maestro en ciencias en recursos naturales - Biblioteca

INSTITUTO TECNOLÓGICO DE SONORA
DIRECCIÓN DE INVESTIGACIÓN Y ESTUDIOS DE POSGRADO
EVALUACIÓN DE UN ADITIVO ENZIMÁTICO
EN EL TRATAMIENTO BIOLÓGICO
AERÓBICO DE AGUAS RESIDUALES
PROCEDENTES DE UN RASTRO TIF
TESIS
QUE PARA OBTENER EL GRADO DE
MAESTRO EN CIENCIAS EN RECURSOS
NATURALES
PRESENTA
HÉCTOR GILBERTO LEYVA BARRERAS
CD. OBREGÓN, SON.
SEPTIEMBRE DE 2001
AGRADECIMIENTOS
A Dios, por la vida que me ha prestado y por permitirme retomar el camino que siempre
he querido.
A mi familia, por su comprensión y apoyo.
A nuestro Instituto Tecnológico de Sonora, por su incansable labor en la educación.
A mi asesor, M. en I. Anacleto Félix Fuentes, por compartir sus conocimientos, su tiempo
y su voluntad hacia la mejora continua.
A nuestro Coordinador, M. en C. Francisco Montaño, por su trabajo y apoyo para llegar
a nuestra meta.
A mis revisores, M. en C. Guadalupe Aguilar Apodaca y M. en C. Iram Mondaca, por su
gran disposición y apoyo para la realización de este trabajo.
Al personal de la DIEP, que cooperaron para la realización de este trabajo,
especialmente al Ing. Rafael Angulo I.
Al Departamento de Ecodesarrollo, al M. en C. Luciano Castro E., Dr. Fernando Lares
V., M. en C. Martín Villa, M. en C. Ramón Zavala F., a mis compañeros tesistas,
practicantes y servicio social.
Al Ing. Víctor M. Olea Ruiz, por su apoyo y comprensión para la realización de estos
estudios.
Al Biol. Salvador Meza G., Dr, Jared P. Jones, por su ayuda.
A mis compañeros: Ing. Beatriz Torres, Ing. Arturo López, Quim. Jorge Valenzuela y
Biol. Humberto Ruelas, por su apoyo y amistad prestada.
DEDICATORIA
A mi madre y hermanos:
Guadalupe, Carlos y Víctor, por su amor y apoyo .
A mi familia:
Angélica, Héctor Ulises, Gilberto y Angel, Lilia, Rafael, Mauro, Rodrigo, Marina,
Jesús y Lilián, por su amor y ayuda.
A mis abuelos:
Joaquín y Catalina
A mis tíos:
Gregorio, Jesús, María Elena, Plácido, Francisco, Esthela, Isidro, Manuela,
Angelita, Lorenza, Eduardo, Ramón, Ramona, Francisca, Joaquín, Eduwiges.
A mis amigos:
Javier, Enrique, Angelita, Inocente, Beatriz, Fernando,
Socorro.
América, José y
ÍNDICE
Página
LISTA DE CUADROS
iv
LISTA DE FIGURAS
v
TABLAS
vi
RESUMEN
vii
INTRODUCCIÓN
1
1.1.
Antecedentes
1
1.2.
Planteamiento del problema
4
1.3.
Justificación
5
1.4.
Objetivo
5
1.5.
Hipótesis
5
1.6.
Delimitación del proyecto
6
FUNDAMENTACIÓN
7
2.1. Situación del agua en México y su contaminación
7
2.2. Problemática local
9
2.3. Aguas residuales
10
2.3.1. Definición
10
2.3.2. Clasificación de las aguas residuales por su origen
10
2.3.3. Características físicas, químicas y biológicas de las aguas residuales
12
2.3.3.1. Características de los compuestos orgánicos
12
2.3.3.2.Características de los componentes inorgánicos
13
2.3.3.3. Características del contenido de sólidos
13
2.3.3.4. Características de los componentes microbianos
14
2.3.4. Principales contaminantes de las aguas residuales
2.4 Tratamiento de las aguas residuales
16
17
2.4.1. Tipos de tratamientos del agua residual
18
2.4.1.1. Tratamiento primario
18
2.4.1.2. Tratamiento secundario
18
2.4.1.3 Tratamiento terciario
20
2.5. Microbiología de las aguas residuales
20
2.5.1.Géneros de microorganismos en el agua residual
20
2.5.2. Metabolismo microbiano
21
2.5.3. Necesidades nutritivas de los microorganismos
23
2.5.4. Necesidades de fuentes nitrogenadas
24
2.5.5. Necesidades de fuentes de minerales
24
2.5.6. Necesidades de fuentes de carbono
25
2.6. Enzimas
25
2.6.1. Clasificación de enzimas por su actividad
26
2.6.2. Función de las enzimas
26
2.6.3. Utilización de las enzimas en la industria alimentaria
27
2.6.4. Antecedentes de la utilización de las enzimas en el tratamient o de las
aguas residuales
28
2.7. Los minerales y su efecto durante el tratamiento de los residuos agroindustriales 29
2.8. Normatividad sobre aguas residuales
30
2.8.1. Norma oficial que regula las descargas y tr atamiento de aguas
residuales (NOM-001-ECOL 1996)
30
2.8.2. Norma oficial qu e regula la operación y disposición de residuos
en los rastros
31
MÉTODO
32
3.1. Zona de estudio
32
3.2. Localización del experimento
33
3.3.
Diseño experimental
33
3.4.
Descripción del sistema
33
3.4.1. Estabilización del sistema
34
3.4.2. Pretratamiento de la muestra y funcionamiento del sistema
34
3.4.3. Parámetros fisicoquímicos evaluados en los tratamientos
35
RESULTADOS Y DISCUSIÓN
37
4.1. Remoción de materia orgánica (Demanda Química de Oxígeno soluble)
37
4.2. Remoción de nitrógeno y fósforo
39
4.3. Remoción del contenido de microelementos Zinc, Cobre, Fierro, Cadmio y Plomo 41
4.4. Remoción de Coliformes
42
4.5. Remoción de sólidos totales volátiles
42
4.6. Temperatura
43
4.7. pH
44
4.8. Oxígeno
46
4. CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES
47
5. BIBLIOGRAFÍA
49
ANEXOS
54
Anexo A. Metodología de técnicas analíticas para aguas residuales
54
Anexo B. Norma oficial mexicana NOM-CCA-022-ECOL/1993
76
LISTA DE CUADROS
Cuadro No.
Descripción
1. Parámetros fisicoquímicos evaluados.
Página
35
2. Análisis de varianza de la remoción de DQO, durante el
tercer día del experimento.
3.
38
Resultados de la comparación de medias, durante el tercer
día del experimento.
38
4.
Porcentaje de remoción de DQO soluble.
39
5.
Remoción de fósforo.
41
6. Contenido mineral en los diferentes tratamientos y en el producto
utilizado.
41
7. Valores de la evaluación de la contaminación por coliformes antes
y después del tratamiento.
8. Remoción de sólidos totales volátiles.
42
43
LISTA DE FIGURAS
Figura No.
Descripción
Página
1. Laguna de oxidación del rastro TIF.
32
2. Distribución de los reactores en el experimento.
33
3. Cribado de la muestra.
35
4. Remoción de la DQO soluble.
39
5. Remoción de Nitrógeno.
40
6. Comportamiento del pH por tratamiento.
45
7. Producción de espuma en los reactores
46
LISTA DE TABLAS
Tabla No.
Descripción
1. Clasificación de algunos de los parámetros del agua residual.
Página
11
2. Características físicas, químicas y biológicas del agua residual
y su procedencia.
15
3. Principales elementos que constituyen la célula microbiana.
23
4. Clasificación de enzimas por la reacción que catalizan.
26
5. Rango normal de operación en tratamientos biológicos aeróbicos.
44
RESUMEN
La utilización del agua dentro del proceso de obtención de la carne, produce un volumen
de agua residual de 600 litros por animal sacrificado (rastro TIF), cuyo contenido
contaminante es alto en materia orgánica. La utilización de tratamientos biológicos
incompletos, da a lugar a que se generen aguas residuales fuera de norma (NOM-CCA022-ECOL/ 1993), las que al ser descargadas a colectores agrícolas originan malos olores
y potenciales problemas a la salud. El presente trabajo tiene por objeto demostrar la
utilidad de un concentrado enzimático y minerales traza en el tratamiento biológico
aeróbico, pretende contribuir a la mejora de la calidad del agua residual del rastro TIF y
reducir el impacto sobre colonias aledañas, la Bahía de Lobos y del Golfo de California.
La fase experimental de este trabajo
evaluó tres dosis 20, 30 y 40 ppm de un
concentrado enzimático Waste Water Treatment
+ TM
, utilizando un diseño experimental
completamente al azar de cuatro tratamientos con tres repeticiones, utilizando un sistema
batch aeróbico de 16 reactores con un volumen útil de trabajo por reactor de 10 litros. Las
evaluaciones realizadas fueron la remoción de la materia orgánica, sólidos volátiles
totales, sólidos suspendidos volátiles, nitrógeno, fósforo, coliformes fecales, minerales
traza, comportamiento de temperatura, oxígeno disuelto y pH. El tiempo de retención
hidráulica en los tratamientos fue 7 días.
Los resultados obtenidos demuestran que un aditivo enzimático a razón de 30 ppm logró
remover al tercer día 36.78 % de DQO soluble, acumulando el 88.77 % hasta ese día,
mientras que el blanco removió 24.42 %, acumulando 71.36% de DQO soluble. Por lo que
la utilización de un aditivo enzimático a esta concentración en dicho tiempo aumenta un
19.66% más la eficiencia.
Asimismo este tratamiento al término de 7 días reduce 87.33 % de nitrógeno orgánico,
72.86% de nitrógeno total, 63.91% de nitrógeno amoniacal, 99.99 %de fósforo total, así
mismo el contenido de coliformes se reduce en un 99.5% y 54. 23% de sólidos totales
volátiles. Las concentración de Zn, Pb, Cd, Fe, Cr y Cu, cumplieron con las normas
oficiales para descargas, en todos los tratamientos.
Los valores promedio de oxígeno disuelto en mg/l, se mantuvo entre 1 a 3 ppm, en lo que
respecta a temperatura, ésta fue de 26º C en promedio, el pH durante el experimento,
estuvo entre 7.5 a 9.
Por los resultados obtenidos en el presente trabajo se concluye que la utilización de
concentrados enzimáticos en el agua residual del rastro TIF, representa una opción para
reducir el tiempo de tratamiento de las aguas residuales y evitar gastos por la
construcción de nuevas áreas para tratamiento biológico aeróbico.
I. INTRODUCCIÓN
1.1 Antecedentes
La contaminación ambiental es un problema generalizado a nivel mundial; el agua, el aire
y el suelo han sufrido un deterioro grave generado por el hombre durante la búsqueda de
mejores niveles de vida. México no ha sido la excepción y la problemática ambiental es
causada en gran parte por la cantidad de aguas contaminadas generadas de las
diferentes
actividades
humanas
como
la
doméstica,
industrial
y
agropecuaria
(Quintero,1994).
Sonora cuenta con diferentes clases de actividades productivas, entre ellas la producción
agrícola que abarca el 47.5%, la ganadera el 36.1% y otras 16.4%.
En el municipio de Cajeme las actividades productivas están distribuidas en: el sector
agrícola con un 84.6% , el sector ganadero con un 10.5% y la industria y otras actividades
se engloban a un 5.1%(INEGI,1991).
El municipio de Cajeme ha desarrollado actualmente la actividad pecuaria como una
alternativa para complementar la actividad agrícola. Siendo la porcicultura una de las que
ha alcanzado más crecimiento en la actualidad.
El proceso de comercialización del cerdo y la necesidad de obtener mejores ingresos
económicos a través de la venta de canales y cortes de carne a nivel nacional y
extranjero, ha llegado a construir dos rastros para el sacrificio de 28951 reses y 140486
cerdos anualmente (INEGI, 2000).
Los rastros como instalaciones industriales dedicadas al sacrificio animal y procesado de
carnes, requieren de agua para las diversas actividades como: limpieza, consumo
humano y enfriamiento de equipo de refrigeración.
Siendo el agua un recurso natural limitante para la vida y observando la facilidad con la
que es contaminada durante su utilización en actividades industriales de los rastros,
como alternativa de solución se considera optimizar el consumo de agua y generar
alternativas de tratamiento para el agua contaminada antes de su descarga.
La generación de aguas residuales en los rastros se da a razón de 600 litros en promedio
por animal sacrificado, la composición está dada por heces fecales, orina, sangre y restos
de tejidos principalmente. El grado de degradación biológica que presentan este tipo de
contaminantes nos índica que puede ser utilizado como medida de remediación
tratamientos biológicos que ayuden a recuperar las características originales del agua a
costos rentables.
Las aguas residuales originadas en los rastros de Cajeme contienen alta cantidad de
compuestos orgánicos, las cuales por disposiciones gubernamentales no deben
descargarse sobre colectores, sin tratamiento previo a fin de evitar daños en los cuerpos
de agua como ríos, lagos ó ecosistemas marinos (NOM-001-ECOL-1996).
El tratamiento de esta agua se ha dado por procedimientos biológicos lagunares de tipo
anaeróbico y facultativo principalmente, teniendo como resultado un proceso lento en la
recuperación de la calidad del agua de desecho, lo cual ha origina que haya descargas a
colectores fuera de norma. La corrección al proceso de tratamiento de agua nos solicita
hacer inversiones mayores al necesitar más espacio para construir más lagunas de
tratamiento o invertir en equipos de aireación que favorezcan el crecimiento aeróbico de
microorganismos con objetivo de reducir los tiempos de residencia hidráulica y con ello el
crecimiento de microalgas que al final del tratamiento constituyen también otro problema
al descargar el agua residual a los colectores hidráulicos del Valle del Yaqui.
La ubicación de los rastros dentro de la ciudad no favorece la utilización de lagunas para
tratamientos biológicos como el anaeróbico y facultativo, por la producción de malos
olores y proliferación de mosquitos. Asimismo el costo del terreno es alto, lo que da como
resultado que la solución al tratamiento del agua residual se de al descargar el agua
residual a la red urbana de drenaje. Ocasionando con ello problemas graves de
asolvamiento de tuberías y descontrol en el proceso de tratamiento de las plantas de
tratamiento de agua de origen urbano.
Las aguas residuales de los rastros son típicamente orgánicas y se pueden tratar tanto
por métodos primarios como por secundarios (biológicos). Afortunadamente un alto
porcentaje de materia orgánica es susceptible de descomponerse. Contiene nutrientes
suficientes para que las bacterias aeróbicas conviertan los desperdicios en productos
acabados de CO2 y agua, con la condición de que exista suficiente oxígeno en el agua. La
falta de oxígeno hace que disminuyan las bacterias aeróbicas aumentando las
anaeróbicas, provocando la producción de complejos orgánicos y gases como metano y
ácido sulfhídrico.
En el tratamiento primario, intervienen métodos que eliminan los sólidos de las aguas
residuales por medios mecánicos, utilizando rejas, filtros, tanques de flotación y/o
sedimentación y cámaras de arena. Si se emplea este tipo de equipos y se recuperan
sólidos, grasa y sangre, con ello se logra resolver la mayor parte de los desperdicios del
rastro. No obstante la calidad microbiológica del agua y los parámetros que se enmarcan
en las normas oficiales no se cumplen con solo utilizar tratamientos primarios.
El tratamiento secundario puede eliminar más del 90% de las bacterias de las aguas
residuales, utilizando la misma microflora del tratamiento. Las formas más comunes del
tratamiento secundario, incluyen un sistema de filtración por goteo, un sistema de
activación
por
sedimentación,
un
sistema
de
lagunas,
evaporación/irrigación o una combinación. La fase final incluye
un
sistema
de
añadir cloro para
desinfectar el efluente. Un tratamiento de 15 a 30 minutos antes de la descarga asegura
una eliminación de un 99% de los microorganismos (Libby, James1981).
