LA BENTONITA COMO AGENTE CLARIFICANTE DE UN EFLUENTE INDUSTRIAL ALIMENTARIO: SU COMPARACION CON
COAGULANTES QUIMICOS TRADICIONALES
Publicación Cuatrimestral. Vol. 5, No 2, Mayo/Agosto, Año 2020, Ecuador (p. 11-31) 11
Publicación Cuatrimestral. Vol. 5, No 2, Mayo/Agosto, 2020, Ecuador (p. 11-31). Edición continua
LA BENTONITA COMO AGENTE CLARIFICANTE DE UN EFLUENTE
INDUSTRIAL ALIMENTARIO: SU COMPARACION CON COAGULANTES
QUIMICOS TRADICIONALES
Sedolfo Carrasquero*, Aura Márquez, Amelia Segovia, Gabriela Zambrano, Altamira Díaz,
Gilberto Colina
Departamento de Ingeniería Sanitaria y Ambiental (DISA). Facultad de Ingeniería. Universidad del Zulia.
*Autor para la correspondencia: scarrasquero@fing.luz.edu.ve
Recibido: 31-8-2019 / Aceptado: 25-7-2020 / Publicación: 31-8-2020
Editor Académico: Marynes Montiel
RESUMEN
Los efluentes industriales ocasionan graves impactos ambientales, su adecuado tratamiento y su posterior reutilización
contribuye a un consumo sostenible del agua. En esta investigación se evaluó la efectividad de la bentonita (BT) como
clarificante y se comparó con los coagulantes químicos tradicionales: sulfato de aluminio (SA) y cloruro férrico (CF)
durante el tratamiento de los efluentes de un complejo industrial alimentario. Este estudio se llevó a cabo utilizando aguas
residuales provenientes de industrias manufactureras de harina de trigo y pastas localizada en San Francisco, Venezuela.
La caracterización del efluente se realizó mediante la medición de los parámetros: demanda bioquímica de oxígeno,
demanda química de oxígeno, alcalinidad total, sólidos totales, sólidos suspendidos totales, sólidos sedimentables, color
real, pH y turbidez. Los tratamientos se ejecutaron a través de corridas exploratorias con dosis que oscilaron entre 0 y 400
mg/L. El experimento se condujo con un diseño que toma muestras al azar y aplica tres tratamientos (SA, CF y BT),
usando el equipo de la prueba de jarra, para reproducir las condiciones de una planta de tratamiento. Las dosis óptimas
que permitieron obtener porcentajes de remoción de 98, 90 y 98% para el color y 92, 93 y 97% para la turbidez, fueron
260, 200 y 40 mg/L para el SA, CF y BT, respectivamente. Existieron diferencias significativas entre los tratamientos
realizados, siendo la bentonita dosificada en húmedo la que arrojó las mayores remociones y generó un efluente que
cumplió con la normativa venezolana vigente para descargas en cuerpos de agua.
Palabras clave: tratamiento fisicoquímico, aguas residuales industriales, bentonita, cloruro férrico, sulfato de aluminio.
BENTONITE AS CLARIFIER AGENT OF A FOOD INDUSTRIAL
EFFLUENT: ITS COMPARISON WITH TRADITIONAL CHEMICAL
COAGULANTS
ABSTRACT
Industrial effluents cause serious environmental impacts, proper treatment and subsequent reuse for multiple uses
contributes to sustainable water consumption, which is why it is necessary to apply treatments to improve the conditions
of the effluent. The effectiveness of bentonite (BT) as a clarifying agent was evaluated and compared with chemical
coagulants: aluminum sulfate (AS) and ferric chloride (FC) by a physicochemical treatment of coagulation-flocculation
in effluents of a food industrial complex. This study was carried out using wastewater from a manufacturing industrial
complex of wheat flour and pastas. Wastewater characterization was performed by measuring the parameters: biochemical
oxygen demand (BOD
5,20
), chemical oxygen demand (COD), total alkalinity, total solids (TS), total suspended solids
Artículo de Investigación
Ciencias Químicas
Artículo de Investigación
Sedolfo Carrasquero, Aura Márquez, Amelia Segovia, Gabriela Zambrano, Altamira Díaz, Gilberto Colina
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(TSS), settleable solids (SS), true colour, pH and turbidity. The treatments were carried out by conducting exploratory
runs with doses of coagulants ranging between 0 and 300 mg/L. The experiment was conducted by using a completely
randomized design with a total of three treatments (SA, CF y BT) and the jar test equipment, which reproduces the
treatment plant conditions. Optimal doses obtained for the clarifying agents were 260, 200, and 40 mg/L, for a removal
of 98, 90, and 98% for colour and 92, 93, and 97% for turbidity, respectively. There were significant differences between
the treatments performed, being the wet bentonite the one that produced the highest elimination percentages. The effluent
quality obtained from the treatments fulfilled the Venezuelan standards for discharge in water bodies.
