Caracterización del efluente

La caracterización del efluente se realizó por medio de los siguientes parámetros: DBO_5,20 (SM 5210), DQO_T(SM 5220 C), color verdadero (SM 2120 B), turbidez (SM 2130 B), pH (SM 4500H⁺ B), alcalinidad total (SM 2320 B), NTK (SM 4500-N_org B), nitrógeno amoniacal (SM 4500-NH₃ D), nitritos (SM 4500-NO₂ B), nitratos (SM 4500-NO₃ ^- B), sólidos totales (SM 2540 B), fósforo total y ortofosfatos (SM 4500-P C), de acuerdo a lo establecido en el Método estándar (SM) de análisis de aguas y líquidos residuales (APHA et al., 2005). Entre paréntesis después de cada parámetro fisicoquímico evaluado se indica el código del método analítico usado para su determinación.

Montaje y operación del tratamiento fisicoquímico

Para el tratamiento fisicoquímico del efluente industrial se utilizó la prueba de Jarras, mediante un equipo con un agitador múltiple de velocidad variable (Phipps y BirdInc, Modelo No. 300) que creó una turbulencia simultánea en 6 vasos de precipitado de 500 ml, con dosis variable de cada coagulante utilizado, reproduciendo las condiciones de operación que se producen en una planta de tratamiento. Se realizó un mezclado rápido a 100 rpm por 1 minuto, luego una mezcla lenta a 30 rpm por 20 minutos y se finalizó el proceso con la fase de sedimentación, en la cual se dejó el agua en reposo por un lapso de 30 minutos (^{Koohestanian et al., 2008}; ^{Carrasquero et al., 2014}b).

Después del período de sedimentación, se procedió a captar una muestra del sobrenadante en un punto situado aproximadamente 2 cm por debajo de la parte superior del nivel de líquido de cada vaso de precipitado con la finalidad de determinar los parámetros color, turbidez, pH y DQO, de acuerdo a la metodología del método estándar (APHA et al., 2005).

Esta fase de la investigación se llevó a cabo evaluando la eficiencia de los coagulantes: sulfato de aluminio, quitosano y poliacrilamida. El rango de concentración evaluado para el sulfato de aluminio (Scharlau, Alemania) osciló entre 20 y 520 mg/l, de acuerdo a lo sugerido por ^{Hamdani et al., (2005)}. La dosificación del sulfato de aluminio se realizó en húmedo a partir de una solución de 10% p/v.

El quitosano se dosificó a partir de una solución madre de 10.000 mg/l de quitosano (Biofloc®, Innovaquito, Venezuela) disuelto en ácido acético en un rango de 50 a 800 mg/l. Este polímero fue obtenido a partir de desechos de la industria procesadora de cangrejos ubicada en el estado Zulia, Venezuela, mediante los procesos de desproteinizacion, desmineralización, decoloración y desacetilación (^{Colina et al., 2014}: Pardo et al., 2014).

La poliacrilamida (Nalco Holden Company, Estados Unidos) utilizada fue de carga catiónica y alto peso molecular, la cual es un homopolímero de acrilamida que es sintetizado en forma de cadena lineal o entrecruzado. Este polímero presentó una gravedad específica a 25°C de 1,08 a 1,18. Se utilizó en un rango de concentraciones que osciló entre 70 y 200 mg/l.

La dosis óptima definitiva se determinó como función de la máxima reducción de DQO, menor color verdadero y turbidez residual y el menor gasto de la solución coagulante. Luego en el efluente tratado con la dosis óptima, se procedió a medir los parámetros sólidos totales, fósforo total, NTK, nitratos, nitritos, NT y alcalinidad total, de acuerdo a la metodología del método estándar (APHA et al., 2005).

Diseño experimental

El experimento fue conducido mediante un diseño completamente al azar, con un total de tres tratamientos (quitosano, sulfato de aluminio y poliacrilamida) con tres repeticiones para cada dosis utilizada. Los resultados de la caracterización del efluente (DBO_5,20, pH, alcalinidad total, sólidos totales, fósforo total y ortofosfatos) fueron expresados utilizando estadística descriptiva, señalando los valores de tendencia central (media) y su dispersión (desviación estándar).