Una alternativa para incrementar la eficiencia del tratamiento biológico del agua residual
es utilizar complejos enzimáticos los cuales ayudan a acelerar la degradación de todos los
contaminantes a sustancias químicas más simples, para así hacerlas asimilables para los
microorganismos que intervienen en el proceso biológico.
Estos compuestos enzimáticos se complementan con minerales traza, a fin de construir el
medio de cultivo que proporcionará las condiciones necesarias para el buen desarrollo de
las cepas microbianas involucradas en el proceso de tratamiento biológico.
Atlas (1991) indica que la utilización de microorganismos , compuestos enzimáticos y
minerales traza para el tratamiento de aguas residuales, es un proceso que implica un
gasto considerable, así como también constituye un riesgo de toxicidad, por lo que
evaluar la efectividad de este tipo de tratamientos en la recuperación de la calidad del
agua tratada es de suma importancia.
1.2. Planteamiento del problema
Debido a complejidad de compuestos orgánicos que componen a las aguas residuales
provenientes de los rastros y los problemas de malos olores provocados actualmente. Se
plantea un estudio de tratamiento biológico aeróbico de dichas aguas utilizando un aditivo
enzimático adicionado con minerales traza a fin de evaluar la eficiencia que aportan al
tratamiento en la recuperación de la calidad del agua.
1.3. Justificación
Cd. Obregón cuenta actualmente con dos rastros para el sacrificio de cerdos y bovinos.
Siendo anualmente un total de 28951 bovinos y 140486 cerdos los procesados (INEGI,
2000). Para ello se utiliza un promedio de 600 litros de agua por animal sacrificado en el
Rastro TIF.
Normalmente las aguas residuales son arrojadas a colectores municipales y agrícolas,
debido al alto contenido de materia orgánica de éstas y a la falta de capacidad de sus
tratamientos biológicos, provocan malos olores y malestar a los habitantes de colonias
aledañas.
Mediante esta investigación se pretende eficientar los tratamientos biológicos aeróbicos
en el agua, para mejorar su calidad y así reutilizarlas en actividades agrícolas para evitar
posteriores problemas a la salud, lo que redunda en beneficio tanto para las colonias de
la zona norte de Cd. Obregón, así como para habitantes de las poblaciones por donde
están ubicados los colectores.
1.4. Objetivo
Verificar la eficiencia que proporciona un aditivo enzimático complementado con
minerales traza en el tratamiento biológico aeróbico de aguas residuales procedentes de
un rastro, con el fin de mejorar su calidad sanitaria y poder así destinarla al riego agrícola.
1.5. Hipótesis
El uso de aditivos enzimáticos complementados con minerales traza, aumenta la
eficiencia del tratamiento biológico aeróbico de aguas residuales de los rastros TIF.
1.6. Delimitación del proyecto
La investigación se realizará con aguas residuales provenientes de un rastro TIF de Cd.
Obregón. Utilizando un montaje experimental en el Laboratorio de Agua, Suelo y Planta
de la Dirección de Investigación y Estudios de Posgrado del Instituto Tecnológico de
Sonora.
El experimento se realizó durante un mes,
limitándose a una semana el tiempo de
retención hidráulica, tiempo necesario para observar en el agua una variación en los
parámetros fisicoquímicos iniciales que se presentan al momento de la descarga hasta
llegar posiblemente a la recuperación de la calidad sanitaria de la misma, que se señala
por la NOM-001-ECOL-1996, para límites máximos permisibles de contaminantes en las
descargas de aguas residuales en aguas y bienes nacionales, y que posteriormente se
destine a riego agrícola.
II. FUNDAMENTACIÓN
2.1.
Situación del agua en México y su contaminación
México cuenta con suficiente volumen de agua para satisfacer las demandas de
abastecimiento de todos los sectores, sin embargo su distribución no es homogénea. Se
estima que la extracción de agua en México, para usos principales, ascendió en 1995 a
186.7 km³, de los cuales 73.5 km³ se destinaron a usos consuntivos, es decir a usos que
sólo regresan al ciclo hidrológico una parte del agua utilizada, distribuidos de la siguiente
manera: 61.2 km³ para riego agrícola, 8.5 km³ para uso doméstico, 2.5 km³ para la
industria, 1.3 km³ para la acuacultura intensiva. Los 113.2 km³ restantes se destinaron a la
generación de energía hidroeléctrica, clasificada como demanda no consuntiva (INEGI,
1997).
Los grandes polos de desarrollo demandan cada vez mayores volúmenes de agua;
aportando también mayor volumen de contaminantes, al descargar sus aguas residuales
municipales e industriales en los cuerpos receptores, la mayoría de las veces sin
tratamiento alguno (Diario oficial, 1990).
En México, las principales fuentes de contaminación se han agrupado de acuerdo a su
procedencia en tres sectores: social, correspondiente a las descargas de aguas
residuales municipales de origen doméstico y público; el agropecuario, representado por
efluentes de granjas y terrenos agrícolas; y el industrial, representado por las descargas
originadas por las actividades de extracción, transformación de recursos naturales,
producción de bienes de consumo y satisfactores para la población (Diario oficial 1988).
A nivel nacional se genera una carga contaminante de 2.4 millones de toneladas al año
(medidas como DBO), correspondiendo el 36% al sector municipal y el 64% al sector
industrial (Diario oficial 1990).
La generación a nivel nacional de aguas residuales asciende a 184 metros cúbicos por
segundo, 200 litros por habitante por día, de los cuales el 43% proviene de actividades
industriales y el resto de descargas domiciliarias y de servicios (Lacy, 1993).
La actividad pecuaria del país representa actualmente un aspecto crítico, en cuanto al
deterioro ambiental y sanitario en las regiones en donde se práctica, debido a la
agresividad de los desechos que produce, al escaso o nulo tratamiento que reciben y a su
inadecuada disposición (Diario oficial ,1988).
El tratamiento de aguas residuales de origen industrial y municipal a nivel nacional se
realiza en muy baja escala, hecho que se demuestra considerando que actualmente se
cuenta con 223 plantas de tratamiento de aguas residuales municipales, con una
capacidad de 16.5 metros cúbicos por segundo, en el sector industrial se cuenta con 177
plantas de tratamiento con capacidad de 12 metros cúbicos por segundo. De lo anterior se
deriva que solo se trata el 15.7% de las aguas residuales municipales y el 15.5% de las
industriales (Diario Oficial, 1990).
En el análisis de las instalaciones de tratamiento de aguas residuales municipales, se
detectan deficiencias importantes. A esto se le agrega que el país no cuenta con la
tecnología suficiente para fabricación de equipo de medición y de tratamiento (Diario
Oficial,1990).
La contaminación del agua junto con el aire y el suelo, así como la disposición inadecuada
de residuos sólidos, es un fenómeno que aún no se ha resuelto en nuestro país. No
obstante que desde hace más de 20 años se cuenta con ordenamientos legales que
obligan al control de fuentes de contaminantes, las actividades productivas y la
urbanización siguen teniendo prioridad sobre la ecología.
2.2.
Problemática local
Ciudad Obregón está ubicada dentro del Valle del Yaqui, donde los recursos como suelo y
agua, dan lugar a diversas actividades entre ellas las más importantes la agricultura con
un 84.6%, ganadería con 10.3% y otras 5.1% (INEGI, 1991).
Como una medida para mejorar los ingresos de las actividades primarias, se ha
desarrollado la actividad industrial.
Tanto las actividades primarias como secundarias han originado grandes volúmenes de
aguas residuales que se descargan a los esteros, bahías y playas del Mar de Cortés.
El volumen de agua promedio anual que se maneja desde el sistema hidráulico del Valle
del Yaqui es mayor a 2000 millones de metros cúbicos, de los cuales entre 400 y 500
millones de metros cúbicos se infiltran en el suelo. El agua restante se utiliza en
agricultura, por la población e industria (Distrito de Riego del Río Yaqui, 1997).
Las descargas de aguas residuales procedentes de la población son llevadas para su
tratamiento a dos plantas, las cuales funcionaron durante 1999 con un influente de 516 lps
y 488 lps, en la zona norte y sur respectivamente (Solaqua, 1999). Las descargas de
aguas residuales industriales en su mayoría sin tratamiento alguno, son descargadas
directamente a colectores agrícolas que desembocan al Mar de Cortés. Siendo estas las
que contienen mayor cantidad de contaminantes.
Los impactos adversos que se han generado al ecosistema y a la salud humana se ha
estudiado desde hace tiempo. A partir de los estudios realizados en los tres colectores
principales de aguas residuales, se puede establecer que las aguas residuales son
altamente contaminadas en carga microbiana y moderadamente en plaguicidas. Por lo
cual es necesario un tratamiento previo a su descarga (ITSON,1993).
2.3. Aguas residuales
2.3.1. Definición
Se define como aguas residuales aquellas de composición variada provenientes de las
descargas de usos municipales, industriales, comerciales, de servicios, agrícolas,
pecuarios, domésticos, incluyendo fraccionamientos y en general de cualquier otro uso,
así como la mezcla de ellas (NOM-001-ECOL-1996).
2.3.2. Clasificación de las aguas residuales por su origen
Las aguas residuales dependiendo de su origen se clasifican en urbanas, agrícolas o
industriales (Quintero,1981). El diferente contenido físico, químico y microbiológico del
agua proporciona una herramienta para la identificación de la procedencia del agua (tabla
1).
Las aguas residuales urbanas no son tan complejas como las industriales
y sus
principales características son: se presentan en grandes volúmenes, con alto contenido
de materia orgánica, alto contenido de microorganismos patógenos, con poca variación en
su composición y con variación horaria.
Tabla 1. Clasificación de algunos de los parámetros del agua residual
Clase
Físico
Parámetro
Sólidos totales
Sólidos totales en suspensión
Temperatura
pH
Color
Olor
Químico
Carbohidratos
Proteínas
Lípidos
Grasas, aceite
DBO5,DQO,COT,DTO
Alcalinidad
Arenas
Metales pesados
N,P
Cloruros
Azufre
Ácido sulfhídrico
Gases
Microbiológicos Bacterias
Algas
Protozoos
Virus
Fuente: Metcalf y Eddy, (1991).
Las aguas residuales industriales se presentan en grandes volúmenes, con gran variación
en la composición, con descarga continua o periódica.
Las aguas residuales agrícolas ocurren de acuerdo a la precipitación, técnica de riego
agrícola, permeabilidad del suelo, componentes del suelo, fertilización y aplicación de
plaguicidas (López Mercado V., 1985).
2.3.3. Características físicas, químicas y biológicas de las aguas residua les
La caracterización del agua residual es una necesidad para poder definir su manejo,
tratamiento, definir las descargas del agua residual a los cuerpos de agua o establecer el
reuso de las mismas.
Las propiedades físicas y los constituyentes químicos y biológicos de las aguas residuales
se encuentran, junto con su procedencia en la tabla 2.
2.3.3.1. Características de los compuestos orgánicos
Los componentes orgánicos de las aguas residuales comprenden un gran número de
compuestos que tienen en común la posesión de cuando menos un átomo de carbono.
La demanda bioquímica de oxígeno (DBO) de 5 días y a 20 oC, mide una propiedad en
común: la combinación de oxígeno para la generación de energía para funciones vitales
de los microorganismos, así midiendo la cantidad de oxígeno consumido, se obtiene la
estimación de la materia orgánica presente (Romero, 1985).
La DQO de un desecho es en general, mayor que la DBO porque son más los
compuestos que pueden ser oxidados químicamente que en forma biológica, para
muchas aguas residuales es posible correlacionar DQO con DBO; esto puede ser muy
práctico porque la DQO se puede determinar en tres horas, comparado con los cinco días
de la DBO. Una vez establecida la correlación, las mediciones de DQO pueden ser
usadas con ventaja para el control y operación de plantas de tratamiento (Metcalf y Eddy,
1991).
2.3.3.2. Características de componentes inorgánicos
Los diversos compuestos inorgánicos de las aguas residuales y aguas naturales son
importantes en el establecimiento y control de la calidad del agua (Metcalf y Eddy,1991).
El nitrógeno total presente en el agua comprende al nitrógeno orgánico, amoniacal,
nitratos y nitritos. El nitrógeno orgánico es determinado por el método Kjeldahl, la muestra
acuosa es primero calentada para liberar el nitrógeno amoniacal y después es digerida;
durante la digestión el nitrógeno orgánico es convertido a nitrógeno amoniacal. El
nitrógeno total es determinado de manera semejante al orgánico sólo que el nitrógeno
amoniacal no es separado para la digestión. Los nitritos y nitratos son usualmente
determinados por métodos colorimétricos (Horan, 1990).
Las formas usuales de fósforo en soluciones acuosas incluyen los ortofosfatos,
polifosfatos y fosfatos orgánicos. Los ortofosfatos pueden ser determinados por adición
directa de una sustancia tal como el molibdato de amonio que da una reacción coloreada.
La determinación de los contaminantes tóxicos tales como pesticidas, insecticidas y
metales pesados que son comúnmente utilizados en agricultura e industria, puede variar
mucho, algunos de los métodos usados son instrumentales como la cromatografía y la
espectroscopía de absorción atómica. También se recurre a bioensayos con organismos
como peces u otros organismos sensibles capaces de ayudar en el establecimiento de la
dosis letal media (LD50).
2.3.3.3. Características del contenido de sólidos
El contenido de sólidos totales representa una de las características más importantes en
las aguas residuales, estos comprenden material flotante, material sedimentable, material
coloidal y material en solución (Metcalf y Eddy, 1991).
La importancia de la determinación de los sólidos totales radica en que son indicadores de
la concentración de las aguas residuales y de la intensidad del tratamiento necesario
(Murrieta, 1990). Los sólidos totales equivalen a la cantidad de sólidos disueltos y sólidos
suspendidos. Los sólidos totales son definidos como los residuos de evaporación a 103105oC, y son clasificados como sólidos no filtrables o filtrables por pasar un volumen
conocido de agua a través de un filtro, regularmente de fibra de vidrio (Whatman GF/C)
con poro de 1.2 micrómetros. La fracción filtrable consiste de sólidos coloidales y
disueltos; la fracción coloidal está formada de material de .001 a 1 micrómetro que no
puede removerse por sedimentación y los sólidos suspendidos son moléculas
inorgánicas, orgánicas e iones que forman una verdadera solución en el agua (Metcalf y
Eddy,1991).
Cada uno de los tipos de sólidos(totales, disueltos y suspendidos) pueden ser clasificados
en base a su volatilidad a 550 +/- 50 oC, la fracción oxidada a esta temperatura se
denomina volátil y la restante fija. El análisis de los sólidos volátiles es más comúnmente
utilizado como una medida aproximada de la cantidad de materia orgánica en el agua
residual. Otro grupo de sólidos de importancia para determinar la necesidad en el diseño
de tanques de sedimentación son los sólidos sedimentables cuya prueba se efectúa
ordinariamente en un cono Imhoff permitiendo tiempos de sedimentación de una hora
(Metcalf y Eddy, 1991).
2.3.3.4. Características de los componentes microbianos
En las aguas residuales se puede encontrar una gran variedad de organismos patógenos
(bacterias, virus, hongos y nematodos) cuyos orígenes son muy diversos. El objetivo
principal
de estos estudios es detectar la presencia de organismos patógenos que
podrían constituir un peligro para la salud humana a través del contacto con el agua
contaminada.
Por
la
misma
razón,
fundamentalmente
se
recurre
al
uso
de
microorganismos o bacterias indicadoras, estos necesariamente, no causan enfermedad,
sin embargo, su presencia índica que es posible la existencia de microorganismos
patógenos (Horan,1990).
Tabla 2. Características físicas, químicas y biológicas del agua residual y su procedencia.
