó en un equipo de jarras y las condiciones fueron: Agitación 200 rpm por 10
min, 20 rpm por 50 min., sedimentación por 120 min., y filtración, con la finalidad de poder
eliminar sólidos suspendidos y mejorar las remociones de color y DQO. El agua de prueba se
ajustó a pH 3.
Las características iniciales se presentan en la ¡Error! No se encuentra el origen de la
referencia. 7.26 y las finales del agua de prueba se presentan de la ¡Error! No se encuentra
el origen de la referencia. 7.27 y en la ¡Error! No se encuentra el origen de la
referencia.7.28.
Tabla 7.26. Características del agua de la prueba No. 6
H2O2
mg/L
450
650
1150
1600
2150
FeSO4
mg/L
45
70
130
200
280
Fe
mg/L
9.00
14.10
26.18
40.28
56.40
Color
(UPtCo)
1050
1933
4166
6491
8116
3000
380
66.54
10491
Solución inicial
DQO
Conductividad
(mg/L)
(µS/cm)
19.5
290
52
280
76.4
310
112.16
370
148.7
420
6.73
7.03
7.23
7.30
7.36
190.1
7.25
480
pH
Tabla 7.27. Características finales del agua de la prueba No. 6 (2h sedimentación)
Fe
Conductividad pH
Color
111
DQO
Remoción
Remoción
(mg/L)
(µS/cm)
(UPtCo)
(mg/L)
Color (%)
DQO (%)
4.20
6.20
440
510
3.07
2.97
52
38
15.3
15.3
93.22
97.95
63.22
74.67
11.60
19.00
560
820
2.85
2.77
57
109
15.3
15.3
98.68
98.24
84.76
87.66
24.4
930
2.72
218
15.3
97.40
90.58
35.8
1090
2.67
320
15.3
96.74
92.35
Al analizar el agua con dos horas de sedimentación los resultados muestran que las remociones
de unidades de color están entre un 93 y un 98.6% y para DQO entre el 63 y 92%, sin embargo,
es necesario aclarar que estos valores están por debajo del límite de detección de 15.3 mg/L,
por lo que la remoción puede estar cercana al 100%. La conductividad se incrementa alrededor
del 200%. La relación de sulfato y peróxido se mantiene en una relación de 1:10. Bajo estas
condiciones de prueba se observa que conforme el color del agua de prueba va en aumento la
remoción también hasta cierto punto y después disminuye. Pero para la DQO, la remoción
aumenta. También se observa que los sólidos suspendidos aumentan.
Tabla 7.28. Características finales del agua de la prueba No. 6(Filtrado)
Fe
(mg/L)
2.6
4.8
Conductividad
pH
(µS/cm)
430
2.95
510
2.86
Color
(UPtCo)
13
18
DQO
(mg/L)
15.3
21.9
Remoción
Color (%)
98.31
99.03
Remoción
DQO (%)
63.22
63.74
11.8
17.2
22.0
670
810
940
2.74
2.68
2.64
26
48
68
15.3
15.3
19.5
99.40
99.22
99.19
84.76
87.66
87.99
31.6
1080
2.59
86
15.3
99.12
92.35
Si la muestra es filtrada, el clarificado presenta remoción de color superior al 99%, esto hace
suponer que el color que queda en la solución después de sedimentar se debe a sólidos
suspendidos, además, los valores de la DQO se mantienen.
En resumen las condiciones de operación en las pruebas con reactivo Fenton son:
Mezcla rápida a 200 rpm por 10 min.
Mezcla lenta 20 rpm por 50 min.
Sedimentación por 120 min.
Filtración
En la
7.29 se muestra el agua antes de ser sometida al tratamiento con reactivo de Fenton y en la
112
7.30 unas muestras de agua una vez concluida la prueba.
Figura 7.29 Muestra de agua residual inicial
Figura 7.30 muestra de agua residual final
7.2.3.1 Pruebas con agua residual industrial
Para esta parte del estudio se empleó agua residual proveniente de la Empresa Gütterman que
fabrica hilos y está establecida en el parque industrial CIVAC en el municipio de Jiutepec del
Estado de Morelos.
Se tomaron muestras semanales de agua residual final, a las cuales se les dio el mismo
tratamiento y sólo se varió las dosis de sulfato ferroso y de peróxido de hidrógeno, de tal
manera que se puedan obtener las mejores remociones de color y de DQO. Todas las pruebas se
realizaron en un equipo de jarras con vasos de precipitado de un litro, con:
Mezcla rápida a 200 rpm por 10 min.
Mezcla lenta s 20 rpm por 50 min.
Sedimentación por 120 min.
A continuación se muestran las características iniciales de las aguas residuales en estudio, así
como los resultados obtenidos en cada prueba. Las celdas marcadas con amarillo indican las
113
mejores dosis de sulfato ferroso y de peróxido de hidrógeno para la remoción de color, y en azul
para la remoción de DQO.
a) Muestra de agua residual No. 1
Tabla 7.29. Características iniciales muestra No.1
Parámetro
Color (UPtCo)
Conductividad (µS/cm)
pH
DQO (mg/L)
Valor
1548
750
6.26
1395
Tabla 7.30. Características finales de la muestra 1
FeSO4
(mg/L)
H2O2
(mg/L)
pH
Conductividad Color
(µS/cm)
(Pt Co)
DQO
(mg/L)
Fe libre
(mg/L)
Remoción
Color (%)
Remoción
DQO (%)
60
70
80
100
150
200
180
210
240
300
450
600
2.92
2.83
3.19
2.72
2.81
2.8
1180
1240
1010
1370
1230
1230
1038.3
1005.9
1001.9
843.7
839.6
620.6
5.2
3.8
5.4
13.2
2.4
73.9
84.8
72.9
87.0
93.2
90.7
25.6
27.9
28.2
39.5
39.8
55.5
404
235
419
201
106
144
b) Muestra de agua residual No. 2
Tabla 7.31. Características iniciales muestra No. 2
Parámetro
pH
Conductividad (µS/cm)
Color (UPtCo)
DQO (mg/L)
Valor
4.79
1140
1917
1890
Tabla 7.32. Características finales de la muestra No.2
FeSO4
(mg/L)
H2O2
(mg/L)
pH
Conductividad Color
(µS/cm)
(Pt Co)
114
DQO
(mg/L)
Fe libre
(mg/L)
Remoción
Color (%)
Remoción
DQO (%)
FeSO4
(mg/L)
200
250
300
350
400
450
H2O2
(mg/L)
600
750
900
1050
1200
1350
pH
2.69
2.66
2.67
2.66
2.67
2.63
Conductividad
(µS/cm)
1590
1600
1590
1600
1590
1630
Color
(Pt Co)
250
231
252
257
261
362
DQO
(mg/L)
1014
1050.5
973.4
981.5
969.4
1009.9
Fe libre
(mg/L)
13.8
6.6
20.6
26.2
27
38.2
Remoción
Color (%)
17.1
16.5
17.1
16.5
17.1
15.0
Remoción
DQO (%)
46.4
44.4
48.5
48.1
48.7
46.6
c) Muestra de agua residual No. 3
Tabla 7.33. Características iniciales muestra 3
Parámetro
pH
Conductividad (µS/cm)
Color (UPtCo)
DQO (mg/L)
Valor
5.46
1970
2108
2896
Tabla 7.34. Características finales de la muestra No.3
FeSO4
(mg/L)
260
270
280
290
300
310
320
330
H2O2
(mg/L)
850
860
900
920
940
960
980
1000
pH
2.61
2.6
3.0
2.3
2.5
2.4
2.5
3.4
Conductividad
(µS/cm)
2510
2510
2570
2640
2620
2620
2880
2580
Color
(Pt Co)
1515
1090
699
768
471
458
418
401
Figura 7. 31 Prueba No 4 Muestra de agua
DQO
(mg/L)
1910.4
1719.7
1492.6
1468.3
1415.5
1399.5
1415.5
1415.5
Fe libre
(mg/L)
14.6
10.6
6.8
6.8
6
6
9.4
6.6
Remoción
Color (%)
28.1
48.3
66.8
63.6
77.7
78.3
80.2
81.0
Remoción
DQO (%)
34.0
40.6
48.5
49.3
51.1
51.7
51.1
51.1
Figura 7. 32 Vista de prueba 3 en jarras
115
residual.