Los resultados de las remociones de los parámetros color, turbidez, DQO, NTK, fósforo total, sólidos totales, alcalinidad total, nitratos y nitritos se compararon mediante un análisis de varianza y separación de medias a través de la prueba de Tukey, utilizando el programa estadístico SPSS, versión 20.0, con la finalidad de determinar las diferencias significativas entre los tratamientos evaluados. Antes de realizar el ANOVA se comprobaron, tanto la homogeneidad de las varianzas (Test de Bartlett) como la distribución normal de los residuos (Test de Kolmogorov-Smirnov), cumpliendo con dichos preceptos sin requerir transformación matemática.

Caracterización del efluente tratado en el SBR

En la Tabla 1 se presenta la caracterización fisicoquímica del efluente proveniente del matadero de cerdos tratado biológicamente, donde se reportan los valores medios y su dispersión expresada a través de la desviación estándar, así como se indican los límites establecidos por la norma venezolana para la descarga a los cuerpos de agua (Decreto 883, 1995).

Tabla 1 Caracterización del efluente porcícola proveniente del tratamiento biológico en el SBR. 

Nota: n=5. DE= Desviación estándar. Número de mediciones realidad. Norg: Nitrógeno orgánico. 1Límites permisibles de descarga en cuerpos de agua, Decreto 883 (1995).

Se observó que el efluente proveniente del tratamiento biológico presentó un contenido promedio de materia orgánica medida como DBO_5,20 y DQO_T de 116±24 y 865±152 mg/l, respectivamente. Este valor de DQO puede atribuirse al hecho de que los efluentes del sacrificio de cerdos presentan elevadas concentraciones de DQO, en la que la fracción biodegradable oscila entre 57 y 76 % de la DQO total, siendo el resto no biodegradable o correspondiente con la fracción recalcitrante (^{Boursier et al., 2005}; ^{Béline et al., 2007}). Cabe mencionar, que este efluente proviene de un proceso biológico que sólo se encargó a través de la acción de los microorganismos, de remover la parte biodegradable de la materia orgánica presente en el agua residual, por lo que dentro del valor obtenido en la caracterización correspondiente a 865 mg DQO/l, el mayor porcentaje corresponde a material recalcitrante soluble que no pudo ser removido por vía biológica.

Se observa que el efluente del SBR presentó una concentración promedio de nitrógeno total de 89±15 mg/L. La concentración de nitrógeno orgánico representó el 62,9% del nitrógeno total en el efluente tratado, mientras que las formas inorgánicas de nitrógeno representaron el 37.1%.

Las concentraciones de fósforo total oscilaron entre 8,09 y 9,37 mg/l, cumpliendo con el límite establecido. Las concentraciones de ortofosfatos variaron entre 7,37 y 8,19 mg/l, representando el 89,1% de la concentración de fósforo total.

Con respecto al pH y a la alcalinidad total, el efluente industrial presentó un valor promedio de 7,75±0,22 unidades y 700±184 mg CaCO₃/l. Este valor de alcalinidad de impide variaciones de pH, permitiendo aplicar con éxito el tratamiento del agua residual (^{Bhuptawat et al., 2007})

Tratamiento con sulfato de aluminio

En la Figura 1 se presentan los valores residuales de color verdadero, turbidez, DQO y pH, así como los porcentajes de reducción para cada una de las dosis aplicadas (20 - 520 mg/L). Se observó una disminución progresiva desde 25 hasta 15 UC Pt-Co a medida que se aumentó la dosis de sulfato de aluminio de 20 a 360 mg/L. Los mayores porcentajes de reducción de color (42,3%) se obtuvieron utilizando dosis que se encontraron entre 360 y 430 mg/L.

La dosis del coagulante de 430 mg/L generó la mayor reducción de turbidez, alcanzándose un valor de 90,4% de reducción. Al igual que para el color, se observó una disminución progresiva de la turbidez desde 16,0 hasta 1,3 UNT a medida que se aumentó la dosis de sulfato de aluminio. Sin embargo, a partir de la dosis de 430 mg/L el valor de turbidez residual se incrementó hasta alcanzar 5 UNT, disminuyendo los porcentajes de reducción de 90,4 a 83,6%. Este fenómeno también fue reportado por ^{Lanciné et al., (2008)}, y se debe a que el exceso de coagulante es absorbido en la superficie de la partícula, produciendo una carga invertida a la carga original y generando una perdida en la eficiencia de coagulación y una resuspensión del flóculo. (^{Andía, 2000}; ^{Carrasquero et al., 2017}).