Características
Procedencia
Propiedades físicas
Color
Olor
Sólidos
Temperatura
Constituyentes químicos
Orgánicos:
Carbohidratos, grasas animales,
proteínas.
Pesticidas
Fenoles, agentes tensoactivos
Aguas residuales domésticas, industriales y
desintegración de materia orgánica.
Agua residual en descomposición, vertidos
industriales.
Agua de suministro, agua residual doméstica,
industrial, infiltración y conexiones incontroladas.
Aguas residuales industriales y domésticas.
aceite y Aguas residuales domésticas, comerciales e
industriales.
Residuos agrícolas
Vertidos industriales y aguas residuales
domésticas.
Constituyentes químicos
Inorgánicos:
Alcalinidad
Cloruros
Metales pesados
Nitrógeno
pH
Fósforo
Azufre
Compuestos tóxicos gases:
Ácido sulfhídrico
Metano
Oxígeno
Constituyentes biológicos:
Animales
Plantas
Protistas
Virus
Aguas residuales domésticas, infiltración del agua
subterránea, aguas de suministro.
Aguas
de
suministro,
aguas
residuales
domésticas, infiltración de agua subterránea,
ablandadores de agua.
Vertidos industriales
Aguas residuales domésticas, residuos agrícolas.
Vertidos industriales
Aguas residuales domésticas, industriales y
agrícolas.
Aguas de suministro, residuales domésticas e
industriales.
Descomposición de aguas residuales domésticas.
Descomposición de aguas residuales domésticas.
Aguas de suministro, infiltración del agua
superficial.
Cursos de agua y plantas de tratamiento.
Cursos de agua y plantas de tratamiento.
Aguas residuales domésticas y plantas
tratamiento.
Aguas residuales domésticas.
Fuente: Metcalf y Eddy, (1991).
de
Existen tres indicadores de contaminación: el grupo coliforme, Streptococcus faecalis y
Clostridium perfringes( Yañes, 1993). El grupo coliforme es el que ofrece mayores
ventajas como organismo indicador, por ser el grupo más numeroso y fácil de determinar.
El grupo incluye coliformes fecales y totales y su determinación se puede hacer por la
técnica de tubos de fermentación multiples o por la técnica de filtro de membrana.
También se reporta las concentraciones bacterianas de coliformes (fecales y totales)
como el número más probable en 100 ml(NMP/100 ml) (Metcalf y Eddy, 1991).
El uso de la prueba de coliformes fecales es una herramienta más valiosa que la de
coliformes totales, para la evaluación de la calidad de aguas contaminadas, puesto que
excluye la presencia de organismos no fecales que pueden estar sujetos a reproducción
posterior (Yañez, 1993).
2.3.4. Principales contaminantes de las aguas residuales
De los componentes del agua residual podemos citar como de mayor importancia a:
sólidos en suspensión, materia orgánica biodegradable, patógenos, nutrientes, materia
orgánica refractaria, metales pesados y sólidos inorgánicos disueltos.
Los sólidos en suspensión pueden conducir al desarrollo de depósitos de fango y de
condiciones anaerobias cuando se vierte agua residual sin tratar al entorno acuático.
La
materia
orgánica
biodegradable
compuesta
principalmente
por
proteínas,
carbohidratos, grasas animales, materia orgánica biodegradable, se mide como DBO y
DQO. Si se descarga al entorno sin tratar, su estabilización biológica puede llevar al
agotamiento de los recursos naturales de oxígeno.
Los patógenos pueden transmitir enfermedades contagiosas presentes.
Los nutrientes tanto el nitrógeno como el fósforo, junto con el carbono, son esenciales
para el crecimiento. Cuando se vierten al entorno acuático, estos pueden llevar al
crecimiento de una vida acuática no deseada. Cuando se vierten al terreno pueden
conducir a la contaminación del agua subterránea.
La materia orgánica refractaria constituída por agentes tensoactivos, fenoles, y pesticidas,
tiende a prevalecer después de los tratamientos del agua residual.
Los metales pesados, son el resultado de la utilización del agua en los procesos
industriales, para reciclar esta agua será necesario removerlos.
Los sólidos inorgánicos disueltos están constituídos por elementos como el calcio, sodio y
sulfatos. Son añadidos al agua como resultado del uso y es necesario eliminarlos si se va
a reciclar el agua.
2.4. Tratamiento de aguas residuales
Se denomina tratamiento de aguas residuales al conjunto de operaciones y procesos
ideados a principio de siglo cuya característica fundamental es acelerar, en varios
ordenes de magnitud los procesos naturales para eliminar los contaminantes del agua
(López, 1985).
La utilización de tratamiento para aguas residuales, por pequeña que sea la cantidad con
lleva tres beneficios inmediatos:
a). Satisfacer con mayor facilidad la demanda de agua de primer uso puesto que, en
general, el reuso disminuye la demanda.
b). Disminuir la cantidad de desechos vertidos al agua y, en consecuencia, abatir un poco
los niveles de contaminación en los cuerpos receptores.
c). Reducir si no es posible eliminar, los daños ecológicos que se originan en las regiones
en donde se toma el agua para satisfacer las necesidades de lugares muchas veces
distantes.
2.4.1. Tipos de tratamiento del agua residual
Son muchos los métodos y equipos utilizados para el tratamiento de los efluentes líquidos.
Un sistema completo de tratamiento puede incluir de forma general los siguientes
procesos: tratamiento primario, tratamiento secundario y tratamiento terciario, los cuales
pueden ser aplicados independientemente aunque siempre de manera secuencial y
acorde con la finalidad que se persiga, aumentando su costo de manera proporcional al
grado de descontaminación que se desee alcanzar (Pompa, et.al,1993).
2.4.1.1. Tratamiento primario
Consiste en la separación de sólidos suspendidos más pesados que el agua. Se realiza
en tanques circulares o rectangulares y existen cuatro formas de hacerlo: por
sedimentación, por coagulación, por floculación y por precipitación química (Quintero,
1981).
2.4.1.2. Tratamiento secundario
Tiene como objeto fundamental eliminar la materia orgánica disuelta en el agua; utilizando
métodos químicos o biológicos.
La precipitación química se hace con polielectrolitos, Fe2(SO4)3, Al2(SO4)3, que forman un
lodo que se sedimenta. Da buenos resultados pero es costoso.
La oxidación biológica es sin duda el método preferido; consiste en la oxidación de la
materia orgánica por medio de microorganismos en condiciones aeróbicas, anaeróbicas o
facultativas.
Existen tres métodos para efectuar la oxidación biológica: por lagunas de oxidación,
estabilización o aeriación, filtros biológicos y lodos activados.
Las lagunas de estabilización por su naturaleza pueden ser: aeróbicas, facultativas y
anaeróbicas.
Lagunas de estabilización aeróbica. En su forma más simple, son grandes depósitos
excavados en el terreno, de poca profundidad, en las que el tratamiento de aguas
residuales se da por medio de procesos naturales que incluyen la utilización tanto de
algas como de bacterias.
Una laguna de estabilización aerobia contiene bacterias y algas en suspensión
prevaleciendo las condiciones aerobias en toda su profundidad que va desde .5 a 1.5
metros. El tiempo de residencia para recuperación de las aguas residuales es de 10 a 40
días, con un porcentaje de remoción de la DBO5 del 80 a 95%, temperatura de operación
de 0 a 30oC, a un pH de 6.5 a 10.5, soporta una carga orgánica superficial de 65 a 224 en
kg DBO5/ ha /día , con necesidad de iluminación y oxigenación (Metcalf y Eddy, 1991).
Laguna de estabilización anaeróbica. En este tipo de lagunas se desarrollan
microorganismos que no requieren de oxígeno molecular libre en solución, ya que las
necesidades para su subsistencia las obtienen de compuestos inorgánicos aceptores de
electrones como lo son los nitritos, nitratos y sulfatos.
Una laguna de estabilización anaeróbica tiene una profundidad de 2.5 a 5 m, con un
tiempo de residencia para el agua residual de 20 a 50 días, soporta una carga orgánica
de 200 a 1500 kg DBO5 / ha / día, con un porcentaje de remoción de sólidos del 58 a 85%,
con un rango de temperatura de operación de 10 a 50 oC, pH requerido de 6.5 a 7.5.
Laguna de estabilización facultativa. Este tipo de lagunas de estabilización consiste en
la combinación de los dos procesos anteriores e intervienen microorganismos aerobios,
microaeroflicos, anaerobios y de tipo facultativo (Luna ,1993).
Una laguna de estabilización facultativa tiene una profundidad de 1.5 a 2.5 m, con un
tiempo de residencia del agua residual de 5 a 30 días, soportando una carga orgánica
superficial de 50 a 300 kg DBO5/ha/día, un porciento de remoción de DBO5 del 80 a 95,
temperatura de operación de 0 a 50 oC, requiriendo ventilación superficial y oxigenación
natural y fotosintética.
2.4.1.3. Tratamiento terciario
Pueden ser procesos biológicos o fisicoquímicos, siendo los objetivos del proceso
biológico la remoción de material nitrogenado disuelto en el agua residual (nitratos, nitritos
o amoniaco), fósforo, algunos metales bioacumulables. Dentro de los fisicoquímicos se les
utiliza para remover sustancias que dan color, metales pesados, sólidos suspendidos y
desinfección del agua tratada.
2.5. Microbiología de las aguas residuales
En general la ecología microbiana de los sistemas de tratamiento de aguas residuales es
compleja. Por consecuencia tiene una amplia variedad de especies e incorpora varios
ciclos nutricionales completos (Lares, 1994).
2.5.1. Géneros de microorganismos en el agua residual
Los mecanismos de remoción de contaminantes se dan a través de bacterias autotrófas y
heterótrofas, las cuales oxidan la materia orgánica; a su vez los productos de esta
degradación son utilizados por algas. Los géneros de bacterias que predominan son
Pseudomonas,
Bacillus,
Brucella,
Mycobacterium,
Salmonellaea,
Alcalígenes
Achromobacter, los tipos de algas más comunes son las verdes:
y
Chlorella,
Chlamydomonas, Euglena; algas bentónicas: Phormidium; Diatomeas: Nitzchia y algas
azul verdes o cianobacterias: Oscillatoria y Anabena.
Los nemátodos presentes en el agua residual de importancia sanitaria: Ascaris spp.,
Enterobius spp..
Se aislan hongos en los estanques, poco se sabe de su papel y ecología (Metcalf y Eddy,
1991).
También existen protozoarios cuya presencia puede tomarse como indicadores de la
eficiencia del tratamiento aerobio ya que son organismos que se presentan cuando los
niveles de oxígeno son adecuados. Entre los protozoarios se encuentran flagelados,
ciliados fijos y rotiferas. También se han localizado crustáceos microscópicos (Daphnia y
Cyclops) que se alimentan de algas y bacterias, por lo que cultivados en el último de los
tanques del tratamiento contribuyen a reducir la proporción de algas del efluente (López
M.,1985).
En cuanto a Virus, es posible encontrarlos excretados por los humanos, los cuales son un
peligro para la salud, entre ellos el virus del hepatitis y la poliomielitis
2.5.2.Metabolismo microbiano
Los mecanismos de degradación de la materia orgánica presente en el agua residual se
da a través de la oxidación que realizan las bacterias autótrofas presentes, utilizando el
oxígeno que producen la microalgas mediante fotosíntesis.
En general la descomposición aeróbica de materia orgánica se lleva a cabo por
reacciones oxidativas de materiales tales como carbohidratos, proteínas y compuestos
orgánicos azufrados o fosfatados hasta productos inorgánicos estables como: CO2 ,NH3,
NO3, NO2, S04 y PO4 inorgánicos, mediante una secuencia ordenada de reacciones
enzimáticas que comprende, en primer lugar, la hidrólisis de moléculas grandes de
(polisacáridos, proteínas, lípidos, etc.) a unidades más simples (azúcares, aminoácidos,
ácidos grasos), los cuales pueden pasar fácilmente a través de las membranas celulares
de los microorganismos para ser metabolizadas. La continuación del proceso metabólico
consiste en la transformación de tales productos en intermediarios de las rutas
metabólicas que conducen a la degradación total( ácido pirúvico, acetil CoA, ácido
acetoglutárico, etc.). Finalmente la incorporación de tales sustancias al ciclo de Krebs da
lugar a la transformación total de tales compuestos orgánicos en CO2, H2O y energía
(López M., 1985).
La descripción cuantitativa de la descomposición de la materia orgánica por parte de las
bacterias y el aprovechamiento por las algas se expresa a continuación mediante la
siguiente ecuación (Yánez, 1993).
CaHbNcOdPe+ (a+b/4-d/2+3c/2+2e)O2= aCO2+b/2H2O+cNO3+ePO4
Las algas utilizan el dióxido de carbono y otros nutrientes y con ayuda de la luz producen
material celular y el oxígeno requerido por las bacterias, de acuerdo con la siguiente
relación (Yánez,1993).
106CO2+ 90H2O+ 16NO3+ PO4= C106 H180 045 N16+154 ½ O2
Los mecanismos descritos anteriormente van a repercutir en las variaciones de los niveles
de oxígeno y en el pH de las lagunas de estabilización.
Las variaciones de pH se deben principalmente a la actividad fotosintética, se han
encontrado cambios llegando a valores tan altos como 10 y 11, especialmente cerca de la
superficie donde las concentraciones de algas y oxígeno son mayores, el dióxido de
carbono producido por las bacterias no satisface a las necesidades de las algas durante el
día, por lo que las algas extraen el dióxido de carbono de los bicarbonatos y carbonatos,
ocasionando incremento en el pH (Yánez, 1993).
2.5.3. Necesidades nutritivas de los microorganismos
El microorganismo requiere para su crecimiento de una fuente de energía y de fuente de
nitrógeno, fósforo y minerales traza. En la mayoría de las fermentaciones industriales la
fuente de energía y materia son la misma, pero es necesario que la fuente de materia
contenga todos los elementos constitutivos de la masa celular en las proporciones
requeridas por la composición interna del organismo, tabla 3.
Tabla 3.Principales elementos que constituyen la célula microbiana
Elemento
Compuesto orgánico
%Peso seco
H
Compuesto orgánico y agua
8
O
Compuesto orgánico y agua
20
C
Compuesto orgánico
50
N
Proteína, ácido nucleico y coenzimas
14
S
Proteínas y algunas coenzimas
1
P
Ácidos nucleícos, fosfolípidos y coenzimas
3
Mg
Cofactor de las reacciones enzimáticas
0.5
Mn
Cofactor de algunas enzimas
0.1
Ca
Cofactor de enzimas
0.5
Fe
Citocromos, proteínas, cofactor enzimas
0.2
Co
Vitamina B12
0.3
Zn
Ciertas enzimas
Cu
Ciertas enzimas
Mo
Ciertas enzimas
Fuente: Quintero, (1981).
Para el crecimiento óptimo de los microorganismos se debe tener en el medio nutrientes
que aporten carbono, nitrógeno y fósforo en las cantidades adecuadas, incluyendo varios
micronutrientes (cobalto, molibdeno, manganeso, etc) y vitaminas (B12, B1, etc) (De la
Noue y Pauw, 1988).
La disponibilidad de nutrientes para el crecimiento de algas en lagunas de estabilización
de aguas residuales es suficiente. La relación de C/N/P de 100/5/1 requerida es
ampliamente satisfecha. Normalmente las cantidades de nitrógeno y fósforo son altas, por
lo que no constituyen un factor limitante con respecto a nutrientes (Yánez, 1993).
2.5.4. Necesidades de fuentes nitrogenadas
El nitrógeno constituye de 10 a 15 % del peso de las células en base seca. Pocas
bacterias utilizan el nitrógeno libre o de compuestos minerales simples, como los nitritos o
nitratos que son reducidos a amoniaco. El nitrógeno es asimilado por todas las bacterias
como amoniaco.