Tabla 7.35. Características iniciales muestra 4
Parámetro
pH
Conductividad (µS/cm)
Color (UPtCo)
DQO (mg/L)
Valor
6.2
1670
1605
2296
Tabla 7.36. Características finales de la muestra 4
FeSO4
(mg/L)
250
260
270
280
300
320
340
360
400
H2O2
(mg/L)
500
520
540
560
600
960
1020
1080
1200
pH
2.57
2.56
2.54
2.54
2.57
2.62
2.64
2.63
2.65
Conductividad
(µS/cm)
2330
2340
2310
2330
2320
2280
2240
2290
2290
Color
(Pt Co)
352
338
328
298
283
267
265
265
256
DQO
(mg/L)
1220.9
1211.1
1233.1
1211.1
1208.7
1228.9
1289.8
1257.4
1184.4
Fe libre
(mg/L)
5.2
5.8
6.2
7.8
9.2
10.6
12.2
14.2
21.6
Remoción
Color (%)
78.1
78.9
79.6
81.4
82.4
83.4
83.5
83.5
84.0
Remoción
DQO (%)
46.8
47.2
46.3
47.2
47.3
46.5
43.8
45.2
48.4
d) Muestra de agua residual No.5
Tabla 7.37. Características iniciales muestra No.5
Parámetro
pH
Conductividad (µS/cm)
Color (UPtCo)
DQO (mg/L)
Valor
6.77
1100
1472
2263
Tabla 7.38. Características finales de la muestra No.5
FeSO4
(mg/L)
190
200
220
240
260
280
H2O2
(mg/L)
380
400
440
480
520
560
pH
2.37
2.38
2.3
2.33
2.36
2.38
Conductividad
(µS/cm)
2460
2470
2770
2820
2780
2800
Color
(Pt Co)
1013
751
708
706
568
585
116
DQO
(mg/L)
1533.2
1387.2
1228.9
1338.4
1285.8
1204.6
Fe libre
(mg/L)
11
10.4
9.6
11.2
12.8
17
Remoción
Color (%)
31.2
49.0
51.9
52.0
61.4
60.3
Remoción
DQO (%)
32.3
38.7
45.7
40.9
43.2
46.8
FeSO4
(mg/L)
300
320
340
360
380
400
420
440
H2O2
(mg/L)
600
640
680
720
760
800
840
880
pH
2.39
2.4
2.56
2.57
2.65
2.66
2.67
2.69
Conductividad
(µS/cm)
2790
2810
2720
2810
2760
2750
2780
2840
Color
(Pt Co)
588
611
692
698
765
686
773
793
DQO
(mg/L)
1204.6
1176.2
1168.1
1184.4
1168.1
1200.6
1237.1
1241.1
Fe libre
(mg/L)
20
23
23.6
31
31.8
37.8
38
43.8
Remoción
Color (%)
60.1
58.5
63.9
63.6
60.1
64.2
59.7
58.7
Remoción
DQO (%)
46.8
48.0
46.7
45.9
46.7
45.2
43.5
43.3
e) Muestra de agua residual No.6
Tabla 7.39. Características iniciales muestra No.6
Parámetro
pH
Conductividad (µS/cm)
Color (UPtCo)
DQO (mg/L)
Valor
5.94
1630
5883
3472
Tabla 7.40. Características finales de la muestra No.6
FeSO4
(mg/L)
260
270
280
290
300
310
H2O2
(mg/L)
780
810
840
870
900
930
pH
2.65
2.74
2.73
2.72
2.78
2.77
Conductividad
(µS/cm)
2430
2380
2420
2430
2360
2400
Color
(Pt Co)
2236
3676
1443
1426
1370
1133
DQO
(mg/L)
2247
2749.9
2084.8
1938.8
2019.8
1946.9
Fe libre
(mg/L)
14
23.2
11
12.2
10.6
11.2
Remoción
Color (%)
62.0
37.5
75.5
75.8
76.7
80.7
f) Muestra de agua residual 7
Tabla 7.41. Características iniciales muestra No.7
Parámetro
pH
Conductividad (µS/cm)
117
Valor
6.7
2660
Remoción
DQO (%)
35.3
20.8
40.0
44.2
41.8
43.9
Color (UPtCo)
DQO (mg/L)
3400
2654
Tabla 7.42. Características finales de la muestra No.7
FeSO4
(mg/L)
200
210
220
230
240
250
H2O2
(mg/L)
400
420
440
460
480
500
pH
2.58
2.58
2.61
2.69
2.68
2.69
Cond.
(µS/cm)
3230
3330
3330
3290
3350
3380
Color
(Pt Co)
693
792
733
685
658
640
Figura 7.33. Apariencia del agua inicial
de prueba No. 7
DQO
(mg/L)
1521.3
1513
1497
1492.9
1464.7
1594.1
Fe libre
(mg/L)
5.2
7.2
7.8
8.4
10.4
11.6
% Rem
Color
79.6
76.7
78.4
79.9
80.6
81.2
% Rem
DQO
42.7
43.0
43.6
43.8
44.8
39.9
Figura 7.34. Prueba No. 7 en curso
g) Muestra de agua residual 8
Tabla 7.43. Características iniciales muestra 8
Parámetro
pH
Conductividad (µS/cm)
Color (UPtCo)
DQO (mg/L)
Valor
7.19
2350
3173
2013
Tabla 7.44. Características finales de la muestra No.8
FeSO4
(mg/L)
500
520
H2O2
(mg/L)
500
520
pH
2.24
2.32
Conductividad
(µS/cm)
3300
3180
Color
(Pt Co)
2913
2178
118
DQO
(mg/L)
1047
932.9
Fe libre
(mg/L)
81.5
85
Remoción
Color (%)
8.2
31.4
Remoción
DQO (%)
48.0
53.6
540
560
580
600
540
560
580
600
2.41
2.44
2.47
2.56
3060
3040
2990
3850
1740
1548
1320
1157
855.5
831.1
790.9
749.6
79
88
8.5
84.5
45.2
51.2
58.4
63.5
57.5
58.7
60.7
62.8
h) Muestra de agua residual No.9
Tabla 7.45. Características iniciales muestra No.9
Parámetro
pH
Conductividad (µS/cm)
Color (UPtCo)
DQO (mg/L)
Valor
4.38
1680
8415
4408
Tabla 7.46. Características finales de la muestra No.9
FeSO4
(mg/L)
500
520
540
560
580
600
500
520
540
560
580
H2O2
(mg/L)
500
520
540
560
580
600
1000
1040
1080
1120
1160
pH
2.8
2.79
2.81
2.82
2.82
2.85
2.7
2.73
2.72
2.73
2.75
Conductividad
(µS/cm)
2330
2400
2400
2400
2410
2410
2440
2430
2440
2460
2460
Color
(Pt Co)
5525
4758
4483
4133
4042
4450
2943
2760
2540
2340
2143
DQO
(mg/L)
2297.7
2126.6
2134.8
2142.9
1963.7
1833.3
1914.8
1898.5
1825.2
1784.4
1727.4
Fe libre
(mg/L)
54.5
52
54
56
59.5
59.5
43.5
39
44.5
42
47
Remoción
Color (%)
34.3
43.5
46.7
50.9
52.0
47.1
65.0
67.2
69.8
72.2
74.5
Remoción
DQO (%)
47.9
51.8
51.6
51.4
55.5
58.4
56.6
56.9
58.6
59.5
60.8
i) Muestra de agua residual No.10
Tabla 7.47. Características iniciales muestra No.10
Parámetro
pH
Conductividad (µS/cm)
Color (UPtCo)
DQO (mg/L)
Valor
5.84
1610
5358
2999
Tabla 7.48. Características finales de la muestra No.10
FeSO4
(mg/L)
500
H2O2
(mg/L)
1000
pH
2.68
Conductividad Color
(µS/cm)
(Pt Co)
2280
1112
119
DQO
(mg/L)
1197.8
Fe libre
(mg/L)
22.8
Remoción
Color (%)
79.2
Remoción
DQO (%)
60.1
520
540
560
580
600
620
640
660
680
700
1040
1080
1120
1160
1200
1240
1280
1320
1360
1400
2.69
2.73
2.73
2.75
2.58
2.6
2.64
2.66
2.67
2.66
2290
2240
2260
2250
2320
2340
2330
2310
2300
2340
1087
1050
1033
985
992
1052
1060
1042
1023
1013
Figura 7. 35 Agua inicial de prueba 10
1193.7
1157
1181.5
1169.2
1115.2
1131.5
1139.6
1131.5
1115.2
1090.8
25.2
26.8
29.8
33.2
38.2
41
46.8
48.2
51
55.4
79.7
80.4
80.7
81.6
81.5
80.4
80.2
80.6
80.9
81.1
60.2
61.4
60.6
61.0
62.8
62.3
62.0
62.3
62.8
63.6
Figura 7.36 Condiciones finales de prueba 10
j) Muestra de agua residual No.11
Tabla 7.49. Características iniciales muestra No.11
Parámetro
Valor
pH
Conductividad (µS/cm)
Color (UPtCo)
DQO (mg/L)
5.7
1400
2123
2653
Tabla 7.50. Características finales de la muestra 11
FeSO4
H2O2
pH
Cond.