Figura 1 Porcentajes de reducción y valores residuales de color (a), turbidez (b), DQO (c) y pH en función de la dosis de sulfato de aluminio (Las barras verticales indican la media aritmética ± desviación estándar. n:3. n:número de repeticiones). 

A medida que se incremento la dosis de sulfato de aluminio, se observó una disminución del pH residual. ^{Baltazar y Caprari (2004)} indicaron que los incrementos en las dosis de sulfato de aluminio provocan una disminución en los valores de pH, debido a que el ión aluminio (Al₃ ⁺) es un ión ácidos de Lewis que reacciona con los iones (OH-) presentes en la solución acuosa formando Al(OH)₃ y productos de hidrólisis con carga positiva como [Al(OH)]⁺² y [Al₈(OH)₂₀]⁺⁴.

La dosis de 430 mg/L de sulfato de aluminio permitió obtener los menores valores de los parámetros de control (color, turbidez y DQO), manteniendo un pH dentro de lo establecido en la normativa venezolana (Decreto 883, 1995), por lo que se consideró la dosis óptima para este coagulante. Esta dosis pudiera ser considerada elevada si se compara con la reportada por otros autores. ^{Domínguez et al., (2007)} reportaron una dosis de 133 mg/L de sulfato de aluminio como dosis óptima en el tratamiento de efluentes porcícolas con una DQO inicial de 1060 mg/L y una turbidez de 115 UNT. Estas diferencias pueden ser explicadas por los mecanismos de coagulación que prevalecen en los procesos de reducción de turbidez y DQO. La dosis óptima de un coagulante depende del pH y sobre todo de la turbidez del agua inicial. A pH cercanos a 7,4 (el punto isoeléctrico del hidróxido de aluminio) el mecanismo que prevalece es el de adsorción y neutralización de cargas. Este mecanismo consiste en las interacciones entre coagulante-coloide, coagulante-solvente y coloide-solvente. Cuando se añade sulfato de aluminio al agua se forma una serie de especies solubles hidrolizadas como: Al³⁺, Al(OH)²⁺, Al₈(OH)⁴⁺ ₂₀ y Al(OH)₄, las cuales se adhieren o forman complejos superficiales con el coloide, y lo desestabilizan, lo que permite la formación de flóculos.

Cabe destacar que cuando la cantidad de coloides presente en el agua es baja, es decir, aguas con una baja turbidez, como el efluente tratado en ek presente estudio, la distancia entre las moléculas es grande y por lo tanto, la fuerza de atracción es menor y la energía requerida para su desestabilización es mayor, así como también el tiempo de reacción y la cantidad de coagulantes. Razón por la cual la dosis óptima del sulfato de aluminio fue mayor que en otros estudios.

Para lograr buenas eficiencias de reducción en aguas de baja turbidez, deben agregarse dosis de coagulante suficientemente altas, para que se forme rápidamente un precipitado gelatinoso, el cual físicamente arrastra a las partículas coloidales de la suspensión, de modo que pueda llevarse a cabo una coagulación por barrido en combinación con una coagulación por adsorción y neutralización de cargas (^{Biggs et al., 2000}; ^{Jarvis et al., 2005}).

Tratamiento con quitosano

En la Figura 2 se presentan los valores residuales de color, turbidez, DQO y pH, así como los porcentajes de reducción para cada una de las dosis aplicadas de quitosano (50 - 800 mg/L). Se observó una disminución de los parámetros de control turbidez, color y DQO a medida que se incrementaba la dosis de quitosano, alcanzando los menores valores residuales cuando se utilizaron dosis comprendidas entre 650 y 750 mg/L.

Figura 2 Porcentajes de reducción y valores residuales de color (a), turbidez (b), DQO (c) y pH en función de la dosis de quitosano (Las barras verticales indican la media aritmética ± desviación estándar. n:3. n:número de repeticiones). 