Este compuesto puede ser proporcionado por los aminoácidos y los péptidos. Algunos
microorganismos degradan las proteínas naturales, como por ejemplo, la gelatina.
2.5.5. Necesidades de fuentes minerales
Son necesarios en muy bajas concentraciones (mg/l de medio de cultivo). Entre ellos se
tiene a los iones: sodio, potasio, calcio, magnesio, hierro, cloruro, cobre, zinc, cobalto y
manganeso, los cuales son necesarios para la constitución de enzimas, la activación de
algunas reacciones enzimáticas y la constitución de vitaminas, pigmentos, toxinas y
antibióticos. Es importante el papel del calcio en la termorresistencia de las esporas
bacterianas.
2.5.6. Necesidades de fuentes de carbono
Este elemento es esencial ya que representa de 45 a 50 % del peso celular en base seca
y se debe proporcionar en abundancia. Las fuentes de carbono son diversas y se pueden
distinguir dos grandes categorías de microorganismos en base a la forma en que lo
obtienen.
Los autótrofos son capaces de utilizar el carbono a partir de compuestos más sencillos, no
orgánicos del bióxido de carbono o los carbonatos. Estas bacterias poseen un poder de
síntesis muy elevado, pudiendo elaborar compuestos orgánicos bacterianos complejos a
partir de elementos minerales simples del medio.
Los heterótrofos son microorganismos que requieren de compuestos orgánicos que sirven
como fuentes energéticas, entre los que se encuentran: los carbohidratos simples como
las pentosas y hexosas;
los polisacáridos complejos como el almidón y la celulosa;
también puede usarse sustancias hidrocarbonadas como ácidos orgánicos, lípidos y
alcoholes.
2.6. Enzimas
Las enzimas son compuestos orgánicos (proteínas) especializadas en la catálisis de las
reacciones biológicas (Lehninger A.,1978). Son esenciales para el funcionamiento
correcto de todos los organismos vivos. Se encuentran en las plantas, animales y
microorganismos.
Las enzimas son catalizadores; en otras palabras, juntan a las sustancias reactantes, pero
se mantienen separadas de los productos finales de la reacción y no cambian en su
estructura durante ésta. Como catalizadores biológicos la enzimas controlan y organizan
miles de diferentes reacciones químicas.
Las reacciones catalizadas por enzimas son de cien a mil millones de veces más rápidas
que las mismas reacciones en ausencia de ellas.
2.6.1. Clasificación de enzimas por su actividad
La Unión Internacional de Bioquímica en la edición de 1984 de la nomenclatura de
enzimas, reconoció oficialmente 2122 tipos distintos de enzimas. Éstas se clasifican de
acuerdo a las reacciones que catalizan, como se muestra en la tabla 4, en el cual se
reconocen seis grandes grupos.
Tabla 4. Clasificación de enzimas por la reacción que catalizan.
Grupo de enzimas
Reacción catalizada
Oxidoreductasas
Transferasas
Hidrolasas
Catalizan reacciones de oxidación
Catalizan transferencia de grupos funcionales
Catalizan reacciones de rompimiento de enlaces.
Liasas
Estas enzimas añaden o remueven los elementos del agua,
amóniaco o CO2.
Catalizan reacciones de isomerización.
Catalizan reacciones de síntesis.
Isomerasas
Ligasas
Fuente : Apligén, (1992).
2.6.2. Función de las enzimas
Por ser las enzimas los catalizadores empleados por los seres vivos en la mayoría de sus
reacciones, es necesario conocerlas para utilizarlas apropiadamente.
Cuando una molécula de sustrato se ha difundido hasta la vecindad de la enzima, ésta es
detenida y atraída por diferentes grupos. Las cadenas salientes de aminoácidos la atraen
al mismo tiempo que otros grupos pueden atraer otra porción de esa misma molécula, lo
que causa ruptura de alguna unión u otros cambios en la molécula. A esto se le conoce
como reacción enzimática, ya que los sitios activos de la enzima pueden catalizar una
reacción química convirtiendo una molécula en otra.
Dada la compleja naturaleza de la enzima y del fenómeno enzimático en sí, la velocidad
de reacción es afectada por: el tiempo, temperatura, pH y el sustrato (Quintero1981).
2.6.3. Utilización de las enzimas en la industria alimentaria
La producción de enzimas representa una cifra anual de 1.5 millares de millones de
francos, el 60% de ellos con utilización en la industria agroalimentaria.
Las enzimas utilizadas en procesos agroalimentarios son objetos de una reglamentación
estricta, en lo que concierne a su producción, su pureza química y microbiológica. Son
biocatalizadores utilizados en la bioindustria o en otras industrias, que pueden provenir
de varias fuentes: origen vegetal, animal o microbiano (Scriban René,1985).
Las de origen vegetal,
especialmente las proteasas son de interés tecnológico: la
papaína que proviene de una planta tropical (Carica papaya L.), la bromelina extraída de
la piña (Ananas comosus Merr), la ficina proveniente del higo (Ficus carica). Sus
aplicaciones son numerosas, entre ellas se encuentra la industria cervecera, de la carne
y la fabricación de hidrolizados de pescado.
Las de origen animal son producidas a partir de órganos de animales como cerdos o
bovinos, entre ellas están; la pepsina, tripsina, etc.
Las de origen microbiano, se han logrado a partir de procesos de fermentación industrial
que ha avanzado en la medida que la ciencia avanza.
Las principales ventajas de las enzimas procedentes de la fermentación con relación a las
enzimas procedentes de la extracción son las siguientes: una producción independiente
de restricciones estacionales, la posibilidad de utilizar materias primas de fácil adquisición,
los rendimientos en la producción se pueden aumentar en proporción importante al
mejorar las cepas microbianas y aplicar óptimas condiciones de fermentación.
Las
principales producciones en el año de 1979 a nivel mundial fueron: proteasa
(Bacillus) 500 toneladas, glucoamilasa ,300 toneladas, amilasa (Bacillus), 300 toneladas,
glucosa isomerasa, 50 toneladas, pectinasa, 10 toneladas, proteasa (fúngica), 10
toneladas y renina microbiana, 10 toneladas y amilasa (fúngica), 10 toneladas (Scriban,
1985).
2.6.4. Antecedentes de la utilización de las enzimas en el tratamiento
de aguas residuales
Dentro de la industria de alimentos balanceados, se ha utilizado enzimas para mejorar la
eficiencia metabólica de aves, cerdos y ganado bovino. Asimismo en el tratamiento de las
aguas residuales de las granjas, donde su función principal es romper moléculas gigantes
de carbohidratos, grasas y proteínas para ponerlas a disposición inmediata de los
microorganismos a fin de recuperar la calidad del agua.
La disposición y reutilización de los residuos orgánicos provenientes de granjas e
industria, es un reto para la agroindustria ya que el conflicto entre la producción
agropecuaria intensiva y el desarrollo urbano no muestra disminución.
El estudio de residuos industriales y agropecuarios debe ser previo al desarrollo de
cualquier proyecto, así como el estudio de aprovechamiento de subproductos en la
industria y el programa de alimentación debe controlar el volumen de desecho sólido,
cambiar la composición según sea necesario y reducir el riesgo de contaminación
ambiental.
La utilización de materias primas tanto en la industria como en actividades agropecuarias
debe responder a una actividad ecológica sostenible. Las materias primas utilizadas en
alimentación animal y sus desechos deben aportar nutrientes para el crecimiento
microbiano dentro del tratamiento de los residuos. El papel del hombre dentro del ciclo
alimenticio es prevenir desbalances o excesos los cuales lleguen a ocasionar problemas
ambientales.
Una buena administración sobre minimización de los desechos provenientes de granjas
obedece a una adecuada reducción en el volumen de excretas a través de un buen plan
de alimentación, optimización sobre las velocidades en la descomposición de residuos y
el control sobre la composición de los residuos para su reutilización en la producción de
fertilizantes o reformulación de alimentos.
La
reducción del volumen de contaminantes responde a
una optimización en las
necesidades de nutrientes de las especies, entre ellas están la cantidad y calidad de
proteínas, demanda de energía y uso de minerales. Desafortunadamente, la situación
económica y la regionalización de ingredientes afecta, lo que da como resultado una baja
efectividad al querer disminuir el volumen de contaminantes mediante el manejo de la
formulación, bajando digestibilidad en fibra, utilización de proteína y biodisponibilidad de
minerales. Utilizando ayuda digestiva tal como levadura viva y enzimas específicas para
ingredientes, los problemas en reducción de volumen de contaminantes se minimizan,
reduciendo los niveles de nitratos y fósforo en las excretas.
Pruebas realizadas sobre rumiantes y caballos, utilizando cultivo de levaduras vivas en la
alimentación, ha demostrado incrementar la digestión de la fibra y la asimilación de
minerales y proteínas. Adicionando betaglucanasa a raciones elaboradas con cebada, en
la alimentación de aves ayudó en el consumo de glucanos sin afectar el consumo
(Jacques, Bastein, 1989).
2.7. Los minerales y su efecto durante el tratamiento de los residuos
agroindustriales
El excesivo contenido mineral en las dietas de alimentación animal llega a causar
problemas en la administración del tratamiento de los residuos. Los minerales son tóxicos
para el tratamiento bacteriano de residuos y puede ocasionar la formación de depósitos
que originen un desbalance en los minerales del suelo.
Los nutriólogos proveen muchos minerales en exceso sobre los requerimientos del animal
debido a la baja disponibilidad de ciertos minerales y al desconocimiento de la verdadera
necesidad de la especie.
La composición de los residuos afecta el crecimiento microbiano, por lo cual se requiere
caracterizarlos y posteriormente monitorear tanto los niveles de macronutrientes, como
los niveles de minerales.
La principal actividad dentro del proceso de descomposición de residuos es la microbiana,
está actividad es necesaria para el rompimiento de macromoléculas de residuos, ya sea
en un proceso aeróbico, anaeróbico o facultativo.
A más alto nivel de minerales y sal mineral en lagunas anaeróbicas, menor actividad
microbiana. En pruebas realizadas para medir el efecto de incrementar la concentración
de cationes sobre la actividad microbiana se encontró que el ión amonio fue el más tóxico,
seguido en forma descendente por potasio, magnesio y calcio. Se obtuvo la
recomendación de manejar la concentración de sal para mantener un nivel de
conductividad eléctrica entre 4.0 a 8.0 mmho/cm. Más alta concentración decrece la
actividad microbiana (Jacques,K.A.,Bastein,R.W.1989).
2.8. Normatividad sobre aguas residuales
2.8.1. Norma oficial que regula las descargas y tratamiento de aguas
residuales (NOM-001-ECOL 1996)
Esta Norma Oficial Mexicana establece los límites máximos permisibles de contaminantes
en las descargas de aguas residuales en aguas y bienes nacionales, con el objeto de
proteger su calidad y posibilitar sus usos, y es de observancia obligatoria para los
responsables de dichas descargas. Esta Norma Oficial Mexicana no se aplica a las
descargas de aguas provenientes de drenajes separados de aguas pluviales.
2.8.2. Norma oficial que regula la operación y disposición de residuos en
los rastros
Norma Oficial Mexicana NOM-CCA- 022-ECOL/1993, que establece los límites máximos
permisibles de contaminantes en las descargas de aguas residuales a cuerpos
receptores, provenientes de la industria de matanza de animales y empacado de cárnicos
(anexo B).
III. MÉTODO
3.1. Zona de estudio
El lugar de muestreo para la realización del estudio fue el influente de una laguna de
oxidación ubicada en un rastro TIF, en Cd. Obregón, Sonora, esta laguna de oxidación de
tipo anaeróbico se complementa con otra laguna facultativa para tratar las aguas
residuales previas a ser descargadas al dren agrícola (Loma Prieta), que posteriormente
llega a descargar sobre el colector No.2, quién conduce las aguas residuales cruzando la
ciudad y el Valle del Yaqui en un recorrido de 60 Km., hasta desembocar en Bahía de
Lobos con un volumen promedio anual de 63.27 millones de metros cúbicos, (Quintero,
1994).
Figura 1. Laguna de oxidación del rastro TIF.
3.2. Localización del experimento
El experimento se realizó en las instalaciones del Laboratorio de Suelo-Agua-Planta, de la
Dirección de Investigación y Estudios de Posgrado, del Instituto Tecnológico de Sonora,
Unidad Obregón. Durante el mes de julio de 2001.
3.3.
Diseño experimental
El diseño experimental utilizado fue completamente al azar con cuatro tratamientos y tres
repeticiones, realizándose análisis de varianza mediante la prueba F y comparación de
medias mediante la prueba de diferencia mínima significativa.
Figura 2. Distribución de los reactores en el experimento.
3.4. Descripción del sistema
El sistema de experimentación se estableció a nivel laboratorio, consistente en dieciséis
reactores de plástico abiertos, de 20 litros de capacidad, en los cuales se trabajó con un
volumen de 10 litros manteniendo constante el nivel con agua destilada. La temperatura
ambiental se controló mediante equipo de refrigeración en un rango de 25-28 oC, en lo
que respecta al pH, se monitoreó su variación, con lecturas cada 12 hrs.
Se evaluaron tres dosis de un aditivo enzimático y mineral comercial llamado Waste
Water treatment +
TM
en cantidades de 20, 30 y 40 ppm. El fabricante del producto
Cytozyme Laboratories Inc., recomienda la utilización de una dosis de 30 ppm en el
tratamiento de aguas residuales con alto contenido de materia orgánica, similar a la usada
en el experimento. La prueba se complementó con un tratamiento a una concentración 20
ppm y 40 ppm, a fin de observar si es significativo el efecto de la concentración sobre los
resultados. En todos los tratamiento se utilizó un inóculo bacteriano (500 ml, el cual
contenía 3613 ppm de SSV en promedio), proveniente de la laguna de oxidación del
propio rastro TIF y aclimatado a nivel de laboratorio por una semana, trabajando sobre la
misma agua de estudio. La aereación y agitación del sustrato se realizó por una corriente
de aire constante obtenida de un compresor con una presión de 10 kg/cm2 , manteniendo
una concentración de oxígeno disuelto en los reactores de 1 a 3 ppm, para poder
mantener condiciones de un tratamiento aeróbico.
3.4.1. Estabilización del sistema
Una vez construido el sistema se alimentó con agua residual del rastro TIF para que se
desarrollaran las poblaciones de microorganismos, las cuales llevan a cabo la remoción
de los contaminantes, para favorecer el crecimiento, se inoculó con lodos provenientes de
la laguna de oxidación.
3.4.2. Pretratamiento de la muestra y funcionamiento del sistema
El agua utilizada para la realización del experimento se obtuvo en forma puntual, durante
el horario de mayor descarga de contaminantes, se sometió a un proceso previo,
consistente en un tratamiento primario de cribado (figura 3) y sedimentación, en el cual
primeramente se pasó a través de una malla número 20, colocándose la muestra cribada
en dos tanques abiertos de 200 litros para sedimentar los sólidos, proceso que duró 30
minutos. Una vez terminado el proceso de sedimentación, el agua conteniendo sólidos
disueltos y en suspensión, se colocó en un recipiente limpio para ser llevada al laboratorio
y alimentar los reactores.
Figura 3. Cribado de la muestra.
Dichos reactores se llenaron antes de 6 horas, tiempo estipulado en la NOM – 001ECOL – 96, para manejo de muestra. Colocándose en cada uno de éstos 500ml de
inóculo, 9.5 litros de agua residual y la dosis de aditivo enzimático, según el tratamiento
evaluado. Una vez adicionado el aditivo, se inició con la aireación.
3.4.3. Parámetros fisicoquímicos evaluados en los tratamientos
Para cada uno de los tratamientos evaluados, se llevaron a cabo los siguientes análisis.
Cuadro 1. Parámetros fisicoquímicos evaluados.