Keywords: physicochemical treatment, coagulation, industrial wastewater, effluent, bentonite, ferric chloride, aluminum
sulfate
BENTONITE COMO AGENTE DE CLAREAMENTO DE UM EFLUENTE
INDUSTRIAL DE ALIMENTOS: SUA COMPARAÇÃO COM
COAGULANTES QUÍMICOS TRADICIONAIS
RESUMO
Os efluentes industriais causam sérios impactos ambientais, o tratamento adequado e a reutilização subsequente para usos
múltiplos contribuem para o consumo sustentável de água. Nesta pesquisa, a eficácia da bentonita (BT) como clarificante
foi avaliada e comparada com coagulantes químicos tradicionais: sulfato de alumínio (SA) e cloreto férrico (CF) durante
o tratamento de efluentes de um complexo industrial de alimentos. Este estudo foi efetuado utilizando águas residuais das
indústrias de farinha de trigo e massas localizado em San Francisco, Venezuela. A caracterização da água residual foi
realizada através da medição dos parâmetros: demanda bioquímica de oxigênio, demanda química de oxigênio,
alcalinidade total, sólidos totais, sólidos totais em suspensão, sólidos sedimentáveis, cor real, pH e turbidez. Os
tratamentos foram feitos por meio de execuções exploratórias com doses variando de 0 a 400 mg/L.O experimento foi
conduzido em delineamento inteiramente casualizado, com um total de três tratamentos (SA, CF e BT), utilizando o
equipamento de teste em jar, que reproduz as condições de uma estação de tratamento. As doses ótimas que permitiram
obter porcentagens de remoção de 98, 90 e 98% para cor e 92, 93 e 97% para turbidez, foram 260, 200 e 40 mg / L para
SA, CF e BT, respectivamente. Houve diferenças significativas entre os tratamentos realizados, sendo a bentonita úmida
a que produziu as maiores porcentagens de remoção e gerou um efluente que atendeu às normas venezuelanas em vigor
para descargas em corpos d'água.
Palavras-chave: tratamento físico-químico, efluentes industriais, bentonita, cloreto férrico, sulfato de alumínio.
Citación sugerida: Carrasquero, S., Márquez, A., Segovia, A., Zambrano, G., Diaz, A., Colina, G. (2020). La bentonita
como agente clarificante de un efluente industrial alimentario: su comparación con coagulantes químicos tradicionales.
Revista Bases de la Ciencia, 5(2), 11-31. DOI: 10.33936/rev_bas_de_la_ciencia.v5i2.1978 Recuperado de:
https://revistas.utm.edu.ec/index.php/Basedelaciencia/article/view/1978
Orcid IDs:
Ph.D. Sedolfo Carrasquero: https://orcid.org/0000-0002-4725-963X
MSc. Aura Márquez: https://orcid.org/0000-0001-8796-5857
Ing. Amelia Segovia: https://orcid.org/0000-0001-7931-0690
Ing. Gabriela Zambrano: https://orcid.org/0000-0001-8326-2417
Ph.D. Altamira Díaz: https://orcid.org/0000-0001-7013-5267
Ph.D. Gilberto Colina: https://orcid.org/0000-0002-6623-0760
Ph.D. Marynes Montiel: https://orcid.org/0000-0002-6249-0362
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1. INTRODUCCIÓN
Las aguas residuales industriales ocasionan graves impactos ambientales debido a que contienen
materia orgánica y nutrientes que provocan la eutrofización y reducción del oxígeno disuelto en los
cuerpos de agua. También contienen sólidos suspendidos que aumentan la turbidez, compuestos
orgánicos e inorgánicos que producen toxicidad y microorganismos patógenos que provocan
episodios de enfermedades hídricas (Mihelcic y Zimmerman, 2012). Una cantidad excesiva de sólidos
es peligrosa para los peces y otras formas de vida acuática por la obstrucción de los órganos
respiratorios (branquias), reducción de la intensidad de la radiación luminosa y modificación de las
cadenas alimenticias (Ramos, Sepúlveda y Villalobos, 20003).
En Venezuela, la mayoría de los vertidos de aguas residuales, tanto domésticos como industriales, no
son sometidos a ningún tratamiento de depuración, sino que simplemente se descargan al sistema de
drenaje municipal y en los cuerpos de aguas, dejando que estos sistemas, con mayor o menor eficacia,
degraden los desechos de forma natural (Carrasquero, Rodríguez, Bernal y Díaz, 2018; Palmero et
al., 2009;). Según fuentes oficiales, sólo el 14,4% de las fuentes emisoras de efluentes industriales
poseen sistemas de tratamiento (PNUMA-MPPPA-IFLA, 2010).
Las aguas residuales procedentes de las industrias procesadoras de harina se caracterizan por
presentar concentraciones de sólidos totales y materia orgánica que sobrepasan los límites
establecidos por la normativa venezolana para la descarga en cuerpos de agua contemplados en el
Decreto 883 (Carrasquero, Cordero, Mas y Rubi y Vargas, 2015a; Gaceta Oficial, 1995). El adecuado
tratamiento de aguas residuales industriales y su posterior uso contribuye a un consumo sostenible
del agua y a la regeneración ambiental del dominio público hidráulico, marítimo y de los ecosistemas
(Fernández et al., 2006).