Color
DQO
120
Fe libre
% Rem
% Rem
(mg/L)
(mg/L)
200
220
240
260
280
300
320
340
360
380
400
200
220
240
260
280
300
320
340
360
380
400
2.78
2.73
2.76
2.73
2.72
2.89
2.85
2.9
2.85
2.88
2.85
(µS/cm)
(Pt Co)
(mg/L)
(mg/L)
Color
DQO
2030
2010
2010
2040
2060
1860
1920
1880
1940
1900
1990
408
299
255
224
207
197
199
196
204
194
197
1522.2
1461.1
1432.6
1387.9
1345.1
1298.3
1290.2
1233.2
1233.2
1188.4
1237.3
5
4.2
5
4.8
8.4
6.2
9
15.8
14
17
19.6
80.8
85.9
88.0
89.4
90.2
90.7
90.6
90.8
90.4
90.9
90.7
42.6
44.9
46.0
47.7
49.3
51.1
51.4
53.5
53.5
55.2
53.4
Figura 7. 37 Agua inicial de prueba No.11
Figura 7. 38 Agua final de prueba No.11
k) Muestra de agua residual 12
Tabla 7.51. Características iniciales muestra No.12
Parámetro
pH
Conductividad (µS/cm)
Color (UPtCo)
DQO (mg/L)
Valor
4.02
2020
3767
2434
Tabla 7.52. Características finales de la muestra 12
FeSO4
H2O2
pH
Conductividad Color
121
DQO
Fe libre
Remoción
Remoción
(mg/L)
(mg/L)
200
220
240
260
280
300
320
340
360
380
400
400
440
480
520
560
600
640
680
720
760
800
2.72
2.66
2.79
2.58
2.61
2.53
2.96
2.88
2.94
3.28
3.04
(µS/cm)
(Pt Co)
(mg/L)
(mg/L)
Color (%)
DQO (%)
2340
2330
2190
2320
2300
2350
2140
2180
2130
2050
2120
2168
1542
1430
782
473
465
680
783
513
464
418
1583.2
1412.3
1383.8
1306.5
1241.4
1225.1
1166.1
1135.5
1200.7
1125.4
1096.9
19.6
13.4
11.8
13
13.4
19
16.6
22.2
16
20.4
28.2
42.4
59.1
62.0
79.2
87.4
87.7
81.9
79.2
86.4
87.7
88.9
35.0
42.0
43.1
46.3
49.0
49.7
52.1
53.3
50.7
53.8
54.9
Figura 7. 39 Agua de inicio prueba No.12
Figura 7. 40 Agua final de prueba No.12
l) Muestra de agua residual No.13
Tabla 7.53. Características iniciales muestra No.13
Parámetro
Valor
pH
Conductividad (µS/cm)
Color (UPtCo)
DQO (mg/L)
6.26
1400
4358
2808
Tabla 7.54. Características finales de la muestra No.13
122
FeSO4
(mg/L)
400
420
440
460
480
500
550
600
650
H2O2
(mg/L)
800
840
880
920
960
1000
1100
1200
1300
pH
2.71
2.67
2.7
2.67
2.71
2.7
2.63
2.64
2.65
Conductividad
(µS/cm)
2130
2130
2120
2150
2090
2120
2110
2140
2160
Color
(Pt Co)
1811.7
1558
1443
1436
1466
1371
720
810
833
DQO
(mg/L)
1135.5
1086.7
1033.8
1025.6
1050.1
1102.9
960.5
877.3
879.1
Fe libre
(mg/L)
28.6
31.4
34
38.6
44.8
46.2
45.6
57.4
70.5
Remoción
Color (%)
58.4
64.2
66.9
67.0
66.4
68.5
83.5
81.4
80.9
Remoción
DQO (%)
59.6
61.3
63.2
63.5
62.6
60.7
65.8
68.8
68.7
m) Muestra de agua residual No.14
Tabla 7.55. Características iniciales muestra No.14
Parámetro
pH
Conductividad (µS/cm)
Color (UPtCo)
DQO (mg/L)
Valor
5.28
1070
3247
3852
Tabla 7.56. Características finales de la muestra No.14
FeSO4
(mg/L)
H2O2
(mg/L)
pH
Conductividad Color
(µS/cm)
(Pt Co)
DQO
(mg/L)
Fe libre
(mg/L)
Rem
Color (%)
Rem
DQO (%)
300
320
340
360
380
400
420
440
460
480
500
600
640
680
720
760
800
840
880
920
960
1000
2.68
2.73
2.75
2.73
2.77
2.79
2.7
2.69
2.74
2.76
2.76
1600
1590
1580
1640
1600
1590
1660
1680
1630
1610
1600
1704.8
1626.9
1594.1
1573.6
1512.2
1495.8
1401.5
1381
1360.5
1335.9
1315.5
32.4
31.2
33.2
39.2
40.2
43
46.4
56.6
56.6
58.4
62
20.9
36.9
50.7
49.4
47.0
62.4
68.5
63.7
64.5
64.2
66.2
55.7
57.8
58.6
59.1
60.7
61.2
63.6
64.1
64.7
65.3
65.8
2570
2050
1602
1643
1720
1220
1023
1178
1152
1163
1098
n) Muestra de agua residual No.15
123
Tabla 7.57. Características iniciales muestra No.15
Parámetro
pH
Conductividad (µS/cm)
Color (UPtCo)
DQO (mg/L)
Valor
7.15
1300
5416
2967
Tabla 7.58. Características finales de la muestra No.15
FeSO4
(mg/L)
400
420
440
460
480
500
H2O2
(mg/L)
800
840
880
920
960
1000
7.2.3.2
pH
2.63
2.64
2.66
2.68
2.7
2.66
Conductividad
(µS/cm)
1880
1880
1870
1820
1800
1850
Color
(Pt Co)
447
447
457
451
462
479
DQO
(mg/L)
1294.9
1208.9
1237.6
1225.3
1163.8
1163.8
Fe libre
(mg/L)
34.2
38.8
51
40.6
45.6
52.4
Remoción
Color (%)
91.7
91.7
91.6
91.7
91.5
91.2
Remoción
DQO (%)
56.4
59.3
58.3
58.7
60.8
60.8
Análisis de resultados de pruebas de agua residual industrial
A continuación se presenta un resumen de la calidad del agua residual antes y después del
tratamiento, así como de las dosis de sulfato ferroso y peróxido de hidrógeno con las cuales se
obtuvieron los % más elevados de remoción de color y de DQO (¡Error! No se encuentra el
origen de la referencia.7.59 y ¡Error! No se encuentra el origen de la referencia.7.60).
Tabla 7.59. Calidad de agua en remoción de color
Prueba
pH
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
6.26
4.79
5.46
6.20
6.77
5.94
6.70
7.19
4.38
5.84
Color
Conductividad
inicial
(µS/cm)
(Pt Co)
750
1548
1140
1917
1970
2108
1670
1605
1100
1472
1630
5882
2660
3400
2350
3173
1680
8415
1610
5358
124
FeSO4
(mg/L)
H2O2
(mg/L)
150
200
330
400
340
310
250
600
1160
1160
450
600
1000
1200
680
930
500
600
2143
985
Color Final
(Pt Co)
106
250
401
256
392
1133
640
1157
75
82
Remoción
Color (%)
93.15
86.96
80.98
84.05
73.37
80.74
81.18
63.54
99.11
98.47
11
12
13
14
15
Prom
5.70
4.02
6.26
5.28
7.15
5.86
1400
2020
1400
1070
1300
1517
2123
3767
4358
3247
5416
3586
380
400
550
420
400
470
380
800
1100
840
800
867
194
418
720
1023
1295
543
90.86
88.90
83.48
68.49
76.09
83.29
En promedio se tiene que el agua residual es ligeramente ácida, con una conductividad que está
entre 750 y 2660, con un promedio de 1500 µS/cm, unos valores de color inicial con un
intervalo de 1400 a 8400, con un promedio de 3550 UPtCo. Así, en promedio se emplean 470
mg/L de sulfato ferroso y 867 mg/L de peróxido de hidrógeno para obtener un color residual en
el agua tratada de 543 UPtCo en promedio, lo cual corresponde a un 83 % de remoción. En la
se aprecia que de la prueba 1 a la seis cuando el pH aumenta o sube su valor la conductividad
es inversa y posterior a esta su relación es casi directa.
3000
8
MS/cm
2500
6
2000
1500
4
1000
2
Conductividad
pH
500
0
0
1
2
3
4
5
6
7
8
Prueba
9
10
11
12
13
14
15
Figura 7.41 Relación pH vs Conductividad
En la figura 7.42 se aprecia claramente una relación inversa entre el color inicial del agua y el pH
hasta la prueba 12 y después de ésta es directa.
125
9000
8000
7000
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
8
7
6
UPtCo
5
4
3
Color
2
pH
1
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
Prueba
10
11
12
13
14
15
Figura 7.42 Relación color inicial vs pH
MS/cm / UPtCo
En la figura 7.43 se puede apreciar que existe una relación directa entre el color y la
conductividad, esto puede ser debido a que los colores que se empleen en la industria pueden
contener sales, así entre más color se utilice más se incrementará la conductividad del agua
residual.
9000
8000
7000
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
Conductividad
Color
1
2
3
4
5
6
7
8
Prueba
9
10
11
12
13
14
15
Figura 7.43 Relación color inicial vs conductividad
En relación a las dosis empleadas de sulfato ferroso se observa que después de la prueba 7 si el
color de agua residual aumenta la dosis de este reactivo también. Para las dosis del peróxido de
hidrógeno en todas las pruebas se tiene una relación directa con el color. Esto puede resumirse
que si el color aumenta las dosis a emplear de los reactivos también (figura 7.44).
126
Color (UPtCo)
9000
2500
8000
Color
7000
FeSO4
6000
H2O2
2000
1500
5000
4000
1000
3000
2000
500
1000
0
0
1
2
3
4
5
6
7 Prueba
8
9
10
11
12
13
14
15
Figura 7.44 Color Vs dosis empleadas
Con respecto al porcentaje de remoción de color no se observó una relación al compararse con
el inicial, ni tampoco se observó una mejora si se incrementan las dosis de reactivos a emplear (
7.45).
9000
120
8000
100
7000
80
Color (UPtCo)
6000
5000
60
4000
3000
40
2000
Color
% Rem Color
1000
20
0
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
Prueba
10
11
12
13
Figura 7.45 Porcentaje de remoción de color vs color inicial
127
14
15
Tabla 7.60. Calidad de agua en remoción de DQO.
Prueba
pH
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
Prom
6.26
4.79
5.46
6.20
6.77
5.94
6.70
7.19
4.38
5.84
5.70
4.02
6.26
5.28
7.15
5.86
DQO
Conductividad
inicial
(µS/cm)
(mg/L)
750
1395
1140
1890
1970
2896
1670
2295
1100
2263
1630
3972
2660
2654
2350
2013
1680
4405
1610
2999
1400
2653
2020
2434
1400
2808
1070
3852
1300
2967
1583
2766
FeSO4
(mg/L)
H2O2
(mg/L)
DQO Final Remoción
(mg/L)
DQO (%)
200
400
310
400
320
290
240
600
580
700
380
400
600
500
480
427
600
1200
960
1200
640
870
480
600
1160
1400
380
800
1200
1000
960
897
620
969
1399
1184
611
1938
1465
749
1727
1090
1188
1096
877
1315
1164
1159
55.56
48.73
51.69
48.41
73.00
51.21
44.80
62.79
60.79
63.65
55.22
54.97
68.77
65.86
60.77
57.75
La ¡Error! No se encuentra el origen de la referencia.7.60 muestra que se tiene una DQO
inicial con un intervalo de 1400 a 4400, con un promedio de 2766 mg/L. Así, en promedio se
emplean 430 mg/L de sulfato ferroso y 900 mg/L de peróxido de hidrógeno para obtener una
DQO residual en el agua tratada de 1160 mg/L en promedio, lo cual corresponde a un 58 % de
remoción. Tomando como referencia los datos de la ¡Error! No se encuentra el origen de la
referencia.7.60 se presentan las siguientes gráficas.