Parámetro
Periodo realizado
DQO (soluble)
Inicial y cada 24 horas
DBO5 (soluble)
Inicial
Relación DQO/DBO (soluble)
Inicial
Sólidos totales
Inicial y final
Sólidos totales volátiles
Inicial y final
Sólidos suspendidos volátiles
Inicial y final
Coliformes fecales
Inicial y final
Nitrógeno (total, amoniacal y orgánico)
Inicial y final
Fósforo
Inicial y final
Minerales traza (zinc, cobre, plomo, fierro y cadmio)
Inicial y final
pH
Cada 12 horas
Temperatura
Cada 12 horas
Oxígeno disuelto
Cada 12 horas
Estas determinaciones se realizaron
de acuerdo a las técnicas establecidas por las
Normas Oficiales Mexicanas en la regulación de aguas residuales (anexo A).
IV. RESULTADOS Y DISCUSIÓN
4.1. Remoción de materia orgánica (Demanda Química de Oxígeno
soluble)
En el análisis de varianza
correspondiente a esta variable se consideró los valores
obtenidos por día para cada tratamiento. Encontrándose que no existía diferencia
significativa entre el blanco y los tratamientos durante los dos primeros días de la prueba.
A partir del tercer día se observó diferencia significativa en la remoción de la DQO soluble
(cuadro 2), siendo el tratamiento de 30 ppm, el que proporcionó la mayor remoción, como
se muestra en el cuadro 3.
Cuadro 2. Análisis de varianza de la remoción de DQO, durante el tercer día del
experimento.
FV
GL
SC
CM
Tratamientos
3
3086894.0000
1028964.6875
Error
12
411386.0000
34282.167969
Total
15
3498280.0000
F
30.0146**
F(Tablas) F(Tablas)
5%
1%
3.49
5.95
C.V.= 15.36%
Cuadro 3. Resultados de la comparación de medias, durante el tercer día del
experimento.
Tratamiento
Media de DQO soluble al tercer día (mg / l)
Identificador
20 ppm
1748.54
A
Blanco
1403.125
B
40 ppm
1119.0551
B
30 ppm
549.525
C
Dms = 285.2833
En el cuadro anterior se muestra que los tratamientos con letra igual, se consideran
iguales en cuanto a remoción de DQO soluble, en cambio el que muestra la letra C
representa el que logró la mayor remoción al tercer día (tratamiento con 30 ppm de
concentrado enzimático).
Dichos
resultados indican que
la hipótesis formulada, la cual indica que el uso de
aditivos enzimáticos complementados con minerales traza, aumenta la eficiencia del
tratamiento biológico aeróbico de aguas residuales de los rastros, se acepta.
El porcentaje de remoción que mostró cada tratamiento por día se muestra en el cuadro 4
y figura 4.
Cuadro 4. Porcentaje de remoción de DQO soluble.
Días de
Tratamiento
1
2
3
4
5
6
7
Blanco Tratamiento
20 ppm
31.99
33.99
14.95
3.27
24.42
27.05
7.80
25.16
3.66
5.22
4.71
2.47
6.44
.52
Tratamiento 30 ppm
29.95
22.04
36.78
1.56
3.08
.28
1.72
Tratamiento 40
ppm
28
26.91
22.25
14.01
.69
2.10
1.10
Remoción de DQO soluble
6000
mg / l de DQO
5000
4000
3000
2000
1000
0
inicial
1
Blanco
2
3
4
Días de tratamiento
20ppm
5
30ppm
6
7
40ppm
Figura 4. Remoción de la DQO soluble.
4.2. Remoción de nitrógeno y fósforo
El agua residual de los rastros contiene altos niveles de nitrógeno y fósforo debido al
contenido alto en alimentos y a la baja eficiencia del metabolismo animal. Asimismo los
residuos de carne y sangre aportan grandes volúmenes de estos nutrientes. Metcalf y
Eddy (1991), citan que los tratamientos biológicos son medios efectivos para la
eliminación de nitrógeno y fósforo, el nitrógeno se elimina por asimilación y por
nitrificación-desnitrificación.
La eliminación de fósforo mediante procesos biológicos se realiza forzando a los
microorganismos para que consuman más fósforo del necesario para el crecimiento
celular normal.
Los resultados del experimento muestran alta remoción en general, observándose un
máximo en el tratamiento de 20 ppm, después de 7 días de retención. Sin embargo el
nivel de nitrógeno total no permite descargar el agua a cuerpos de agua a menos que se
destine a riego agrícola, figura 5.
92.56%
84.40%
79.41%
91.40%
78%
70.30%
87.33%
72.86%
63.91%
Porcentaje
100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
90.68%
65.35%
49.70%
Blanco
Tratamiento de
20 ppm
%Remoción de nitrógeno total
% Remoción de nitrógeno orgánico
%Remoción de nitrógeno amoniacal
Tratamiento de
30 ppm
Tratamiento de
40 ppm
Tratamiento
Figura 5. Remoción de Nitrógeno.
En lo que respecta a fósforo, la eliminación por tratamiento fue similar, como se muestra
en el cuadro 5.
Cuadro 5. Remoción de fósforo.
Fósforo total inicial ppm
Fósforo total final ppm
% de Remoción de fósforo total
Blanco
Tratamiento
20 ppm
Tratamiento 30ppm
Tratamiento 40ppm
40300
40300
40300
40300
0.46
0.48
0.45
0.56
99.99%
99.99%
99.99%
99.99%
4.3. Remoción del contenido de microelementos Zinc, Cobre, Fierro,
Cadmio y Plomo
El contenido de estos microelementos en el agua residual antes del tratamiento, se
encuentran por debajo de los límites que exige la norma oficial NOM-001-ECOL-1996
(cuadro 6). Para verificar si el aditivo enzimático aporta niveles que estén por encima de
los límites que marca dicha norma, se realizó un análisis de dichos minerales, resultado
que se muestra en el cuadro 6, observándose que en los tratamientos evaluados y al
término del experimento, los niveles encontrados en el agua tratada fueron menores.
Cuadro 6. Contenido mineral en los diferentes tratamientos y en el producto utilizado.
Muestra
Zn mg/l
Cu mg/l
Fe mg/l
Cd mg/l
Pb mg/l
Agua residual sin tratar
1.13
0.16
4.63
.005
.063
Contenido aportado por el producto
.1108
0.0346
0.0469
.000005
.0000855
Resultante del blanco
1.61
0.16
1.8
.006
.05
Resultante de aplicar 20 ppm
0.47
0.17
1.45
0.004
0.07
Resultante de aplicar 30 ppm
0.42
0.17
1.21
0.006
0.05
Resultante de aplicar 40 ppm
0.79
0.21
2.84
0.002
0.05
4.0
N.A.
0.10
0.20
Tolerancia máxima permisible en medición 10
promedio mensual NOM-001-ECOL-1996. Para
proteger la vida acuática.
N.A.= no es aplicable
4.4. Remoción de Coliformes
Durante la valoración del agua residual se encontró que la contaminación por coliformes
procedían de heces fecales de origen animal. La experimentación arrojó una eliminación
de coliformes fecales de un 99.97% como valor máximo en el tratamiento de 20 ppm,
después de 7 días de tratamiento y se obtuvo un valor mínimo de remoción de 99.95%
para el blanco, no existiendo diferencia significativa entre los tratamientos con producto
enzimático y el blanco. Asimismo esta cantidad final de coliformes no son aceptables para
descargas de agua residual a los cuerpos de agua, lo que indica que se requiere más
tiempo retención hidráulica o un tratamiento de cloración para descargar esta agua
residual a estanques o canales sin que haya riesgo de enfermedades, cuadro 7.
Cuadro 7. Valores de la evaluación de la contaminación por coliformes antes y después
del tratamiento.
Tratamiento
Recuento inicial de
coliformes fecales
UFC/100 ml
24,000,000
24,000,000
Recuento final
promedio de
coliformes fecales.
UFC/100ml
11000
6413
Agua sin tratamiento
Agua con 20 ppm de
tratamiento.
Agua con 30 ppm de
tratamiento.
Agua con 40 ppm de
tratamiento.
% de remoción
durante 7 días del
tratamiento.
99.95
99.97
24,000,000
11612
99.95
24,000,000
9012
99.96
4.5. Remoción de sólidos totales volátiles
Los análisis de los resultados en valores promedio, sobre sólidos totales volátiles al fin de
7 días de tratamiento, se observa que el tratamiento de 30 ppm removió 54.23% de los
sólidos totales volátiles y el blanco removió 41.99%. Lo cuál significa que si hay una
acción positiva en la utilización de aditivos enzimáticos sobre esta dosis, cuadro 8.
Cuadro 8. Remoción de sólidos totales volátiles.
Tratamiento
Sólidos totales
volátiles
iniciales ppm
4957
Sólidos totales
volátiles al fin del
tratamiento ppm
2875.16667
% de Remoción por
efecto del tratamiento
Agua
residual+20ppm
4957
2370.75000
52.17
Agua
residual+30ppm
4957
2268.77778
54.23
Agua
residual+40ppm
4957
2934.75000
40.79
Agua residual
41.99
Otros parámetros de gran importancia en el tratamiento de agua residual son:
temperatura, pH y oxígeno.
4.6. Temperatura
Las constantes de velocidad de reacción biológica, así como la velocidad de transferencia
de los gases entre otros dependen de la temperatura, (Metcalf y Eddy 1991). Para un
buen desarrollo de un proceso biológico es necesario buscar los parámetros óptimos a fin
de obtener buenos resultados.
El desarrollo del proceso biológico observó un rango de temperaturas entre los 25oC y 28
o
C , con un promedio de 26oC., las cuales se encuentran dentro del rango de
temperaturas óptimas para los microorganismos mesófilicos (tabla 5), quienes son
predominantes para este tipo de tratamientos. Asimismo se puede decir que la actividad
enzimática de los aditivos utilizados no se afectó por la temperatura del tratamiento.
Tabla 5. Rango normal de operación en tratamientos biológicos aeróbicos.
Parámetros
Temperatura
Rango normal
20-25 oC
Significado de valores extremos
<1 oC Congelación
>35 oC Fuera de rango
pH
8-9
<6.5 anaerobiosis
>9.5 sobrecarga
Oxígeno disuelto
6-35 mg/l
<0 mg/l anaerobiosis
>35 mg/l sobresaturación
Conductividad eléctrica
Nitrógeno amoniacal
Nitrógeno total
400 umhos/cm
.05-30 mg/l
.05-40 mg/l
>1200 umhos/cm, salinidad alta
Mayor a 30 mg/l, mortandad de algas
<.05 mg/l bajo desarrollo de algas.
>40 mg/l nitrificación del efluente.
Fósforo total
DQO total
DQO soluble
DBO5 total
3-15 mg/l
200-600 mg/l
200-400 mg/l
60-300 mg/l
> 30 mg/l sobrecarga de laguna
Aumento de DQO por biomasa
Medición de eficiencia
Aumento en algunos casos
DBO5 soluble
40-200 mg/l
Buena remoción de DBO soluble
Coliformes fecales (NMP)
Huevos de helmintos
Clorofila A, B
100-1000/100ml
<1/l
0-900 ug/l
>1000 no cumplimiento
>1/l sedimentación pobre
Valor grande aerobiosis
Fuente: Quintero (1994).
4.7. pH
Badui (1981), cita que la inhibición de las reacciones enzimáticas y del crecimiento
microbiano en los alimentos se puede efectuar por un control del pH del sistema.
La actividad de las enzimas depende mucho del pH del medio; esta dependencia puede
deberse a cambios en los grados de ionización de los aminoácidos del sitio activo de la
enzima, del sustrato, o bien del complejo enzima-sustrato.
Asimismo se sabe que el pH tiene un efecto marcado en la estructura conformacional de
los polipéptidos, lo cual puede ser otra causa de alteración de la actividad de las enzimas.
Se ha estudiado el efecto del pH sobre la actividad enzimática y se ha encontrado que a
un pH de 8.5 se logra una máxima actividad, en un rango de 7.5 a 9.5 se tiene estabilidad
de la enzima, en rangos de 6 a 7.5 y de 9.5 a 10.5 se presenta inactivación reversible, y
en rangos debajo de 6 y arriba de 10.5 hay inactivación espontánea.
Por los resultados de pH obtenidos en los tratamientos al final de los siete días, se
concluye que el tratamiento de 30 ppm y 40 ppm mantienen más tiempo el pH controlado
a un rango de estabilidad enzimática. La tendencia a controlar el mismo pH de inició y
final se observó con 40 ppm .
El pH del medio ambiente también constituye un factor clave en el crecimiento de los
microorganismos. La mayoría de las bacterias no toleran niveles de pH por debajo de 4, ni
superiores a 9.5. En general el pH óptimo para el crecimiento bacteriano está entre 6.5 y
7.5 . Los hongos tienen un rango de tolerancia entre 2 y 9, con un óptimo de 5.6 .
Conociendo que los tratamientos contienen gran diversidad de microorganismos, es
predecible saber que especie predominará si se conoce el rango de fluctuación del pH. Es
por ello que es importante controlar el pH y con ello dirigir el proceso de tratamiento del
agua residual.
Comportamiento del pH
10
8
7
24
:0
0:
00
36
:0
0:
00
48
:0
0:
00
60
:0
0:
00
72
:0
0:
00
84
:0
0:
00
96
:0
0:
00
10
8:
00
:0
0
12
:0
0
ci
al
6
in
i
pH
9
Blanco
20 ppm
30 ppm
40 ppm
Horas
Figura 6. Comportamiento del pH por tratamiento.
4.8. Oxígeno
La aireación a los tratamientos se realizó por medio de la inyección de aire comprimido a
10 kg/cm2, utilizando conexiones múltiples con válvulas y mangueras de 3/16”, terminando
en difusores de material poroso para maximizar la distribución del oxígeno.
La medición del oxígeno en los tratamientos logró promediar un rango entre 1 y 3 ppm, lo
que permitió confiar en que el tratamiento se desarrolló en condiciones aeróbicas.
La presencia de niveles bajos de oxígeno disuelto durante los primeros 3 días del
experimento reflejaba alta demanda por el gran contenido de materia orgánica del agua
residual. Después del tercer día el oxígeno disuelto fue aumentando hasta llegar a
cantidades de 6.5 ppm. Esta situación refleja un descenso en el contenido de materia
orgánica.
La formación de espuma durante el tratamiento no permitió aumentar la inyección de
oxígeno desde el inicio manteniendo constante la inyección durante todo el período del
experimento (figura 7).
Figura 7. Producción de espuma en los reactores.
V. CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES
La utilización de un aditivo enzimático a razón de 30 ppm logró remover al tercer día
36.78 % de DQO soluble, acumulando el 88.77 % hasta ese día, mientras que el blanco
removió 24.42 %, acumulando 71.36% de DQO soluble. Por lo que la utilización de un
aditivo enzimático a esta concentración en dicho tiempo aumenta un 19.66% más la
eficiencia, reduciendo con esto el tiempo de retención hidráulica.
Este tratamiento al término de 7 días reduce 87.33 % de nitrógeno orgánico, 72.86% de
nitrógeno total, 63.91% de nitrógeno amoniacal, 99.99 %de fósforo total, así mismo el
contenido de coliformes se reduce en un 99.5% y 54. 23% de sólidos totales volátiles.
Se recomienda la utilización de aditivos enzimáticos con el fin de reducir la necesidad de
incrementar el área física destinada al
tratamiento biológico, asegurando una buena
aireación, ya que a medida que se aumenta la concentración de aditivo enzimático se
demanda más oxígeno.
Se sugiere caracterizar las aguas residuales previas a la aplicación de concentrados
enzimáticos, ya que su dosificación depende de la concentración de materia orgánica y
del contenido mineral.