Los valores de turbidez disminuyeron de 15.6 a 2.9 UNT cuando la dosis de quitosano se aumentó de 50 a 700 mg/L, observando un incremento de la turbidez a partir de la dosis de 700 mg/L, producto de una sobredosificación del coagulante que ocasionó la reinversión del flóculo, la regeneración del coloide y en consecuencia no se produce una buena coagulación (^{Arboleda, 2000}).

Se obtuvo el mismo comportamiento para el color y la DQO, alcanzando los máximos porcentajes de reducción cuando se utilizó la dosis de 700 mg/L, los cuales disminuyeron luego al superar esta dosis. Por lo tanto, la dosis de 700 mg/L representó el punto de quiebre en las curvas de variación de los parámetros de control. El aumento de los valores residuales de color, turbidez y DQO ocurre por el fenómeno de re-estabilización de las cargas, típico de un sistema coagulación/floculación controlado por la neutralización de la carga (^{Zonoozi et al., 2011}).

Cuando una gran cantidad de quitosano es añadido, la efectividad de la coagulación por puente químico se vuelve relativamente débil y los coloides son re-estabilizados. El exceso de quitosano tiene una tendencia a destruir los enlaces entres los polímeros o a invertir la carga de la partícula y vuelve a estabilizarlas, exhibiendo por eso un aumento en la turbidez residual (Zemmouri et al., 2013).

Se observó una ligera disminución del pH al aumentar la dosis del quitosano, obteniendo el menor valor de pH (6.9) cuando se utilizó la mayor dosis (800 mg/L). Este comportamiento se puede atribuir a que el quitosano presenta un pH ácido. El quitosano es un co-polímero lineal hidrofóbico y para que los grupos aminos sean protonados y se vuelva soluble se diluye en ácido acético, lo que le confiere un carácter ácido (^{Renault et al., 2009}).

Los máximos porcentajes de reducción de turbidez, color y DQO alcanzados durante el tratamiento con quitosano fueron de 81,7; 61,5 y 84,5%, respectivamente. Se ha reportado que el quitosano es capaz de remover color y sólidos suspendidos mediante el proceso de coagulación-floculación debido a la reactividad de los grupos aminos (^{Renault et al., 2009}). La eliminación de materia orgánica medida por acción del quitosano se lleva a cabo principalmente por dos mecanismos, adsorción en los grupos aminos protonados y adsorción en los grupos hidróxilos (^{Dionisia et al., 2014}).

Resultados similares fueron reportados por otros investigadores quienes alcanzaron eficiencias de reducción de DQO entre 55 y 75% tratando aguas residuales de una industria de alimentos, así como de 60 y 55% usando quitosano como coagulante en efluentes lácteos y de una cervecería, respectivamente (^{No y Mayer, 2000}; ^{Cheng et al., 2005}).

Tratamiento con poliacrilamida

En la Figura 3 se presentan los valores residuales de color, turbidez, DQO y pH ,así como los porcentajes de reducción para cada una de las dosis aplicadas de la poliacrilamida catiónica (70 a 200 mg/L). Se observó que el incremento en la dosis de poliacrilamida causó una diminución en los valores de color, turbidez y DQO cuando la dosis se encontró entre 70 y 90 mg/L. Dosis superiores a 90 mg/L originaron un incremento en los valores residuales y una disminución de los parámetros medidos. Para dosis superiores a 120 mg/L, se obtuvieron ligeras variaciones del color, turbidez y pH con el aumento de la dosis del coagulante polimérico.

Figura 3 Porcentajes de reducción y valores residuales de color (a), turbidez (b), DQO (c) y pH en función de la dosis de poliacrilamida(Las barras verticales indican la media aritmética ± desviación estándar. n:3. n:número de repeticiones). 

Los porcentajes de reducción de turbidez se encuentran cercanos a los reportados por Herrera et al., (2014), quienes alcanzaron porcentajes de redución de 89.4% en el tratamiento de aguas residuales domésticas con niveles de turbidez inicial de 154 UNT. Cogollo (2010) evaluó la clarificación de aguas usando coagulantes poliméricos concluyendo que estos clarificantes eran capaces de ofrecer mejores parámetros de calidad de agua al obtenerse elevados porcentajes de reducción de turbiedad a menores dosificaciones que los coagulantes químicos convencionales (sales de aluminio y sales de hierro).