128
DQO (mg/L) / Conductividad
(MS/cm)
5 000
4 500
4 000
3 500
3 000
2 500
2 000
1 500
1 000
500
0
8
7
6
5
4
3
2
Conductividad
1
DQO
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
Prueba
10
11
12
13
14
15
Figura 7.46 Relación DQO inicial vs pH y conductividad
En la figura 7.46 se presentan las tendencias de la DQO inicial en relación al pH y la
conductividad, así se puede apreciar que de la prueba uno a la seis si aumenta la conductividad
también aumenta la DQO del agua residual, sin embargo, después de la siete el
comportamiento es inverso, caso similar es para el pH en todas las pruebas.
En relación a las dosis empleadas de sulfato y peróxido se puede observar en la figura 7.47, que
sus tendencias siguen ligeramente la de la DQO inicial del agua residual, esto es, si la DQO
disminuye, también disminuyen las dosis a emplear para su remoción y a la inversa.
Respecto a la remoción de DQO se obtuvo que entre menor sea la DQO menor será el residual
en el agua tratada, que en promedio es de alrededor de 1150 mg/L, sin embargo, cuando se
presentan concentraciones por arriba de los 3500 mg/L, la residual estará alrededor de los 1500
mg/L.
129
mg/L
5000
4500
4000
3500
3000
2500
2000
1500
1000
500
0
DQO
FeSO4
H2O2
1
2
3
4
5
6
7
8
9
Prueba
10
11
12
13
14
15
DQO (mg/L)
Figura 7.47. Relación DQO inicial vs peróxido de hidrógeno y sulfato ferroso.
5000
4500
4000
3500
3000
2500
2000
1500
1000
500
0
80
DQO
70
DQO final
60
% Rem DQO
50
40
30
20
10
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
Prueba
10
11
12
13
14
15
Figura 7. 48 Remoción de DQO
7.2.3.3 Diseño de prototipo
Tomando como referencia lo expuesto en los puntos anteriores, se diseñó un prototipo de
prueba para realizar pruebas a nivel piloto, así en la
se muestra su configuración.
130
Figura 7.49. Prototipo de prueba.
Conclusiones
a) Las condiciones de operación para trabajar con reactivo Fenton son:
Mezcla rápida a 200 rpm por 10 min.
Mezcla lenta s 20 rpm por 50 min.
Sedimentación por 120 min.
b) El agua residual industrial de la empresa Gutterman en promedio tiene las
siguientes condiciones:
pH de 5.86
Conductividad de 1538 µS/cm
Color de 3586 UPtCo
DQO de 2766 mg/L
c) Existe una relación inversa entre el pH y el color del agua residual de
Guterman.
131
d) Existe una relación directa entre la conductividad y el color del agua residual
de Gutterman.
e) En promedio se emplean 470 mg/L de sulfato ferroso y 867 mg/L de peróxido
de hidrógeno para obtener un color residual en el agua tratada de 543 UPtCo
en promedio.
f) La remoción de color lograda está en un rango de 63.5 a 99.1%.
g) Existe una relación inversa de la DQO con el pH y la conductividad del agua
residual de Gutterman.
h) Así, en promedio se emplean 430 mg/L de sulfato ferroso y 900 mg/L de
peróxido de hidrógeno para obtener una DQO residual e n el agua tratada de
1160 mg/L en promedio.
i) La remoción de la DQO lograda está en un rango de 48 a 68 %.
j) EN términos generales el reactivo Fenton es útil alcanzar remociones de
color del 83% y de DQO de 57%. en promedio.
k) Se diseñó y construyó un prototipo de prueba.
l) El obtener una remoción de alrededor del 60% en DQO indica que el reactivo
Fenton rompe las estructuras de los colorantes y las oxida parcialmente.
m) Para obtener una remoción u oxidación total de los compuestos que generan
color es necesario un segundo tratamiento.
132
CONCLUSIONES GENERALES
Se evaluaron a nivel laboratorio varios métodos de tratamiento que la literatura refiere como posibles
para el tratamiento de las aguas residuales de la industria textil, con énfasis en la remoción de los
colorantes que contienen.
Los métodos convencionales probados fueron el fisicoquímico mediante oxidación avanzada utilizando el
método de Fenton y el biológico acoplado anaerobio – aerobio.
Como métodos no convencionales se iniciaron las investigaciones probando la efectividad de la
biofiltración con el medio de empaque inoculado con hongos conteniendo enzimas del tipo de las
peroxidasas.(Biológico fúngico). La matriz o medio de empaque utilizado fue la turba, que fue inoculada
con una cepa del hongo Pleurotus ostreatus. El segundo método no convencional que abarcó este
estudio fue el biológico enzimático utilizando enzimas también del tipo de las peroxidasas. Se desarrolló
un método para la obtención de las peroxidasas provenientes del frijol de soya a partir de un desecho
generado durante la fabricación de la leche de soya.
Las aguas residuales probadas se obtuvieron de diferentes fuentes: lavadoras de mezclilla, fabricación de
playeras y producción de hilos.
a) Con respecto a la caracterización de las aguas resid uales:
El efluente que se genera en la producción de textiles que utilizan colorantes son en general aguas con
características de alta carga orgánica, alta variabilidad en sus características, baja biodegradabilidad y
altamente coloridas. Estas características las hace difíciles de tratar.
Las características de las aguas residuales seleccionadas para la realización de las pruebas de
tratabilidad fue la de la industria productora de hilos. El promedio del efluente general fue: pH ácido de
5.86, conductividad de 1538 µS/cm, alta coloración (Color de 3586 UPtCo) , DQO de 2766 mg/L.
(mezcla de procesos de producción)y las de una de las tinas de teñido fue de 7,739±3,180 mg/L de
DQO. Asimismo, se hicieron varias caracterizaciones de colorantes tipo azo en donde se observí que
muy bajas concentraciones de colorante generar solucione altamente coloridas
b) En relación con los procesos biológicos convencionales utilizados:
Se utilizó un sistema acoplado anaerobio - aerobio.(UASB-Lodos activados). El reactor anaerobio fue del
se utilizó como la primera etapa del tratamiento biológico del efluente general de la industria textil que
con una DQO promedio de 2,446±592 mg/L. La carga orgánica aplicada de 5.3 kg DQO.m -3.d-1 y con un
TRH de 11.1 h en el reactor UASB. permitió alcanzar una remoción de 67% después de 46 días de
operación. Las concentraciones de SST y SSV en el efluente general de la industria son bajas, con
promedios de 60±16 mg/L y 46±11 mg/L respectivamente. Las remociones de estos sólidos en el reactor
anaerobio UASB son de 21±12% y 30±26% respectivamente.
El l agua residual descargada directamente de la tina de teñido en la industria con una DQO promedio de
7,739±3,180 mg/L, casi tres veces mayor que la DQO del efluente general de la industria textil. Esta agua
residual es fuertemente inhibitoria para la biomasa granular del reactor UASB. Operando el reactor con
una carga orgánica de 8.3 ±1.8 kg DQO m-3 d-1 y con un TRH de 18.2 h durante más de un mes se obtuvo
una remoción promedio de DQO de tan solo 16±5% con tendencia de incremento. Las concentraciones
de SST y SSV en el efluente de la tina son de 365±87 y 178±62 mg/L respectivamente. Los SSV
131
representan un 49% de los SST, es decir hay muchas partículas finas inorgánicas en los sólidos
suspendidos. Las remociones de SST y SSV logradas en el UASB son de 84±9% y 75±11%
respectivamente. Los sólidos removidos quedan retenidos en el lecho y la fracción orgánica se puede
degradar lentamente, la otra fracción, la inorgánica queda en el lecho.
Con respecto al tratamiento aerobio utilizado, el reactor de lodos activados usado como segunda etapa
del tratamiento biológico del agua residual de la tina de teñido de la industria textil, operado con una
carga orgánica volumétrica de 6.51±1.27 kgDQO.m-3.d-1y un TRH de 14.0 h, permitió obtener una
remoción promedio de 14.9±7.7%. La aclimatación de la biomasa al sustrato presente en el agua residual
efluente del UASB es difícil, con problemas de intoxicación de la biomasa e inhibición de la degradación
de la materia orgánica y del crecimiento de la biomasa, sin embargo, fue posible superar la intoxicación
en unos 10 días, pero la remoción aumenta muy lentamente.
El promedio de la remoción global de la DQO (en los dos reactores) durante los últimos 30 días de
operación fue de 28.7±7.3% con una tendencia de incremento. Se necesita seguir el proceso de
aclimatación y estabilización del proceso en ambos reactores. Las remociones de SST y SSV en el reactor
lodos activados son de 20±20% y 36±27% respectivamente, obteniéndose en el efluente concentraciones
de SST y SSV de 41±2 mg/L y 24±5 mg/L respectivamente.
c) Referido a los procesos biológicos no convencionales: Es importante el considerar
que la extracción de la enzima peroxidasa se realizó a partir del residuo de la
obtención de la leche de soya, ADES (Okara), lo cual se considera como algo no
realizado con anterioridad. Se utilizaron para estos experimentos no el agua
residual del efluente general o de la tina, sino sólo el colorante azul negro directo ,
AND., esto para tener un mayor control del proceso. La oxidación enzimática del
colorante AND mediante la enzima Peroxidasa constituye un método muy efectivo
para su degradación. Las condiciones en las cuales la oxidación es más rápida y la
actividad enzimática se ve menos afe ctada. El crudo enzimático es el factor más
costoso del proceso. Por ello, para determinar el valor de actividad enzimática más
adecuado se consideraron parámetros económicos. Por encima de 150 -200 U/L de
Peroxidasa no se apreciaron grandes cambios en cuan to a la cinética del proceso.