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ANEXO A. Metodología de técnicas analíticas para aguas residuales
FOSFORO TOTAL
MÉTODO DEL CLORURO ESTANOSO
FUNDAMENTO:
Los métodos se basan en transformar los compuestos fosforados a ortofosfatos, los
cuales se hacen reaccionar con molibdato de amonio par formar el ácido molibdofosfórico,
después se reduce par producir el complejo, colorido conocido como azul de molibdeno.
La intensidad de la coloración se determina por espectrofotometría.
PROCEDIMIENTO:
El material de vidrio que deba utilizarse tiene que estar libre de contaminación con fósforo o
arsénico. Como el vidrio Pyrex contiene 0.7 % de óxido de arsénico, es necesario someter
los vasos nuevos a un ataque prolongado con H2SO4 caliente y con solución de dicromato
por lo menos durante media hora antes de usarlos por primera vez. Para la limpieza del
material no deberán usarse los jabones y detergentes, pero en caso de que se usen deberán
eliminarse completamente con ácidos concentrados, ya que con frecuencia contienen
fosfatos. Como última fase del proceso de limpieza, el material de vidrio se introduce o se
lava con HCl 1 : 1 cuando ya está aparentemente limpio, se lava con agua de la llave y
finalmente se enjuaga tres veces con agua destilada. Los reactivos y el papel filtro que se
escojan deben estar libres de compuestos de fósforo.
1) Para la digestión de la muestra tomar una alícuota de 100 ml o una alícuota menor
y llevar a este volumen con agua destilada, correr un blanco con agua destilada y ponerlo en
vasos de precipitado de 250 ml y agregar 1 ml de ácido sulfúrico concentrado y 5 ml de ácido
nítrico concentrado.
2) Calentar hasta la eliminación de vapores nitrosos y dejar enfriar.
3) Pasarlo a matraces volumétricos de 100 ml procurando lavar bien el recipiente
donde se hizo la digestión con agua destilada y aforarlo a su volumen con esta misma agua.
4) Tomar de aquí un volumen adecuado y transferirlo a un matraz volumétrico de 100
ml, llevarlo a 50 ml con agua destilada aproximadamente.
5) Añadirle dos gotas de fenolftaleína y adicionarle hidróxido de sodio 6 N hasta que
se torne de un color rosa tenue, añadirle ácido sulfúrico 1 N hasta que el color rosa
desaparezca y aforar a 100 ml con agua destilada.
6) Colocar los matraces en el siguiente orden: blanco, estandares de menor a
mayor y finalmente las muestras, adicionar 4 ml de solución de molibdato de amonio y
agitar para homogenizar.
7) Adicionar 10 gotas de solución de cloruro estanoso y agitar para homogenizar,
dejar reposar durante 10 minutos para leer a una longitud de onda de 690 nm, cuidando que
el tiempo de lectura no exceda de 12 minutos.
8) La lectura se efectuará primero el blanco , después los estándares de menor a
mayor y luego las muestras.
9) Con la lectura obtenida se construye una gráfica donde se sugiere usar las
ordenadas para la absorbancia en nm de cada estándar y las abscisas para la concentración
de en mg/l de fósforo.
CÁLCULOS:
µg de P (en volumen final aprox. De 104.5 ml)
mg/l P = ────────────────────────────────
ml de muestra
SÓLIDOS SUSPENDIDOS TOTALES
FUNDAMENTO:
La determinación de sólidos suspendidos es extremadamente valiosa en los análisis de
aguas contaminadas y de aguas residuales. Es uno de los mejores parámetros usados para
valorar la contaminación de las aguas residuales y domésticas, para determinar la eficiencia
de las unidades de tratamiento. En el trabajo de control de la contaminación de corrientes, se
considera que todos los sólidos suspendidos son sedimentables, no siendo el tiempo un
factor limitante. La sedimentación se espera que ocurra a través de la floculación biológica y
química; de aquí que la medida de sólidos suspendidos se considera tan significativa como
la demanda bioquímica de oxígeno.
INTERFERENCIAS:
La determinación de sólidos suspendidos está sujeta a errores considerables si no se
toman las precauciones adecuadas. Usualmente el tamaño de la muestra se limita a 50 ml o
menos, debido a las dificultades encontradas para filtrar muestras de mayores volúmenes. El
peso de los sólidos removidos raras veces excede de 20 mg, y a menudo es menor de 10
mg. Errores pequeños en las pesadas o pérdidas por el borde del filtro, pueden ser bastantes
significativos.
Es muy importante que los crisoles Gooch sean cuidadosamente preparados y llevados a
peso constante antes de usarse para que se obtenga una mayor exactitud en la
determinación es necesario filtrar una mayor cantidad de muestra. En aguas que han sido
tratadas biológicamente o ligeramente contaminadas, a menudo se requiere filtrar 500 ml de
muestra para producir un aumento de peso de 10 mg de sólidos.
PROCEDIMIENTO:
1) Poner un disco de fibra con la superficie rugosa hacia arriba en el crisol Gooch,
teniendo cuidado de que el disco cubra completamente las perforaciones
del Gooch, para esto pase agua destilada a través del filtro.
2) Llevar a peso constante el crisol Gooch con el disco de fibra de vidrio, en la mufla,
a una temperatura de 550 ± 25 °C durante 30 minutos.
3) Enfriar el crisol que contiene el disco de fibra de vidrio en un desecador usando
pinzas para su manejo y pesar.
4) Colocar el crisol Gooch con el disco de fibra de vidrio en un matraz Kitazato con un
porta Gooch y aplicar vacío.
5) lavar el disco con agua destilada, dejando que el agua drene totalmente.
6) Mezclar uniformemente la muestra extraída y vertir el volumen de muestra
deseado o hasta que el filtro se halla tapado por el exceso de sólidos en suspensión de la
muestra.
7) Suspender el vacío y llevar los crisoles a la estufa para evaporar la muestra
durante por lo menos 30 minutos a 103 - 105 °C o hasta peso constante.
8) Enfriar el crisol en un desecador y pesarlo una vez frío usando pinzas para su
manejo.
CÁLCULOS:
El contenido de sólidos suspendidos totales se calcula de acuerdo con la siguiente fórmula:
( P2 - P1)
S S T = ───────── x 1000000
V
donde:
P1 = Peso del crisol, en g
P2 = Peso del crisol más residuo de la muestra evaporada, en g
V = Volumen de la muestra filtrada, en ml
SST = Sólidos suspendidos totales, en mg/l
SÓLIDOS SUSPENDIDOS VOLÁTILES
FUNDAMENTO:
La determinación de sólidos suspendidos es extremadamente valiosa en los análisis de
aguas contaminadas y de aguas residuales. Es uno de los mejores parámetros usados para
valorar la contaminación de las aguas residuales y domésticas para determinar la eficiencia
de las unidades de tratamiento. En el trabajo de control de la contaminación de corrientes, se
considera que todos los sólidos suspendidos son sedimentables, no siendo el tiempo un
factor limitante. La sedimentación se espera que ocurra a través de la floculación biológica y
química; de aquí que la medida de sólidos suspendidos se considera tan significativa como
la demanda bioquímica de oxígeno.
INTERFERENCIAS:
La determinación de sólidos suspendidos está sujeta a errores considerables si no se toman
las precauciones adecuadas. Usualmente el tamaño de la muestra se limita a 50 ml o
menos, debido a las dificultades encontradas para filtrar muestras de mayores volúmenes. El
peso de los sólidos removidos raras veces excede de 20 mg, y a menudo es menor de 10
mg. Errores pequeños en las pesadas o pérdidas por el borde del filtro, pueden ser bastantes
significativos.
Es muy importante que los crisoles Gooch sean cuidadosamente preparados y llevados a
peso constante antes de usarse. Para obtener una mayor exactitud en la determinación es
necesario filtrar una mayor cantidad de muestra. En aguas tratadas biológicamente o
ligeramente contaminadas, a menudo se requiere filtrar 500 ml de muestra para producir un
aumento de peso de 10 mg de sólidos.
PROCEDIMIENTO:
1) Poner un disco de fibra con la superficie rugosa hacia arriba en el crisol Gooch, teniendo
cuidado de que el disco cubra completamente las perforaciones del Gooch, para esto pase
agua destilada a través del filtro.
2) Llevar a peso constante el crisol Gooch con el disco de fibra de vidrio, en la mufla,
a una temperatura de 550 ± 25 °C durante 30 minutos.
3) Enfriar el crisol que contiene el disco de fibra de vidrio en un desecador usando
pinzas para su manejo y pesar.
4) Colocar el crisol Gooch con el disco de fibra de vidrio en un matraz Kitazato con un
porta Gooch y aplicar vacío.
5) lavar el disco con agua destilada, dejando que el agua drene totalmente.
6) Mezclar uniformemente la muestra extraída y vertir el volumen de muestra
deseado o hasta que el filtro se halla tapado por el exceso de sólidos en suspensión de la
muestra.
7) Suspender el vacío y llevar los crisoles a la estufa para evaporar la muestra
durante por lo menos 30 minutos o hasta peso a una temperatura de 103 - 105 °C.
8) Enfriar el crisol en un desecador y pesarlo una vez frío, usando pinzas para su
manejo.
9) Incinerar la muestra en la mufla a 550 - 600 °C durante 20 min.
10) Enfriar el Gooch en un desecador y pesarlo un vez frío.
CÁLCULOS:
El contenido de sólidos suspendidos volátiles se calcula de acuerdo con la siguiente
fórmula:
( P2 - P3)
S S V = ────────── x 1000000
V
donde:
P2 = Peso del crisol más residuo de la muestra evaporada, en g
P3 = Peso del crisol más residuo incinerado de la muestra, en g
V = Volumen de la muestra que se filtró, en ml
SSV = Sólidos suspendidos volátiles, en mg/l
NITRÓGENO AMONIACAL
MÉTODO DE LA DESTILACIÓN Y VALORACIÓN ACIDIMÉTRICA
FUNDAMENTO:
El amoníaco se destila en medio alcalino, se absorbe en una solución de ácido bórico
y se determina por valoración con ácido sulfúrico.
INTERFERENCIAS:
La glicerina, la urea, el ácido glutámico, los cianatos y la acetamida se hidrolizan muy
lentamente en soluciones en reposo, pero sólo la urea y los cianatos se hidrolizan en la
destilación a pH = 9.5.
PROCEDIMIENTO:
1) En un matraz Kjeldahl de 800 ml de capacidad poner aproximadamente 500 ml de
agua destilada y lavar el condensador hasta colectar aproximadamente de 50 a 100 ml de
agua en el matraz receptor.
2) En un matraz erlenmeyer de 500 ml poner 50 ml de solución de ácido bórico al 2 %
y colocarlo en el extremo receptor con el tubo sumergido dentro de la solución.
3) En un matraz Kjeldahl poner la cantidad de muestra de acuerdo a la tabla 1 según
la cantidad de nitrógeno amoniacal esperada, si el volumen de muestra seleccionado es
menor de 500 ml, llevar la muestra a un volumen de 500 ml con agua destilada.
4) Adicionarle perlas de vidrio para tener un mejor control de la ebullición.
5) Añadir 25 ml de solución buffer de borato, ajustar la solución a un pH = 9.5 con un
potenciómetro o con papel indicador o bien añadir de 5 a 7 gotas de fenolftaleína y subir el
pH por la adición de solución de hidróxido de sodio 6 N hasta un color rosa intenso.
6) Conectar inmediatamente el matraz al bulbo del aparato de destilación.
7) Destilar la muestra cuidando que la temperatura del condensador no pase de 29
°C.
8) Prepare un testigo con 500 ml de agua destilada y someterlo al mismo tratamiento
que la muestra.
9) Recolectar el condensado con la punta del tubo del refrigerante sumergido en los
50 ml de solución de ácido bórico al 2 % en el matraz receptor.
10) Se da fin a la destilación cuando se hayan recolectado aproximadamente 300 ml
de destilado, incluyendo los 50 ml de la solución de H3BO3 al 2 %.
11) Retirar el matraz colector y añadirle aproximadamente 0.6 ml de la solución de
indicador mixto y valorar con solución de H2SO4 0.02 N hasta que la solución vire de un color
verde esmeralda a un color morado.
Selección del volumen de muestra:
─────────────────────────────────────────────────────────
Nitrógeno amoniacal en la muestra
mg/l de Nitrógeno
ml
de muestra
─────────────────────────────────────────────────────────
0-5
500
5 - 10
250
10 - 20
100
20 - 50
50
50 - 100
25
────────────────────────────────────────────────────────
CÁLCULOS:
( A - B ) x N x 14
N - NH3 = ──────────────── x 1000
V
donde:
A = Volumen de H2SO4 gastados para la muestra, en ml
B = Volumen de H2SO4 gastados para el testigo, en ml
N = Normalidad de H2SO4
14 = Peso miliequivalente del ion nitrógeno
1000 = Factor para referir a 1 litro
V = Volumen de la muestra usado, en ml
N-NH3 = Nitrógeno amoniacal, en mg/l
NITRÓGENO ORGÁNICO
FUNDAMENTO:
El nitrógeno de los compuestos orgánicos tales como: aminas, aminoácidos, amidas, imidas
y nitroderivados, que se encuentran presentes en las aguas residuales domésticas de
manera general en forma de proteínas o en forma de sus productos de degradación tales
como son polipéptidos y aminoácidos que por medio de la digestión en presencia de ácido
sulfúrico, sulfato de potasio y oxido de mercurio se convierten éstos compuestos en sulfato
de amonio, también el amoníaco libre y el nitrógeno amoniacal se transforman en sulfato de
amonio.
La mayoría de los compuestos orgánicos que contienen nitrógeno producen amoníaco al ser
oxidados. El método Kjeldahl emplea ácido sulfúrico como agente oxidante, y el amoníaco
liberado se cuantifica por los métodos de titulación o bien por Nesslerización. Para
determinar exclusivamente el nitrógeno orgánico, se lleva a cabo una remoción previa de
nitrógeno amoniacal presente.
Durante la digestión de la muestra con ácido sulfúrico, se añaden sulfatos de mercurio y
sulfato de potasio para aumentar la temperatura de ebullición de la mezcla y asegurar así
que todo el nitrógeno orgánico sea liberado en forma de amoníaco. Los cambios que sufre la
muestra durante la digestión son los siguientes:
1.- Evaporación del agua para dejar que el ácido sulfúrico concentrado ataque a la
materia orgánica.
2.- En el momento que empieza la digestión se forma gran cantidad de humos
blancos.
3.- Al deshidratar el ácido sulfúrico la materia orgánica, de la mezcla se vuelve negra.
4.- Al oxidarse el carbono se forman burbujas extremadamente pequeñas debido a la
liberación de CO2 y SO2.
5.- La destrucción de la materia orgánica finaliza cuando la solución se vuelve
incolora.
6.- La digestión se debe continuar por lo menos 20 minutos más después que las
muestras se han clarificado, para asegurar la destrucción completa de la materia orgánica.
INTERFERENCIAS:
La glicerina, la urea, el ácido glutámico, los cianatos y la acetamida se hidrolizan muy
lentamente en soluciones en reposo, pero solo la urea y los cianatos se hidrolizan en la
destilación a pH = 9.5.
En presencia de gran cantidad de materia orgánica libre de nitrógeno, es necesario agregar
50 ml adicionales de la mezcla de ácido sulfúrico y sulfatos de mercurio y potasio, por cada
gramo de material sólido en la muestra.
PROCEDIMIENTO:
1) La determinación se realiza con el residuo que se usó para la determinación de
nitrógeno amoniacal.
2) Dejar enfriar el residuo producto de la destilación, que está contenido en el matraz
Kjeldahl.
3) Añadir 50 ml de la solución de digestión.
4) Encender el extractor del aparato para evitar que los vapores se encierren en el
lugar donde se efectúa el análisis.
5) Encender el aparato de digestión para calentar la mezcla en el matraz Kjeldahl a
una temperatura que no exceda los 371 °C hasta que los gases de SO3 (vapores blancos) se
eliminen y la solución se torne incolora o amarillo pálido; a partir de este momento se
mantiene el calentamiento por lo menos durante 20 min más.