Se observó poca variación de los valores de pH del efluente producto de las dosificaciones de poliacrilamida. ^{Giordani et al., (2008)} durante la evaluación de la efectividad de polímeros en la clarificación de aguas para consumo, obtuvieron que el valor del pH a la salida del tratamiento no presento variaciones significativas con respecto al pH de entrada.

Comparación de la efectividad de los coagulantes evaluados.

En la Tabla 2 se presentan los valores de los parámetros fisicoquímicos obtenidos después del tratamiento de coagulación-floculación y sedimentación para las dosis óptimas seleccionadas de cada uno de los coagulantes evaluados. Se observó que sólo el tratamiento con quitosano generó un efluente con parámetros fisicoquímicos acorde con los límites máximos permisibles de descarga a cuerpos de agua (Decreto 883, 1995).

Tabla 2 Valores residuales después del tratamiento fisicoquímico de los efluentes porcícolas. 

Nota: n=3. Número de mediciones realizadas. Se reportan las medias aritméticas ± desviación estándar 1 Límites permisibles de descarga en cuerpos de agua (Decreto 883, 1995). ND: No detectable (Límite de detección: 1 mg/L).

En la Tabla 3 se presentan los porcentajes de reducción de color, turbidez, DQO_T, NT y N-NOx^- y los resultados del análisis de varianza y separación de medias. No se encontraron diferencias significativas (P=0,567) entre los tres coagulantes utilizados para la reducción de DQO. Sin embargo, se encontraron diferencias significativas (P=0,002) para el resto de las eficiencias determinadas, siendo el sulfato de aluminio el coagulante más efectivo para la reducción de turbidez, mientras que el quitosano lo fue para la reducción de color, NT y PT

Tabla 3 Reducción de los parámetros fisicoquímicos medidos durante el postratamiento de los efluentes porcícolas. 

Nota: n=3. Número de mediciones realizadas. Se reportan las medias aritméticas ± desviación estándar Letras diferentes como superíndice en la misma fila indican diferencias significativas según la prueba de Tukey (P≤0.05)

Se observó que el tratamiento con quitosano permitió obtener los mayores porcentajes de reducción de nitrógeno y fósforo, obteniendo valores residuales de estos parámetros que cumplieron con lo establecido en la normativa venezolana (Decreto 883, 1995). Esto puede atribuirse a la naturaleza del material remanente y los mecanismos de coagulación del quitosano que actúan de manera simultánea, e incluyen: a) neutralización de cargas, a través de los grupos aminos protonados, b) adsorción e interacción con el material coloidal a través de los grupos funcionales y los sitios activos disponibles en la estructura polimérica c) formación de puente interparticular y d) barrido. Por su parte, los coagulantes químicos tradicionales como el sulfato de aluminio sólo actúan por adsorción y neutralización de carga, y cuando la dosis del químico excede su solubilidad en el agua actúa por barrido del material particulado y de los flóculos formados.

La naturaleza del material remanente en el efluente del reactor es fundamentalmente soluble, constituido por materia orgánica inerte, nitrógeno orgánico no biodegradable, y ortofosfatos. La concentración de nitrógeno obtenida luego del tratamiento fisicoquímico corresponde a compuestos orgánicos solubles e inertes. ^{Louvet et al., (2013)} identificaron proteínas y aminoácidos que contribuyen al nitrógeno del efluente de un matadero de reses tratado en un SBR, indicando que entre los compuestos identificados por fluorescencia están proteínas como la albúmina, la metaloporfirina y la globulina, y aminoácidos como la tirosina, y el triptófano.

Se observó que el tratamiento con quitosano permitió tanto la reducción de material disuelto como material suspendido, ya que logró disminuir los valores de materia orgánica, nitrógeno, fósforo y sólidos, así como también los valores de turbidez. Por el contrario, el sulfato de aluminio y la policrilamida fueron altamente efectivos (>80%) en la reducción de material suspendido que origina turbidez, pero poco efectivos en la reducción de material soluble que contribuye a la concentración de nitrógeno y fósforo.