Por ello, se consideró ese rango como el más adecuado para los procesos de
degradación. Aun cuando la investigación es incipiente y no está concluida, se han
obtenido remociones hasta del 50 % del color con la ventaja de que l a enzima
puede ser recuperada.
d) Con respecto al tratamiento mediante biofiltración con turba inoculada con Pleutorus
ostreatus (fúngico), se probaron cuatro variantes de biofiltros para poder evaluar el
efecto de la turba, del hongo y de su combinación. Un bifiltro fue sólo empacado con
turba sin esterilizar, otro fue empacado con turba inoculada sin esterilización y dos mas
con las misma condiciones descritas sólo que esterilizados. se observa que de los cuatro
reactores utilizados en el experimento el que mejor desempeño tuvo fue el reactor
inoculado con el hongo Pleurotus ostreatus y sin esterilizar , mostrando que el
procedimiento de esterilización del material de empaque si tuvo un efecto negativo;
además de mostrar hasta el momento que la materia or gánica fue removida y disminuida
por el proceso de adsorción, absorción de la turba y degradación debida a
microorganismos adheridos al mismo material de empaque de los biofiltros.
e)Para los procesos fisicoquímicos de oxidación avanzada las mejores condiciones fueron:
132
Mezcla rápida a 200 rpm por 10 min; mezcla lenta a 20 rpm por 50 min, seguida de una sedimentación
por 120 min. En promedio se emplean 470 mg/L de sulfato ferroso y 867 mg/L de peróxido de hidrógeno
para obtener un color residual en el agua tratada de 543 UPtCo
La remoción de color lograda en las diferentes pruebas está en un rango de 63.5 a 99.1%.
Así, en promedio se emplean 430 mg/L de sulfato ferroso y 900 mg/L de peróxido de
hidrógeno para obtener una DQO residual en el agua tratada de 1 160 mg/L en promedio.
La remoción de la DQO lograda está en un rango de 48 a 68 %. El obtener una remoción de
alrededor del 60% en DQO indica que el reactivo Fenton rompe las estructuras de los
colorantes y las oxida parcialmente. Para obtener una remoción u oxidación total de los
compuestos que generan color.
Es necesario un segundo tratamiento por lo que se probará en la continuación de este
estudio el proceso acoplado fisicoquímico (Fenton) y biológico aerobio.(Lodos activados
para permitir que el efluente obtenido mediante este tren cumpla con las regulaciones
vigentes y que su descarga no afecte el sitio donde se descargue o eventualmente pueda
ser reutilizado. Para esta segunda fase del proyecto se diseñó y construyó un prototipo de
prueba que se probará con el tratamiento acoplado FQ -Biológico
133
REFERENCIAS
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
8.
9.
10.
11.
12.
13.
14.
15.
16.
Adriana Aristizábal Castrillón, María Catalina Bermúdez Agudelo. (2007). Estudio
de la factibilidad de un sistema de electrocoagulación para tratamiento de aguas
procedentes de lavanderías industriales con fines de reuso.
Aitken, M. D. (1993). Waste treatment applications of enzymes: Opportunities and obstacles.
The Chemical Engineering Journal and the Biochemical Engineering Journal. 52: B49–B58.
Akhtar, S., Khan, A.A. and Husain, Q. (2005a). Partially purified bitter gourd (Momordica
charantia) peroxidase catalyzed decolorization of textile and other industrially important dyes.
Bioresource Technology 96: 1804–1811.
Alatorre, F. A. (2007). Diseño de reactores empacados p ara la remoción de color en
aguas residuales industriales. Tesis de Maestría en Ingeniería, Facultad de
Ingeniería, UNAM, México. DF, México, 137pp.
Aleboyeh, A., Ilya, M., Aleboyeh, H. (2009). Oxidative treatment of azo dyes in aqueous solution
by potassium permanganate. Journal Hazardous Materials; 162, 1530-1535.
Allegre, C., Maisseu, M., Charbit, F., Moulin, P., (2004). Coagulation–flocculation–decantation of
dye house effluents. Journal Hazardous Materials; B116, 57–64.
Amjad .A. K. y Qayyum H. (2007). Decolorization and removal of textile and non-textile dyes
from polluted wastewater and dyeing effluent by using patato (Solanum tuberosum) soluble
and immobilized polyphenol oxidase. Bioresource Technology, 98: 1012-1019.
Anliker, R. (1977). Ecotoxicology of dyestuff a Joint efforts by industry. 3, 59 -74.
Arroyave, J., Giraldo, L., Mejía, J. (2008). Empleo del reactivo de Fenton para la
degradación del colorante Tartrazina. Revista Lasallista de investigación Vol. 6 No.
1.
Azzi, M. et al. (abr. 2006) Contribution to the study of electrocoagulation
mechanism in basic textile effluent. En: Journal of Hazardous Materials. Vol. 131,
No.1-3; p.73-78
Baborova, P., Moder, M., Baldrian, P., Cajthamlova, K. and Cajthaml, T. (2006). Purification of a
new manganese peroxidase of the white-rot fungus Irpex lacteus, and degradation of polycyclic
aromatic hydrocarbons by the enzyme. Resourse Microbiology, 157: 248–253.
Barbusiński, K. (2004). The Modified Fenton Process for Decolorization of Dye
Wastewater. Institute of Water and Wastewater Engineering, Silesian University of
Technology, Konarskiego 18, 44-101 Gliwice, Poland.
Basheer, S., Kut, O.M., Prenosil, J.E., and Bourne, J.I. (1992). Kinetics of enzymatic degradation
of cyanide. Biotechnology. Bioengineering. 39; 629–634, 1992.
Beltran de Heredia, Jesús y Gonzáles, María Concepción. (dic. 1991) Tratamiento de
las aguas residuales en la industria textil. En: Ingeniería Química. Vol. 23, No.273 p.
131-134.
Bhunia, A., Durani, S., & Wangikar, P. P. (2002). Horseradish peroxidase catalyzed degradation
of industrially important dyes. Biotechnology and Bioengineering, 72: 562–567.
Bishop, P. and Jiang, H. (1994). Aerobic biodegradation of azo dyes in biofilms.
Water Science and Technology. 29, 525 -530.
134
17.
Blánquez, P., Casas, N., Font, X., Gabarrell, X., Sarrà, M., Caminal, G. and Vicent, T. (2004).
Mechanism of textile metal dye biotransformation by Trametes versicolor . Water Research, 38:
2166-2172.
18. Bradford, M. M. (1976). A rapid and sensitive method for the quantification of micrograms
quantities of proteins utilizing the principle of protein-dye binding. Analytical Biochemistry, 72:
248-254.
19. Buelna, G. (1994). La biofiltración en lecho orgánico: una novedosa alternativa para
el tratamiento de efluentes industriales y de pequeños municipios”. II Congreso y
exposición internacional de la industria del medio ambiente.
20. Buitron, G. (1996). Biodegradación aerobia de compuestos xenobióticos. En:
Kuppusamy, I. Y Briones, R. (Eds) Biodegradación de Compuestos Orgánicos
Industriales. UNAM, Instituto de Ingeniería, DF, México. 1, 1 -10.
21. Buitrón, G., Melgoza, R.M., Jiménez, L. (2003). Pharmaceutical wastewater treatment using an
anaerobic/aerobic sequencing batch biofilter. Journal of Environmental Science and Health. Part
a- Toxic/Hazardous Substances & Environmental Engineering. 38(10): 2077-2088.
22. Buitrón, G., Quezada, M., Moreno, J., (2004). Aerobic degradation of the azo dye acid red 151 in
a sequencing batch biofilter. Bioresource Technology, 92: 143-149.
23. Calderón Alonso A. I. A., Romero G. (2003). Degradación de colorantes textiles utilizando a la
peroxidasa de chayote. Tesis en curso. BUAP, Puebla.
24. CAM (1998). Manual de minimización, tratamiento y disposición. Concepto de manejo de
residuos peligrosos e industriales para el giro textil. Comisión Ambiental Metropolitana. México.
25. Campos, R.; Kandekbaeur, A.,Robra, K.; Cavaco, P.; GÜbitz, G. (2001). Indigo degradation with
purified laccases from Trametes hirsuta and Sclerotium rolfsii. Journal Biotechnoly, 89: 131–139.
26. Chattopadhyay, S.N.; Day, A. and Pan, N.C. (ene. 2006). Reuse of reactive dyes for
dyeing of jute fabric. En: Bioresource Technology. Vol. 97, No.1 p.77-83.
27. Cheng, M.M., Ma, W.H., Li, J., Huang, Y.P., Zhao, J.C., (2004). Visible-light-assisted degradation
of dye pollutants over Fe (III)-loaded resin in the presence of H2O2 at neutral pH values.
Environmental Science Technology, 38: 1569–1575.
28. Christian, V., Shrivastava, R., Shukla, D., Modi, H.A., y Vyas, B.R. (2005). Degradation of
xenobiotic compounds by lignin-degrading white-rot fungi: Enzymology and mechanisms
involved. Indian Journal. Exp. Biol, 43: 301–312.
29. Christie, R. M. (2003). La química del color. Zaragoza (España), Editorial Acribia, S.A.
30. Claus, H., Faber, G., and Konig, H. (2002). Redox-mediated decolorization of synthetic dyes by
fungal laccases. Applied Microbiol. Biotechnology. 59: 672–678.
31. Cohen, R., Persky, L., Hadar, Y. (2002). Biotechnological applications and potential
of wood-degrading mushrooms of the genus Pleurotus. Appl. Microbia l.
Biotechnology. 58, 582-594.
32. CrespiI, M y Huertas, J. A. (jul.–dic. 1987) ¿Industria textil: Depuración biológica o
fisicoquímica? En: Boletín Intextar del Instituto de Investigación Textil y de
Cooperación Industrial Terrasa. Vol. 2, No. 92 p.75-90
33. Cruz, A., Buitrón, G., llangovan, K. (1996). Desarrollo de tecnología para el tratamiento de aguas
residuales de la industria textil. En X Congreso Nacional de Ingeniería Sanitaria y Ambiental.