6) La digestión se debe efectuar bajo condiciones satisfactorias de ventilación y
extracción de gases.
7) Dejar enfriar la solución, dejando el extractor de gases encendido hasta que la
solución deje de despedir vapores blancos.
8) En un matraz Kjeldahl poner aproximadamente 500 ml de agua destilada y lavar
el condensador hasta obtener cerca de 50 o 100 ml de agua en el matraz receptor.
9) En un matraz erlenmeyer de 250 ml de capacidad poner 50 ml de solución de
ácido bórico y 0.6 ml de solución indicador mixto, colocarlo en el extremo receptor con el
tubo sumergido dentro de la solución.
10) Añadir 300 ml de agua a la cual se le determinó el contenido de N-NH3 y se
disuelve el contenido del matraz.
11) Se le añade 1 ml de solución indicadora de fenolftaleína.
12) Poner el matraz en posición ligeramente inclinada y agregar por escurrimiento
lento en las paredes del matraz y sin mezclar, 50 ml de la solución de hidróxido de
sodio-tiosulfato de sodio hasta que el matraz se conecte al aparato de destilación,
procurando formar dos capas.
13) Conectar inmediatamente el matraz al bulbo del aparato de destilación. Agitar y
verificar la alcalinidad de la solución de acuerdo con el cambio de color de la solución (de
incoloro a rosa). En caso de que no se haya alcanzado la alcalinidad, deberá agregarse un
exceso de solución de hidróxido de sodio-tiosulfato de sodio hasta la obtención de una
coloración rosa.
14) La muestra se destila y se cuida que la temperatura del condensador no exceda
de 29 °C.
15) Se recolecta
el condensado en el matraz receptor con la punta del tubo
refrigerante sumergido en 50 ml de la solución de ácido bórico.
16) La destilación se suspende cuando se hayan recolectado aproximadamente 200
ml del destilado, incluyendo los 50 ml de la solución de ácido bórico con la solución
indicadora mixta.
17) Retirar el matraz colector y valorar con solución de ácido sulfúrico 0.02 N hasta
que la solución vire de un color verde esmeralda a un color morado.
CÁLCULOS:
( A - B ) x N x 14
NITRÓGENO ORGÁNICO = ──────────────── x 1000
V
donde:
A = Volumen de H2SO4 gastados para la muestra, en ml
B = Volumen de H2SO4 gastados para el testigo, en ml
N = Normalidad del H2SO4
14 = Peso miliequivalente en mg del ion nitrógeno
1000 = Factor para referir a 1 litro
V = Volumen de muestra usado, en ml
DEMANDA BIOQUÍMICA DE OXÍGENO (DBO) MËTODO DE INCUBACION A 20 °C
FUNDAMENTO:
El método se basa en la cantidad de oxígeno que requieren los microorganismos para
efectuar la oxidación de la materia orgánica presente en aguas naturales y residuales, y se
determina por la diferencia entre el oxígeno disuelto inicial y el oxígeno disuelto al cabo de 5
días de incubación a 20 °C.
INTERFERENCIAS:
Interfieren con la determinación la acidez y/o alcalinidad presentes en las aguas, el cloro
residual, una sobresaturación de oxígeno disuelto, la presencia de sustancias tóxicas para
los microorganismos, y los procesos de nitrificación.
Estas interferencias pueden removerse si se le da un pretratamiento a la muestra.
PROCEDIMIENTO:
PREPARACION DEL AGUA DE DILUCION.Agregar a cada litro de agua destilada 1 ml de la solución amortiguadora de fosfatos, 1 ml de
la solución de sulfato de magnesio, 1 ml de la solución de cloruro de calcio y 1 ml de la
solución
de
cloruro
férrico
y
airear
hasta
completar
saturación
(7
minutos
aproximadamente). Preparar el agua de dilución cada vez que se haga la determinación.
MÉTODO DE LA DILUCIÓN:
Este método se basa en el concepto fundamental de que la velocidad de la degradación
bioquímica orgánica es directamente proporcional a la cantidad de material no oxidado.
- Sin inóculo:
1) Preparar las diluciones según la tabla siguiente de acuerdo al tipo de muestra,
éstas diluciones se hacen con el agua de dilución preparada anteriormente. Airee el agua de
dilución hasta que se sature de oxígeno. Estime la dilución necesaria para producir un
consumo de oxígeno entre 2 y 6 mg/l después de 5 días de incubación. Las diluciones
recomendables son las siguientes según el tipo de muestra.
─────────────────────────────────────────────────────────
Tipo de desecho en mg/l
DBO (estimada)
Por ciento de dilución
─────────────────────────────────────────────────────────Desecho industrial concentrado
500 - 5000
Aguas residuales domésticas
100 - 500
1.0 - 5.0
Efluentes tratados
20 - 100
5.0 - 25.0
5 - 20
25.0 - 100.0
Aguas contaminadas de ríos
0.1 - 1.0
─────────────────────────────────────────────────────────-
Utilizando como guía el valor estimado de DBO, se calculan las diluciones apropiadas para
obtener el abatimiento deseado del contenido de oxígeno.
La disminución del oxígeno disuelto inicial en un ámbito de 40 - 60 % dará los resultados
más confiables. Las diluciones que muestran un oxígeno disuelto residual de cuando menos
1 mg/l y un consumo de cuando menos 2 mg/l se pueden considerar las más seguras.
2) Medir directamente por cada dilución volúmenes apropiados de la muestra en 3
botellas de 300 ml tipo DBO, con una pipeta volumétrica de punta alargada; llenar las
botellas con el agua de dilución de manera que el tapón pueda colocarse sin dejar burbujas
de aire.
3) La técnica de dilución se puede simplificar bastante cuando se miden directamente
en las botellas de capacidad conocida, como pueden ser las botellas tipo DBO de 300 ml de
capacidad, y poner cantidades apropiadas de la muestra, usando una pipeta volumétrica de
punta alargada y la botella se llena con el agua de dilución justamente para que el tapón
pueda colocarse sin dejar burbujas de aire. El extremo del conducto del agua de dilución
debe permanecer sumergido mientras se llena la botella para evitar que le entre oxígeno
atmosférico.
4) Para la determinación de la DBO5 se efectúan los siguientes pasos:
- Determinación del oxígeno disuelto inicial en una de las botellas de DBO (ODI).
- En otra botella determinar el oxígeno disuelto a los 15 min. de haber mezclado la
muestra con el agua de dilución (OD15), para obtener la demanda inmediata de oxígeno
disuelto (DIOD), ya que las sustancias oxidables por el oxígeno molecular, tales como fierro
ferroso, sulfito y sulfuro, lo mismo que los aldehídos provocan una disminución en el oxígeno
disuelto que se debe determinar.
- La ultima botella se mete en la incubadora a 20 °C durante 5 días manteniendo el
sello hidráulico; al cabo de éste tiempo determinar la cantidad de oxígeno disuelto en la
muestra.
- Incubación:
Incube el testigo del agua de dilución y las muestras diluidas por 5 días a 20 °C en
obscuridad absoluta. Selle hidráulicamente las botellas de DBO invirtiéndolos en una charola
con agua en la incubadora o use un sello hidráulico en la parte superior del cuello de la
botella especial tipo DBO.
- Control del agua de dilución:
Llenar 2 botellas para DBO con agua de dilución sin inóculo, taparlas, sellarlas
hidráulicamente e incubarlas. Los resultados de OD en éstas dos botellas se usan como
control de la calidad del agua de dilución; cualquier dato obtenido se deberá restar al
resultado obtenido en la muestra, éste valor no debe ser mayor a 0.2 ml y es preferible que
no exceda a 0.1 ml.
CÁLCULOS:
DIod - ODf
DBO (mg/l) = ───────────
V
donde:
DIod = Oxígeno disuelto inmediato en mg/l
ODf = Oxígeno disuelto después de 5 días de incubación en mg/l
V = Volumen de muestra que se colocó en la botella DBO en ml
- Con inóculo:
1) Hay muchos desechos industriales que no tienen flora bacteriana para la
determinación de DBO, debido a su composición química o al proceso de manufactura
utilizado. Desechos de ésta clase deben ser inoculados con el tipo y número apropiado de
organismos para obtener valores de DBO más aproximados al valor exacto.
Se denomina inóculo a la suspensión de microorganismos vivos que se han adaptado para
reproducirse en un medio específico.
El objeto del inóculo es introducir en la muestra una población biológica capaz de oxidar la
materia orgánica que contenga. Cuando tales microorganismos ya están presentes, como en
las aguas residuales domésticas o efluentes no clorados y en aguas superficiales, no es
necesario inocular las muestras.
Cuando haya razón para creer que la muestra contiene muy pocos microorganismos como
resultado de temperaturas elevadas, cloración pHs extremos, debe inocularse el agua de
dilución.
2) La selección del inóculo apropiado es un factor importante en la determinación de
la DBO, por ejemplo si se desea determinar la DBO de los desechos de una planta
procesadora de alimentos, se puede obtener un inóculo satisfactorio usando el líquido
sobrenadante de las aguas residuales domésticas, el cual ha sido previamente incubando a
20 °C durante 24 - 36 horas en un recipiente destapado.
3) Muchos desechos industriales contienen compuestos orgánicos que están sujetos
a la oxidación por el inóculo de las aguas residuales domésticas; en estos casos se puede
usar un inóculo preparado a partir de suelo, aclimatado y desarrollado en el laboratorio, o
agua receptora colectada abajo del punto de descarga del desecho en particular (de 3 a 5
Km abajo). Los dos últimos inóculos presentan mayores posibilidades. Indudablemente dará
la mejor estimación de DBO usando el inóculo obtenido del agua de desecho del cuerpo de
agua en estudio. El inóculo deberá colectarse en un punto donde se haya formado una biota
(conjunto de microorganismos vivos) capaz de usar como alimento los compuestos
orgánicos que están presentes. En algunos casos estos pueden asegurar la selección de un
inóculo satisfactorio tomando el inóculo muchos kilómetros abajo del punto de descarga del
desecho en estudio, pero no es práctico cuando hay desechos periódicos difícilmente
susceptibles de oxidación biológica; es más conveniente formar un inóculo por aclimatación
del desecho o agua receptora con pequeños incrementos diarios del desecho en particular,
junto con el agua residual doméstica, hasta que se desarrolle un inóculo satisfactorio.
3) Preparación del agua de dilución con inóculo.- Se prepara el agua de dilución con
el inóculo más satisfactorio para el desecho en estudio. Solamente las experiencias
anteriores pueden determinar la cantidad efectiva de inóculo que se agrega por litro; sin
embargo, puede servir como referencia usar 1 - 10 ml de agua residual doméstica por litro de
agua de dilución o de 10 - 50 ml de agua de río por litro de agua de dilución, incubándose
durante 24 - 36 horas.
El agua de dilución inoculada se debe usar el mismo día en que se prepare.
4) Incubación con inóculo.- Calcular el porcentaje de inóculo que se requiere para
producir por lo menos una DBO (5 días) de 0.5 mg/l. Calcular las diluciones del agua con el
desecho en particular como se ilustra en la tabla anterior. Se disminuye la concentración del
desecho lo suficiente para tomar en cuenta la utilización de oxígeno por el inóculo. Medir la
cantidad de desecho que se requiera, según dicha tabla. Agregar a la muestra
aproximadamente la mitad de la cantidad de agua de dilución que se requiere. Esto es
necesario para asegurarse de que el desecho concentrado no es tóxico para los organismos
del inóculo. Proceder a tomar de la muestra las porciones para su análisis y determinar el
oxígeno disuelto a los 15 min y a los 5 días, como se indicó antes.
5) Corrección por demanda de oxígeno del inóculo.- El valor de la corrección por
demanda de oxígeno del inóculo se obtiene determinando la DBO del inóculo mismo.
Determinar el abatimiento de oxígeno del inóculo con una serie separada de diluciones de
este y seleccionando aquélla que consuma del 40 - 70 % de oxígeno al quinto día. Uno de
estos abatimientos se usa para calcular la corrección debida a la pequeña cantidad de
inóculo en el agua de dilución.
CÁLCULOS:
DBO = B1 - B2
donde:
DBO = DBO del inóculo en mg/l
B1 = OD del agua de dilución inoculada antes de la incubación en mg/l
B2 = OD del agua de dilución inoculada después de la incubación en mg/l
La corrección por inóculo de la DBO5 queda expresada por:
DBO5 = A - B
donde:
DBO5 = DBO en mg/l después de 5 días de incubación
A = DBO de la muestra incubada con inóculo en mg/l
B = DBO del inóculo en mg/l
- Corrección de demanda inmediata de oxígeno disuelto
Como se mencionó, algunos desechos industriales contienen sustancias reductoras como
sulfitos, sulfuros, fierro ferroso y aldehídos que ocasionan una demanda química inmediata
de oxígeno disuelto. Para estos desechos es necesario hacer la distinción entre las dos
demandas para poder llegar a la verdadera demanda bioquímica de oxígeno.
En éste caso deberá sembrarse una botella adicional para determinar el OD después de 15
minutos de siembra, éste tiempo ha sido arbitrariamente seleccionado.
DBO5 = (ODi - ODf) - (ODi - OD15)
donde:
ODi = Oxígeno disuelto inicial en mg/l
ODf = Oxígeno disuelto final en mg/l
OD15 = OD después de 15 min de siembra en mg/l
DEMANDA QUÍMICA DE OXÍGENO
FUNDAMENTO:
El método se basa en una oxidación enérgica de la materia orgánica y la inorgánica oxidable
que se encuentra en el agua, en un medio fuertemente ácido, con una solución valorada de
dicromato de potasio. El exceso de agente oxidante se determina con una solución valorada
de sulfato ferroso amoniacal, en presencia de un complejo ferroso de ortofenantrolina como
indicador interno.
El método de la demanda química de oxígeno determina la cantidad de oxígeno necesario
para oxidar la materia orgánica presente en un desecho, bajo condiciones específicas de un
agente oxidante, bajo condiciones ácidas y de temperatura, transformando la materia
orgánica en bióxido de carbono y agua.
INTERFERENCIAS:
Las sustancias inorgánicas como los iones ferroso (Fe++), Sulfuros (S=), Sulfitos (SO3=) y
tiosulfatos (S2SO3-) se oxidan bajo ciertas condiciones y crean una DQO inorgánica, la cual
interfiere cuando se estima el contenido orgánico del agua residual.
El ion cloruro interfiere, pero se elimina al agregar el sulfato mercúrico.
PROCEDIMIENTO:
La muestra se debe de analizar inmediatamente después de su recolección, en caso
contrario debe conservarse acidificada la muestra con H2SO4 concentrado hasta un pH
menor de 2.00 y además refrigeración a 4 °C, la muestra así puede durar hasta 7 días.
1) Para muestras con una DQO mayores de 50 mg/l poner una muestra de 50 ml, o
una alícuota diluida a 50 ml con agua destilada, dependiendo del origen de la muestra, y
ponerla en un matraz erlenmeyer de 500 ml. Agregarle una cantidad adecuada de sulfato
mercúrico (aproximadamente 1.0 g) y algunas perlas de vidrio. Añadir con cuidado 5 ml de
la solución de sulfato de plata-ácido sulfúrico, mezclar para disolver el HgSO4, luego enfriar.
Añadir 25.0 ml de la solución de dicromato de potasio 0.25 N y mezclar mediante un
movimiento circular.
2) Conectar el matraz erlenmeyer al condensador y hacer circular el agua de
enfriamiento.
3) Por el extremo superior del condensador agregar lento y cuidadosamente 70 ml de
la solución de ácido sulfúrico-sulfato de plata y agitar cuidadosamente con movimientos
circulares para homogenizar mientras se agrega la solución.