Febrero. Toluca, México
135
34. Dávila, G., Vázquez, R. (2006). Enzimas l igninolítica fúngicas para fines ambientales:
Mensaje bioquímico. 30, 29-55.
35. Dávila, S. V. (2005). Degradación Fúngica del Colorante Naranja ácido 24. Tesis de
Maestría en Ingeniería, Facultad de Ingeniería, UNAM, México, DF, México, 114pp.
36. Dávila, S. V., Moeller, Ch. G., Garzón, Z. M. A. y Farfán, G. (2003). Fungal colour
reduction of azo dyes in wastewater. Memorias de la IWA Conference on
Enviromental Biotechnology. Kuala Lumpur, Malasia.
37. Dellamatrice, P. M., Monteiro, R.T.R., Kamida, H. M., Nogueira , N. L., Rossi, M. L.,
Blaise, C. (2005). Decolourization of municipal effluent and sludge by Pleurotus
sajor-caja and Pleurotus ostreatus. World journal of microbiology and
Biotechnology. 21,1363-1369.
38. Delee, W., O’Neill, C., Hawkes, F.R., Pinheiro, H.M., (1998). Anaerobic treatment of textile
effluents: a review. Journal Chemistry Technol. Biotechnology. 73: 323–335.
39. Domenech.Xavier., Litter.Marta.I. y Jardim.Wilson. F., (2001), “Procesos Avanzados
de oxidación para la eliminación de contaminantes”, Red Cyted VIII-G, Comisión
Nacional de energía atómica, Buenos Aires, 1, 3 -26.
40. Duran, N., and Esposito, E. (2000). Potential applications of oxidative enzymes and
phenoloxidase-like compounds in wastewater and soil treatment: A review. Applied Catalisis. B:
Environmental. 28: 83–99.
41. Duran, N., Rosa, M. A., D’ Annibale, A., and Gianfreda, L. (2002) Applications of laccases and
tyrosinases (phenoloxidases) immobilized on different supports: A review. Enzyme
Microbiology. Technology 31: 907–931, 2002.
42. Eibes, G., Lu-Chau, T., Feijoo, G., Moreira, M.T. y Lema, J.M. (2005). Complete degradation of
anthracene by manganese peroxidase in organic solvent mixtures. Enzyme Microbiology.
Technology 37: 365–372.
43. EPA (1996). Best Management Practices for pollution prevention in the textile Industry. U.S.
Environmental Protection Agency, Cincinnati, USA.
44. EPA (1997). Profile of Textile Industry; Environmental Protection Agency; EUU.
45. Estadisticas del Agua en México, (2011). CONAGUA
46. Faroco V., Pezzella C., Miedele A., Giardina , P., Sannia, G. (2009). Bio-remediation
of colored industrial wastewaters by the white -rot fungi Phanerochaete
chrysosporium and Pleurotus ostreatus and their enzymes. Biodegradation. 20,
209-220.
47. Feijoo C. G., Lema R., J. M. y Moreira V. M. (2003). Proc edimiento de degradación
de compuestos orgánicos presentes en efluentes industriales mediante reactores
enzimáticos y su aplicación en la decoloración de tintes industriales. Universidad
de Santiago de Compostela. Solicitud de patente
48. Filiz A., Catalkaya, E., Kargi, F. (2008). Advanced Oxidation of Direct Red (DR 28) by
Fenton Treatment. Enviromental Engineering Science Volume 25, Number 10.
49. Forgacs, E., Cserhati, T., Oros, G., (2004). Removal of synthetic dyes from wastewaters: a review.
Environmental. Int. 30: 953–971.
50. Gomes, A., Gonclaves, I., de Pinho, M., (2005). The role of adsorption on nanofiltration of azo
dyes. Journal of Membrane Science. 255, 157-165.
51. Guaratini, C. C. I. y Zanoni, M. V. B. (2000). Textile dyes. Química Nova 23(1), 71-78.
136
52. Gudelj, M., Fruhwirth, G.O., Paar, A., Lottspeich, F., Robra, K.H., Cavaco- Paulo, A. and Guebitz,
G.M. (2002). A catalase-peroxidase from a newly isolated thermoalkaliphilic Bacillus sp. with
potential for the treatment of textile bleaching effluents. Extremophiles. 5: 423–429.
53. Gungor, I. (2008). The effect of Heavy metals on peroxidasa from Jerusalem artichoke
(Helianthus tuberosus L.) tubers. African Journal of Biotechnology, 7(13):2248-2253.
54. Gulnaz, O., Kaya, A., Dincer, S., (2006). The reuse of dried activated sludge for adsorption of
reactive dye. Journal Hazardous Materials, B134, 190-196.
55. Gupta V. K. y Suhas (2009). Application of low-cost adsorbents for dye removal. A review.
Journal of environmental Management. 90: 2313-2342.
56. Gomes, M.K.M., y Matheus, D.R. (2006). Biodegradation of remazol brillant blue R
by ligninolytic enzymatic complex produced by Pleurotus ostreatus. Brazilian
Journal of Microbiology. 37, 468-473.
57. Guía de Mejores Técnicas Disponibles en España del Sector de Química Fina
Orgánica, 2006).
58. Guo, M., Lu F., Liu, M., Li T., Pu, J., Wan N., Liang P. Zhang C. (2008). Purification of
recombinant laccase from Tremetes versicolor in Pichia mehanolica and its use for
the decolorization of anthraquinone dye. Biotechnol Lett. DOI 10. 1007/s 10 529008-9817-z.
59. Hai, F.I., Yamamoto, K., Fukushi, K., (2007). Hybrid treatment systems for dye wastewater.
Environmental. Science Technology. 37, 315–377.
60. Haug W. Schmidt, A., Nortermann, B., Hempel, D., Stolz, A. y Knackmuss H. (1991).
Mineralization of sulfonated azo dye Mordant Yellow 3 by a 6 aminonaphthalene -2sulfonate-degrading bacterial consortium Appl. Environ. Microbiol. 57, 3144 -3149.
61. Hessel C., Allegre C., Maisseu M., Charbit F., Moulin P. (2007). Guidelines and legislation for dye
house effluents. Journal Environmental Management, 83: 171-180.
62. Herbst W. y Hunger K. (1997). Industrial Organic Pigments: Production, Properties, Applications,
John Wiley & Sons, Inc., 2a edition.
63. Hunger, K., (2003). Industrial dyes: Chemistry, Properties, Aplications. Wiley-VCH Weinheim;
Cambriege.
64. Husain, Qayyum (2006). Potential Applications of the oxidoreductive enzymes in the
decoloration and detoxification of textile and other synthetic dyes from polluted water. Critical
reviews in Biotechnology. 26: 201-221.
65. Instituto Nacional de Estadística y Geografía (2011). La Industria textil y del vestido en México;
Instituto Nacional de Estadística Geográfica e Informática, México.
66. Instituto Nacional de Estadística y Geografía (2011). La industria textil y del vestid o
en México 2011. Serie estadísticas sectoriales.
67. IPPC. (2003). Integrated Pollution Prevention and control. Reference document on best
available techniques for the textiles industry. European Commession.
68. Jakoby, W.B. (1971). Enzyme purification and related techniques. Methods in Enzymology. 22:
273-315.
69. J. Patlan, D. Delgado (2010). La industria textil en México; diagnostico, prospectiva
y estrategia. Centro de estudios de competitividad del Instituto tecnológico
autónomo de México. 1-69.
137
70. Kabdaslı, I., Arslan-Alaton, I., Vardar B., Tünay, O. (2007). Comparison of
electrocoagulation, coagulation and the Fenton process for the treatment of
reactive dyebath effluent. Water Science & Technology Vol55 No10 pp 125 –13 4.
71. Kalme, S.D., Parshetti, G.K., Jadhav, S.U. and Govindwar, S.P. (2007). Biodegradation of
benzidine based dye Direct Blue 6 by Pseudomonas desmolyticum NCIM 2112. Bioresource
Technolology 98: 1405–1410.
72. Kaushik, P., Malik, A., (2009). Fungal dye decolorization: Recent advances and future potential.
Environmental. Internacional, 35: 127-141.
73. Kim, S. J., y Shoda, M. (1999). Purification and characterization of a novel peroxidase from
Geotrichium candidum Dec I involved in decolorization of dyes. Applied Environmental
Microbiology, 65: 1029–1035.
74. Kulshrestha, Y., y Husain, Q. (2007). Decolorization and degradation of acid dyes mediated by
partially purified turnip (Brassica rapa) peroxidases. Toxicology. Environmental Chemistry, 89(2):
255–267.
75. Kulla H. G, (1981). Aerobic Bacterial De gradation of Azo Dyes. Microbial
Degradation of Xenobiotics and recalcitrant compounds. FEMS Symp. No 12.
Academic Press, Ed. By Leisinger R. Hutter, A. M. Cook and J. Nuesch, London. 387 399.
76. Kuo, W.G. (2000). Decolorizing dye wastewater with Fenton’s Rea gent. Water Res.
26, 881–886.
77. Landolo, D., Amore, A., Birolo, L., Leo, G., Olivieri, G., Farazo V. (2011). Fungal solid
state fermentation on agro-industrial wastes for acid wastewater decolorization in
a continuous flor packed-bed bioreactor. Bioresourse Technology. 102, 7603-7607.
78. La industria del vestido en México: diagnóstico, prospectiva y estrategia, (2008).
ITAM
79. Lee, C. Y. y Pennesi, A. P. (1984). Isolation and fhurter characterization of a heat resistant
peroxidasa isoenzymes from cauliflower. Journal Food Science, 4 (6).1616-1617.
80. Lee, J. W., Choi, S.-P., Thiruvenkatachari, R., Shim, W.-G., Moon, H., (2006). Evaluation of the
performance of adsorption and coagulation processes for the maximum removal of reactive
dyes. Dyes Pigments 69: 196–203.
81. Leist, K. H. (1982). Subacute toxicity studies of selected organic colorants. Ecotoxicol
Environmental. 6(5): 45-63.
82. Lemley, Ann T. and McCLUNG, Suzanne. (aug. 1994). Electrochemical treatment and
HPLC analysis of wastewater containing acid dyes. En: Textil e Chemist and Colorist.
Vol.26, No. 8 p. 17-22
83. Li, G., Wang, N., Liu, B., Zhang, X. (2009). Decolorization of azo bye Orange II by ferrate (IV)
hypochlorite liquid mixture, potassium ferrate (VI) and potassium permanganate. Desalination,
249, 936-941.
84. Libra, J., Borchert, M., Vigelanhn, L., Storm, T., (2004) Two stage biological treatment of a diazo
reactive textile dye and the fate of the dye metabolites. Chemosphere, 56; 167-180
85. López-Ayala, S. (2004). Degradación de un colorante diazo mediante procesos de oxidación
química y biológica. Tesis de Maestría en Ingeniería Ambiental. Programa de Maestría y
Doctorado Ambiental. Universidad Nacional Autónoma de México: 91. México, D.F.
138
86. Luna, Jiménez. (2007). Composición y procesamiento de la soya para consumo humano.
Investigación y ciencia. Universidad Autónoma de Aguascalientes. 15 (037): 35-44.
87. Maddhinni V. L., Hima B.V., y Anjaneyulu Y. (2006). Degradation of azo dye with horse radish
peroxidase (HRP). Journal Indian Inst. Science. 86: 507–514
88. Mejia, Claudia y Osorio, Víctor. Decoloración de las aguas residuales con alto contenido de
índigo por el método de electrocoagulación. En: Revista Facultad de Ingeniería de la Universidad
de Antioquia. Vol. 1, No. 29 (jun. 2003)
89. Matto, M., and Husain, Q. (2007). Decolorization of direct dyes by salt fractionated turnip
proteins in the presence of hydrogen peroxide and redox mediators. Chemosphere 69(2): 338–
345.
90. McMullan, G., Meehan, C., Conneely, A., Kirby, N., Robinson, T., Nigam, P., Banat, I. M.,
Marchant, R. and Smyth, W. F. (2001) Microbial decolorization and degradation of textile dyes.
Applied Microbiology and Biotechnology 56: 81-87.
91. Melgoza R. Ma., Cruz A. y Buitrón G. (2004). Anaerobic/aerobic treatment of colorants present
in textile effluents. Water Science and Technology. 50(2): 149-155.
92. Meric, S., Kaptan, D., Tunay, C., (2003). Removal of color and COD from a mixture of four
reactive azo dyes using Fenton oxidation process. Journal Environmental Science Health Part AToxic/Hazard. Subst. Environ. Engineering 38: 2241–2250.
93. Metcalf y Eddy. (2003). ”Wastewater Engineering. Treatment, Disposal, Reuse”. Ed. Mc Graw
Hill, 4a. Ed. EEUU.
94. Mielgo, I., Lopéz, C., Moreira, M. T. Feijoo, G. y Lema, J. M. (2003). Oxidation degradation of azo
dyes by manganese peroxidase under optimized conditions. Biotechnology. 19: 325-331.
95. Mishra, A., Bajpai, M., Pandey, S., (2006). Removal of dyes by biodegradable flocculants: a lab
scale investigation. Sep. Science Technology. 41: 583–593.
96. Moeller, Ch. G. y Garzón, Z. M. A. (2003). Desarrollo de tecnologías no convencionales para el
tratamiento de efluentes de la fabricación de colorantes tipo azo. Proyecto Interno IMTA.
97. Moeller G. y Garzón M. (2006).Decoloración y reducción de toxicidad de efluentes de la
industria química de colorantes y pigmentos. Informe, primera etapa; Instituto Mexicano de
Tecnología del Agua, Jiutepec, México.
98. Mohan, S.V., Prasad, K.K., Rao, N.C. and Sarma, P.N. (2005). Acid azo dye degradation by free
and immobilized horseradish peroxidase (HRP) catalyzed process. Chemosphere. 58: 1097–
1105.
99. Mohsina H. y Khalil R. (2009). Potential applications of peroxidases. Food Chemistry, 115: 11771186
100.Nawar S.S. y Doma H. S. (1989). Removal of dyes from effluents using low cost agricultural byproducts, Science total Environ., 79(1):271-279.
101.Neamtu, M., Yediler, A., Siminiceanu, L., Macoveanu, M. &Kettrup, A. (2004). Decolorization of
disperse red 354 azo dye in water by several oxidation processes-a comparative study. Dyes
Pigm. 60(1), 61–68.
102.Neyens, E. & Baeyens, J. (2003). A review of classic Fenton’s peroxidation as an advanced
oxidation technique. J. Hazard. Mater. 98(1–3), 33–50.
103.Nitheranont, T., Watanabe, A., Suzuki, T., Katayama, T., Asada, Y. (2011). Decolorization of
synthetic dyes and biodegradation of bisphenol A by laccase from the edible mushroom, Grifola
frondosa. Biosci. Biotechnol. Biochem. 75 (9), 1845-1847.
139
104.NOM-001-SEMARNAT-1996. Establece los límites máximos permisibles de contaminantes en las
descargas residuales en aguas y bienes nacionales. Diario Oficial de la Federación.
105.López, C., Moreira V. M. T., Feijoo, G., Lema, J.M. (2007). Tecnologías para el tratamiento de
efluentes industriales textiles. Revista de Química Teórica y Aplicada. 64, 561-573.
106.Ollikka, P., Alhomaki, K., Lepparen, V.M., Glumoff, T., Raijola, T. y Suominen, Y. (1993).
Decolorization of azo, triphenyl methane, heterocyclic and polymeric dyes by lignin peroxidase
isoenzymes from Phanerochaete chrysosporium. Applied Environmental Microbiology. 59:
4010–4016.
107.O´Neill C., Hawkes F. R., Hawkes D. L., Lourenço N. D., Pinheiro H. M y Delée, W. (1999). Colour
in textile effluents-sources, measurement, discharge contents, and simulation: A review. Journal
of Chemical Technology and Biotechnology, 74: 1009-1018
108.Pandey, A., Singh, P., Iyengar, L., (2007). Bacterial decolorization and degradation of azo dyes.
International Biodect y Biodegradation, 59: 73-84.
109.Papadopoulos, A., Fatta, D., Loizidou, M. (2007). Development and optimization of dark fenton
oxidation for the treatment of textile wastewater with high organic load. Journal Hazardous
Materials; 146: 558-563.
110.Papinutti, L. and Forchiassin, F. (2010). Adsorption and decolorization of dyes using solid
residues from Pleurotus ostreatus mushroom production. Biotechnology and Bioprocess
Engineering. 15,102-1109.
111.Park, H., and Choi, W. (2003). Visible light and Fe (III)-mediated degradation of Acid Orange in
the absence of H2O2. J. Photochem. Photobiol. A: Chemistry 159, 241–247.
112.Park, C., Lee, B., Han, E.J., Lee, J. and Kim, S. (2006). Decolorization of Acid Black 52 by fungal
immobilization. Enzyme Microbiology Technology 39: 371–374.
113.Park, C., Lee, M., Lee, B., Kim, S.W., Chase, H.A., Lee, J. and Kim, S. (2007). Biodegradation and
biosorption for decolorization of synthetic dyes by Funalia trogii. Biochemical Engeenerinh
Journal. 36: 59–65.
114.Pasti-Grigsby M.B., Paszczynski A., Goszczynski, S., Crawford, D.L. and Crawford R.L. (1992).
Influence of aromatic substitution patterns on azo dye degradability by Streptomyces spp. and
Phanerochaete Chrysosporium. Applied and Enviromental Microbiology. 3605-3613.
115.Pignatello, J. J., Oliveros, E., MacKay, A. (2006). Advanced oxidation process for organic
contaminant destruction based on the Fenton reaction and related chemistry. Environmental
Science Technology; 31: 2399-2406.
116.Pütter J. (1974). Peroxidases. En Methods of enzymatic analysis. (H.U. Bergmeyer. Ed. Academic
Pres, New York, 2da. Ed.301-315)
117.Quezada, M. y Buitrón, G. (1996). Biodegradación aerobia de colorantes tipo azo (rojo acido
151). XXV Congreso Interamericano de Ingeniería Sanitaria y Ambiental. Tratamiento de aguas
residuales. Memoria; México, 2.
118.
QUIMINET, 2012
119.Rai, H.S., Bhattacharyya, M.S., Singh, J., Bansal, T.K., Vats, P., Banerjee, U.C., (2005). Removal of
dyes from the effluent of textile and dyestuff manufacturing industry: a review of emerging
techniques with reference to biological treatment. Crit. Rev. Environmental Science Technology,
35: 219–238.
120.Razo-Flores, E., Donlon, B., Field, j., Lettinga, G., (1996). The effect of granular sludge on the
strategies to obviate the problem of biological persistence. Journal Biotechnology, 94:101-123
140
121.Renhammar, B. y Malstrom, B. (1981). “Blue” copper-containing oxidases. In copper proteins.
Edited by spiro, T. y Wiley, J. New York, N.Y. Metal ions in biology. 3, 109-149.
122.Robison, T. Mcmullan, G. Marchan R., Nigman, P. (2001). Remediation of dyes in textile effluent:
A critical review on concurrent treatment technologies with a proposed alternative. Bioresourse
technology. 77,247-255.
123.Rodríguez, E., Pickard, M. y Vázquez-Duhalt, R. (1999). Industrial dye decolorization by laccases
from ligninolytic fungi. Current Microbiology. 38,27-32.