4) Mezcle perfectamente antes de aplicar calor; si no se hace esto, puede haber
calentamientos locales en el fondo del matraz y la muestra puede ser expulsada del
condensador.
5) El uso del HgSO4 es suficiente para formar un complejo con el ion cloruro. Si hay
más cloruros se debe agregar más HgSO4 para mantener una proporción HgSO4-Cl de 10:1.
Si se desarrolla un ligero precipitado no afecta la determinación.
6) Calentar el matraz que contiene la mezcla y mantener a reflujo durante 2 horas a
partir del momento en que empieza la ebullición. Un período más corto de reflujo puede ser
usado para desechos particulares si se encuentra que da la máxima DQO.
7) Dejar enfriar y lavar el condensador con agua destilada, es recomendable usar una
piseta con punta alargada.
8) Añadir agua por el extremo superior del condensador hasta completar un volumen
aproximado de 300 ml, retirar el matraz del condensador y enfriar a la temperatura ambiente.
9) Agregar 4 gotas de 1,10 fenantrolina como indicador y titular con la solución
valorada de sulfato ferroso amoniacal 0.25 N hasta el cambio de azul verdoso a café rojizo.
Aunque la cantidad de ferroín no es crítica, no debe variar en las muestras siguientes. El
cambio de color es claro, el cual va del azul verdoso al café rojizo y debe tomarse como
punto final aunque el color azul verdoso vuelva a aparecer.
10) Correr simultáneamente un testigo preparado con 20 ml de agua destilada en
lugar de la muestra, junto con la misma cantidad de reactivos que se utilizan en el
procedimiento cuidando que la ebullición empiece al mismo tiempo que en las muestras.
- Procedimiento alternativo para usar otras cantidades de muestra.
En situaciones particulares, una cantidad de muestra en el ámbito de 10.0 a 50.0 ml puede
ser usada con tal de que los volúmenes, pesos y normalidades para los demás reactivos,
estén en proporción.
Para muestras menos contaminadas podrán reducirse los volúmenes de reactivos, en
cantidades proporcionales según se muestra en la tabla siguiente:
Muestra
Dicromato de
H2SO4-
HgSO4
Normalidad del
Vol final
en ml
potasio 0.25 N
Ag2SO4
en g
Fe(NH4)2(SO4)2
antes de
titular
en ml
10
5.0
15.0
0.2
0.05
70
20
10.0
30.0
0.4
0.10
140
30
15.0
45.0
0.6
0.15
210
40
20.0
60.0
0.8
0.20
280
50
25.0
75.0
1.0
0.25
350
* Los resultados serán satisfactorios si se mantienen éstas proporciones.
CALCULOS:
(A - B) x N x 8
D Q O = ────────────── x 1000
V
donde:
A = Gasto de sulfato ferroso amoniacal usado para la valoración del testigo, en ml
B = Gasto de sulfato ferroso amoniacal usado para la valoración de la muestra, ml
N = Normalidad de la solución de sulfato ferroso amoniacal
8 = Peso Miliequivalente en mg del oxígeno
V = Volumen de muestra usada, en ml
DQO = Demanda química de oxígeno, en mg/l
1000 = factor para referir a 1 litro
DETERMINACIÓN DE COLIFORMES TOTALES POR LA TÉCNICA DE NÚMERO MÁS
PROBABLE (NMP) O TUBOS DE FERMENTACIÓN MÚLTIPLE
Prueba presuntiva
1. A partir de las diluciones preparadas para efectuar la cuenta total viable, inocular 1 ml
en 10 ml de caldo lactosado simple, teniendo cuidado de agregar campana Durham
con el fin de poder visualizar la producción de gas.
2. Emplear diluciones 1:10, 1:100 y 1:1000, las cuales deben ser inoculadas por
quintuplicado.
3. Inocular los tubos a 37º C durante 24 a 48 horas.
4. A las 48 horas, los tubos en los que se produjo gas y turbidez se consideran
positivos. Los tubos en los que no se produjo gas se consideran negativos y se
descargan.
Prueba confirmativa
A partir de los tubos que dieron positiva la prueba presuntiva:
1. Inocular 2 asadas en tubos que contengan 10 ml de caldo verde bilis brillante con su
respectiva campana Durham.
2. Incubar a 37º C durante 24 a 48 horas.
En los tubos que hay producción de gas y turbidez se confirma la presencia de organismos
coliformes.
DETERMINACIÓN DE COLIFORMES FECALES POR LA TÉCNICA DE NPM O TUBOS
DE FERMENTACIÓN MÚLTIPLE
Prueba presuntiva
5. A partir de las diluciones preparadas para efectuar la cuenta total viable, inocular 1 ml
en 10 ml de caldo lactosado simple, teniendo cuidado de agregar campana Durham
con el fin de poder visualizar la producción de gas.
6. Emplear diluciones 1:10, 1:100 y 1:1000, las cuales deben ser inoculadas por
quintuplicado.
7. Inocular los tubos a 37º C durante 24 a 48 horas.
8. A las 48 horas, los tubos en los que se produjo gas y turbidez se consideran
positivos. Los tubos en los que no se produjo gas se consideran negativos y se
descargan.
Prueba confirmativa
A partir de los tubos que dieron positiva la prueba presuntiva:
3. Inocular 2 asadas en tubos que contengan 10 ml de caldo EC brillante con su
respectiva campana Durham.
4. Incubar en baño María a 44.5 más menos .2 º C durante 18 a 48 horas.
Determinación de NMP
Para la determinación de NMP tanto de coliformes totales como fecales, se hace el conteo
de los tubos positivos en cada una de las diluciones y se emplean tablas de estándares
establecidas.
ANEXO B. Norma oficial mexicana NOM-CCA-022-ECOL/1993
NORMA Oficial Mexicana NOM-CCA-022-ECOL/1993, que establece los límites máximos,
permisibles de contaminantes en las descargas de aguas residuales a cuerpos receptores
provenientes de la industria de matanza de animales y empacado de cárnicos.
Al margen un sello con el Escudo Nacional, que dice: Estados Unidos MexicanosSecretaría de desarrollo Social.
SERGIO LUJAN REYES, Presidente del Instituto Nacional de Ecología, con fundamento
en los artículos 32 fracciones XXIV, XXV, XXIX, de la Ley orgánica de la Administración
Pública Federal: 5º. Fracciones VIII y XV: 8º. Fracciones II y VII. 35. 31.117.118 fracción
II. 119 fracción I inciso a). 123, 171 y 173 de la Ley General del Equilibrio ecológico y la
Protección al Ambiente; 38 fracción II, 40 fracción X, 41, 43, 46, 47, 52, 62, 63 y 64 de la
Ley Federal sobre Metrología y Normalización, 85,86 fracciones I, III, VII, 92 fracciones II
y IV y 119 fracción I de la Ley de Aguas Nacionales; Primero y Segundo del Acuerdo
mediante el cual se delega en el Subsecretario de Vivienda y Bienes inmuebles y en el
Presidente del Instituto Nacional de Ecología, la facultad de expedir las normas oficiales
mexicanas en materia de vivienda y ecología, respectivamente y
CONSIDERANDO
Que las descargas de aguas residuales en las redes colectoras, ríos, cuencas, causes,
vasos, aguas marinas y demás depósitos o corrientes de agua y los derrames de aguas
residuales en los suelos o su infiltración en los terrenos provenientes de la industria de
matanza de animales y empacado de cárnicos, provocan efectos adversos en los
ecosistemas, por lo que es necesario fijar los límites máximos permisibles que deberán
satisfacer dichas descargas.
Que habiéndose cumplido el procedimiento establecido en la ley federal sobre metrología
y Normalización para la elaboración de proyectos en normas oficiales mexicanas el C.
Presidente del Comité Consultivo Nacional de Normalización para la protección Ambiental
ordenó la publicación del proyecto de norma oficial mexicana NOM-PA-CCA-022/93. Que
establece los límites máximos permisibles de contaminantes en las descargas de aguas
residuales a cuerpos receptores provenientes de la industria de matanza de animales y
empacado de cárnicos, publicada en el Diario Oficial de la Federación el 28 de Junio de
1993, con el objeto de que los interesados presentarán sus comentarios al citado Comité
Consultivo.
Que la Comisión nacional de Normalización determinó en sesión de fecha 1º.de Julio de
1993, la sustitución de la clave NOM-PA-CCA-022/93, con que fue publicado el proyecto
de la presente norma oficial mexicana, por la clave NOM-CCA-022-ECOL/1993, que en lo
subsecuente la identificará.
Que dentro del mismo plazo, los interesados presentaron sus comentarios al proyecto de
norma, los cuales fueron analizados en el citado Comité Consultivo Nacional de
Normalización, realizándose las modificaciones procedentes. La Secretaría de Desarrollo
Social, por conducto del Instituto Nacional de Ecología, publicó las respuestas a los
comentarios recibidos en la Gaceta Ecológica, volumen V número especial de Octubre de
1993.
Que mediante oficio de fecha 13 de octubre de 1993, la Secretaría de Agricultura y
Recursos hidráulicos, a través de la Comisión Nacional del Agua expresó su conformidad
con el contenido y expedición de la presente norma oficial mexicana.
Que previa aprobación del Comité Consultivo Nacional de Normalización para la
Protección Ambiental, en sesión de fecha 30 de Septiembre del año en curso, he tenido a
bien expedir la siguiente NORMA OFICIAL MEXICANA NOM-CCA-022-ECOL-1993. QUE
ESTABLECE LOS LIMITES MÁXIMOS PERMISIBLES DE CONTAMINANTES EN LAS
DESCARGAS DE AGUAS RESIDUALES A CUERPOS RECEPTORES PROVENIENTES
DE LA INDUSTRIA DE MATANZA DE ANIMALES Y EMPACADO CARNICOS.
1. OBJETO
Esta Norma oficial mexicana establece los limites máximos permisibles de contaminantes
en las descargas de aguas residuales a cuerpos receptores provenientes de la industria
de matanza de animales y empacados cárnicos.
2. CAMPO DE APLICACIÓN
La presente norma oficial mexicana es de observancia obligatoria para los responsables
de las descargas de aguas residuales a cuerpos receptores provenientes de los procesos
de la industria de matanza de animales y empacado cárnicos.
3. REFERENCIAS
NMX-AA-3
Aguas Residuales-Muestreo
NMX-AA-4
Determinación de sólidos
sedimentables en aguas
residuales-Método de cono imhoff
NMX-AA-8
Aguas-Determinación de pH
Método potenciométrico
NMX-AA-26
Aguas-Determinación de nitrógeno
Total-Método Kjeldahl
NMX-AA-28
Determinación de demanda
bioquímica de oxígeno-Método de
incubación por diluciones
NMX-AA-34
Determinación de sólidos en aguaMétodo gravimétrico
NMX-AA-42
Análisis de aguas-Determinación
del número más probable de
coliformes totales y fecales
Método de tubos múltiples de
fermentación
4. ESPECIFICACIONES
4.1 Las descargas de aguas residuales provenientes de la industria de
matanz a de animales y empacado de cárnicos deben cumplir con las
especificaciones que se indican en la tabla 1.
Tabla 1
PARÁMETRO
LÍMITES MÁXIMOS PERMISIBLES
PROMEDIO
INSTANTÁNEO
DIARIO
pH (unidades de pH)
6-9
6-9
Demanda bioquímica de oxígeno (mg/l)
200
240
Sólidos sedimentables (ml/l)
10
12
Sólidos suspendidos totales(mg/l)
200
240
Grasas y aceites (mg/l)
30
40
Nitrógeno amoniacal (mg/l)
20
30
4.1.1. Para fines de la presente norma se entenderá por límite máximo
permisible promedio diario, los valores, rangos y concentraciones de los
parámetros que debe cumplir el responsable de la descarga, en función del
análisis de muestras compuestas de las aguas residuales provenientes de
esta industria.
4.1.2. Para fines de la presente norma se entenderá por límite máximo
permisible instantáneo, los valores, rangos y concentraciones de los
parámetros que debe cumplir el responsable de la descarga, en función del
análisis de muestras instantáneas de las aguas residuales provenientes de
esta industria.
4.1.3. En el caso de que el agua de abastecimiento contenga alguno de los
parámetros que se encuentran regulados en esta norma, no será imputable
al responsable de la descarga, y éste tendrá el derecho a que la autoridad
competente le fije, previa solicitud, condiciones particulares de descarga
que tomen en consideración lo anterior.
4.2. Los límites máximos permisibles de coliformes totales, medidos como el
número más probable por cada 100 ml, en las descargas de aguas residuales
provenientes de la industria de matanza de animales y empacado de cárnicos,
considerando o no las aguas de servicio son:
4.2.1. 10 000 como límite promedio diario y 20 000 como límite instantáneo
cuando se permita el escurrimiento libre de las aguas residuales de
servicios o su descarga a un cuerpo receptor, mezcladas con las aguas
residuales del proceso industrial.
4.2.2. Sin límite, en el caso de que las aguas residuales de servicios se
descarguen separadamente y el proceso para su depuración prevea su
infiltración en terreno, de manera que no se cause un efecto adverso en los
cuerpos receptores.
4.3. Condiciones particulares de descargas
En el caso de que se identifiquen descargas que a pesar del cumplimiento de los
límites máximos permisibles establecidos en esta norma causen efectos negativos
en el cuerpo receptor, la Secretaría de Agricultura y Recursos Hidráulicos a través
de la Comisión Nacional del Agua, fijará condiciones particulares de descarga para
señalar límites máximos permisibles más estrictos de los parámetros de la tabla 1,
además, podrá establecer límites máximos permisibles si lo considera necesario,
en los siguientes parámetros:
Color
Conductividad eléctrica
Fósforo total
Sólidos disueltos totales
5. MUESTREO
5.1 Los valores de los parámetros en las descargas de aguas residuales provenientes
de la industria de matanza de animales y empacados cárnicos a cuerpos receptores,
se obtendrán del análisis de muestras compuestas que resulten de la mezcla de las
muestras simples tomadas éstas en volúmenes proporcionales al caudal medido en el
sitio y en el momento del muestreo de acuerdo con la tabla 2.
Tabla 2
HORAS POR DÍA QUE
OPERA EL PROCESO
GENERADOR DE LA
DESCARGA
NÚMERO DE
MUESTRAS
HASTA 8
MÁS DE 8 Y HASTA 12
MÁS DE 12 Y HASTA 18
MÁS DE 18 Y HASTA 24
4
4
6
6
INTERVALO ENTRE TOMA DE
MUETRAS SIMPLES (HORAS)
MÍNIMO
1
2
2
3
MÁXIMO
2
3
3
4
5.2. En el caso que durante el período de operación del proceso generador de la
descarga, esta no se presente en forma continua, el responsable de dicha descarga
deberá presentar a consideración de la autoridad competente, la información en la que
se describa su régimen de operación y el programa de muestreo para la medición de
los parámetros contaminantes.
5.3. El reporte de los valores de los parámetros de las descargas de aguas residuales
obtenidos mediante el análisis de las muestras compuestas a que se refiere el punto
5.1, se integrará en los términos que establezca la autoridad competente.
6. MÉTODOS DE PRUEBA
Para determinar los valores de los parámetros señalados en la tabla 1, se deberán aplicar
los métodos de prueba, que se establecen en las normas mexicanas referidas en le punto
3.
7. VIGILANCIA
La Secretaría de Agricultura y Recursos Hidráulicos por conducto de la Comisión Nacional
del Agua, es la autoridad competente para vigilar el cumplimiento de la presente norma
oficial mexicana, coordinándose con la Secretaría de Marina cuando las descargas sean
al mar y con la Secretaría de salud cuando se trate de saneamiento ambiental.
8. SANCIONES
El incumplimiento de la presente norma oficial mexicana será sancionado conforme a lo
dispuesto por la Ley General del Equilibrio Ecológico y la Protección al Ambiente, la Ley
de Aguas Nacionales y demás ordenamientos jurídicos aplicables.