124.Rodríguez, P.S., Rosa C., Bermúdez, S., Serrat, D. M. y Kouroma, A. (2006). Selección de cepas de
Pleurotus ostreatus para la decoloración de efluentes industriales. Revista Mexicana de
Micología, 23. 9-15.
125.Rodríguez, Oscar y Roldan, Jhon Jairo. (1997) Alternativas para el tratamiento de aguas
residuales en tintorerías textiles : Caso PANTEX S.A.Medellín,
126.Rodríguez C., S., Domínguez, A. y Sanroman, A. (2002). Production of manganese-dependent
peroxidase in a new solid-state bioreactor by Phanerochaete chrysosporium grown on wood
shavings: application to the decolorization of synthetic dyes. Folia Microbiology. 47: 417–421.
127.Rodríguez, L., Tudela, S., J., B. y García C., F. (2002). Extracto de alcachofa (Cynara scolymus, L.) y
su empleo en la descontaminación de medios contaminados con fenoles, aminas aromáticas,
haluros orgánicos y/o metales pesados. Patente 2 167 277. España.
128.SAGARPA, (2009). Secretaria de Agricultura, Ganadería, Desarrollo Rural Pesca y Alimentación.
Boletín de Agricultura. México D. F.
129.
Salas Colotta G. 2003 Tratamiento físico -químico de aguas residuales de la
industria textil
130.Saldaña, F.P., Sandoval, M.J.C., López, L.R. y Salcedo, S.E., (2001). Utilización de un índice de
diversidad para determinar la calidad del agua en sistemas loticos. Ingeniería Hidráulica de
México, 16(2): 57-66.
131.
Secretaria de Economía, 2012
132.Schönberger, H., Schäfer, T., (2002) Best Available techniques in textile industry, Research
Report 200 94 329 UBA-FB 000325/e, Federal Environmental Agency, Berlin Germany
133.Shaffiqu, T.S., Roy, J.J., Nair, R.A. and Abraham, T.E. (2002). Degradation of textile dyes
mediated by plant peroxidases. Applied Biochemical Biotechnoly. 102–103: 315–326.
134.Shi, B.Y., Li, G.H., Wang, D.S., Feng, C.H., Tang, H.X., (2007). Removal of direct dyes by
coagulation: the performance of preformed polymeric aluminum species. Journal Hazardous.
Material. 143: 567–574.
135.Singh-Rai, H., Shankar, M., Singh, J., Bansal, T., Vats, P., Benerjee, U. (2005). Removal of dyes
from the effluent of textile and dyestuff manufacturing industry: a review of emerging
techniques with reference to biological treatment. Critical reviews in environmental science and
technology. 35:219-238
136.Siddique, M. H., St. Pierre, C. C., Biswas, N., Bewtra, J. K., & Taylor, K. E. (1993). Immobilized
enzyme catalyzed removal of 4-chlorophenol from aqueous solutions. Water Research. 27: 883–
890.
137.Soares, O.S.G.P.,O´ rfa˜o, J.J.M., Portela, D., Vieira, A., Pereira, M.F.R., (2006). Ozonation of
textile effluents and dye solutions under continuous operation: Influence of operating
parameters. Journal. Hazardous. Material. 137: 1664–1673.
141
138.Sponza, D., Isik, M., (2005). Reactor performances and fatenof aromatics amines through
decolorization of Direct Black 38 dye under anaerobic/aerobic sequential. Process Biochemical,
40; 35-44
139.Stolz, A. (2001). Basic and applied aspects in the microbial degradation of azo dyes. Applied
Microbiology and Biotechnology. 56: 69-80.
140.Sundrarajan, M., Vishnu, G., Joseph, K., (2007). Ozonation of light-shaded exhausted reactive
dye bath for reuse. Dyes Pigments 75: 273–278.
141.Sun, J. H., Sun, S. P., Fan, M. H., Guo, H. Q., Qiao, L. P. & Sun, R. X. (2007a) A kinetic study on the
degradation of p-nitroaniline by Fenton oxidation process. J. Hazard. Mater. 148 (1–2), 172–177.
142.Sun, J. H., Sun, S. P., Wang, G. L. & Qiao, L. P. (2007b) Degradation of azo dye Amido black 10B in
aqueous solution by Fenton oxidation process. Dyes Pigm. 74(3), 647–652.
143.Sun, S. P., Li, C. J., Sun, J. H., Shi, S. H., Fan, M. H. & Zhou, Q. (2009). Decolorization of an azo dye
Orange G in aqueous solution by Fenton oxidation process: effect of system parameters and
kinetic study. J. Hazard. Mater. 161(2–3), 1052–1057.
144.Supaka, N., Juntongjin, K., Damronglerd, S., Delia, M. L., Strehaiano, P. (2004). Microbial
decolorization of reactive azo dyes in a sequential anaerobic-aerobic system. Chemical
Engineering Journal. 99(2): 169-176.
145.Tan, N., (2001) Integrated and sequential anaerobic/aerobic biodegradation of azo dyes. PhD
thesis, Wageningen University, Wageningen, The Netherlands.
146.Texteira, S.S. R., Pereira, P., y Ferreira-Leitao, V. (2010). Extraction and application of laccases
from Shimeji Mushrooms (Pleurotus ostreatus) residues in decolourization of reactive dyes and
a comparative study using commercial laccase from Aspergillus oryzae. Enzyme Research. 2010,
1-8.
147.Van der Zee, F.P., Villaverde, S., (2005). Combined anaerobic-aerobic treatment of azo dyes – a
short review of bioreactor studies. Water Resource, 39: 1425–1440.
148.Vandevivere P, Veartraete W. (1998). Treatment and reuse of wastewater from the textile
industry: review of emerging technologies. Journal of chemical technology and biotechnology.
72, 289-302.
149.Verma, P. and Madamwar, D. (2002). Decolorization of synthetic textile dyes by lignin
peroxidase of Phanerochaete chrysosporium. Folia Microbiology. 47: 283–286.
150.Villalobos D. A. y Buchanan I. D. (2002). Removal and aqueous phenol by Arthromyces ramosus
peroxidase. Environmental Engineer Science. 1: 65-73.
151.Villegas R. O., Geissler G., Silva H. A., Vergara G. E. (2003). Inmovilización de una peroxidasa de
chayote y su potencial aplicación en la remoción de sustancias fenólicas en aguas contaminadas.
Revista Internacional de Contaminación Ambiental. 19 (2): 73-81.
152.Wagner y Nicell J. A. (2002). Detoxification of phenolic solutions with horseradish peroxidase
and hydrogen peroxide. Water Resource.36:4041-4052
153.Wang, M., Li, H., Wu, J., Huo, Y., Guo, G., Cao, F., (2006a). Flocculant for purification of printing
and dyeing wastewater. Univ Shanghai Normal.
154.Wang, S. B. (2008) A comparative study of Fenton and Fenton-like reaction kinetics in
decolourisation of wastewater. Dyes Pigm. 76(3), 714–720.
155.Weisburger, J. H. (2002) Comments on the history and importance of aromatic and heterocyclic
amines in publichealth. Mutation Research, 506-507: 9-20.
156.Welinder, K. (1992). Haem peroxidases. Extraído 20 Agosto, 2012. De http://metallo.scripps.
142
157.World Bank Group, (2011). Pollution Prevention and Abatement: Textiles Industry. Draft
Technical Back-ground Document. Environment Department, Washington, D. C.
158.Wu, J., Doan, H., Upreti, S., (2008b). Decolorization of aqueous textile reactive dye by ozone.
Chemicals Engineering. 142, 156–160.
159.Wu, H., Fan M., Li, C., Peng, M., Sheng, L., Pan, Q., Song, G. (2010). Kinetic studies on the
degradation of crystal violet by the Fenton oxidation process. Water Science & Technology-62.1.
160.Yesilada O, Asma D, Cing S. (2003). Decolorization of textile dyes by fungal pellets. Process
Biochemical. 38: 933-938.
161.Yu, G., Wen, X., Li, R. and Qian, Y. (2006). In vitro degradation of a reactive azo dye by crude
ligninolytic enzymes from nonimmersed liquid culture of Phanerochaete chrysosporium. Process
Biochemistry 41: 1987–1993.
162.Yue, Q.Y., Gao, B.Y.,Wang, Y., Zhang, H., Sun, X., Wang, S.G., Gu, R.R., (2008). Synthesis of
polyamine flocculants and their potential use in treating dye wastewater. Journal Hazardous.
Material. 152: 221–227.
163.Zeybek Z., Yuce Cetinkaya S., Alioglu F., Alpbaz M. (2007). Determination of optimum operating
conditions for industrial dye wastewater treatment using adaptive heuristic criticism pH control.
Journal of Environmental Management. 85: 404-414.
164.Zhang, Y., Ma, C., Ye, F., Kong, Y., Li, H. (2009). Treatment of wastewater of paper mill with
integrated membrane process. Desalination, 236,349-356.
165.Zhao, X., Lu, Phillips, D., Hwang, H. y Hardin, I. (2006). Study of biodegradation products from
azo dyes in fungal degradation by capillary electrophoresis/electrospray mass spectrometry.
Journal of Chromatography. 1159: 217-224.
166.Zia, MA. (2002). Standardization of conditions for glucose estimation using indigenously purified
enzymes. Thesis de Maestria. Department of Agriculture (Biochemistry). University of
Agriculture, Faisalabad
167.Zhou, Y., Liang, Z., Wang, Y., (2008). Decolorization and COD removal of secondary yeast
wastewater effluents by coagulation using aluminum sulfate. Desalination, 225: 301–311.
168.Zoollinger H. (2001). Color Chemistry: Syntheses, Properties and Applications of Organic Dyes
and Pigments. John Wiley & Sons, 3a edición.
169.Greenpeace (2012). Ríos Mexicanos Ríos Tóxicos.
170.Greenpeace (2012). Estudio de la Contaminación en la cuenca del Río Santiago y la salud pública
en la región.
143