En la depuración de aguas residuales industriales es habitual someter éstas a un tratamiento
fisicoquímico previo a su descarga hacia la red de alcantarillado o los cuerpos de aguas receptores
(ríos, pantanos y mares), siendo el más utilizado la coagulación-floculación. Este tipo de tratamiento
presenta grandes ventajas como una menor sensibilidad a las variaciones tanto de caudal como de
composición, gran flexibilidad en el diseño de la planta y posibilidad de adaptación según las
características del vertido (Aguilar, Sáez, Llorens y Solar, 2002; Metcalf y Eddy, 2003).
Los coagulantes comúnmente utilizados son las sales de aluminio, hierro, calcio y los polímeros. El
sulfato de aluminio y el cloruro férrico son coagulantes utilizados en el tratamiento de aguas
residuales industriales, por su bajo costo, fácil manejo, preparación y aplicación debido a su capacidad
de convertir material coloidal en agregados fácilmente sedimentables (Barghava, 2016; Güvenç y
Güvenç, 2020; Li, Wu, Du, Zhong y Yang, 2020; Orescanin, Kollar, Nad, Lourencie y Mikulic, 2012).
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De igual manera, la bentonita es una arcilla natural que posee excelentes propiedades coloidales, es
de bajo costo y ampliamente utilizada en los procesos de coagulación en aguas residuales para
producir un flóculo más compacto con mayor velocidad de sedimentación (Awad, Li y Hongtao,
2013).
El objetivo de la investigación fue evaluar la efectividad de la bentonita, dosificada en seco y húmedo,
como agente clarificante en el tratamiento de efluentes generados en un complejo industrial
alimentario, comparando su efectividad con químicos tradicionales como el sulfato de aluminio y el
cloruro férrico.
2. MATERIALES Y MÉTODOS
2.1. Origen y caracterización del agua residual
El agua residual industrial proviene de un complejo industrial alimentario ubicado en el municipio
San Francisco, Estado Zulia, Venezuela. El complejo se dedica a la producción y distribución de
harina de trigo y pastas para consumo familiar e industrial. La captación del efluente se realizó usando
el método 1060: Recolección de muestras y preservación (APHA, 2005), a través de un muestreo
aleatorio simple de manera manual, tomando el agua residual en la tanquilla de descarga en
recipientes de polietileno de alta densidad, limpios con capacidad de 25 L. La Tabla 1 muestra las
características fisicoquímicas que se midieron en el efluente industrial.
2.2. Montaje y operación del tratamiento fisicoquímico
Se utilizó como clarificante la arcilla bentonita (Montmorrillonita sódica, Arcicol, Colombia). Se
comparó la efectividad de la arcilla con productos comerciales de fácil adquisición, sulfato de
aluminio (Scharlau, España) y cloruro férrico (Riedel-de Haën, Alemania). Se realizaron diferentes
pruebas de jarra exploratorias para determinar las dosis de bentonita, sulfato de aluminio y cloruro
férrico que permitieron generar el efluente con mejores características. Las pruebas se realizaron en
el agua residual industrial cruda y en el agua residual con una sedimentación previa de 30 minutos.
De igual manera, se realizaron sin ajustar el pH original del efluente industrial (Carrasquero, Terán,
Mas y Rubí, Colina y Díaz, 2015b).
La prueba de jarra se realizó en un equipo con un agitador múltiple de velocidad variable (Phipps y
Bird Inc, Modelo No. 300), el que creó turbulencia simultánea en seis vasos de precipitado
reproduciendo de esta forma, las condiciones de coagulación-floculación que se producen en una
planta de tratamiento de aguas a escala de laboratorio. Se agregaron 300 mL de agua residual a cada
vaso de precipitado, se tomó uno de ellos como patrón y se agregaron dosis variables. Las condiciones
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de operación de la prueba de jarra fueron un (1) minuto de mezcla rápida a 100 rpm, veinte minutos
de mezcla lenta a 40 rpm, y 30 minutos de sedimentación.
Tabla 1. Parámetros físico-químicos medidos en la caracterización del efluente industrial
Parámetros
Código SM*
Método de análisis
pH
4500-H
+
Potenciométrico
DQO
T
5220-C
Digestión + Análisis Volumétrico
Turbidez
2130-B
Nefelométrico
Alcalinidad total
2320-B
Volumétrico
Dureza total
2330-C
Volumétrico
Fósforo total
4500-PC
Espectrofotómetrico
Nitritos (N-NO
2
-
)
4500-B
Espectrofotómetrico
Nitratos (N-NO
3
-
)
4500-E
Método de reducción en columna de
cadmio + espectrofotómetrico
Nitrógeno Kjeldahl (NTK)
4500-Norg B
Digestión + Análisis Volumétrico
Cloruros
4500-Cl-B
Volumétrico
Sólidos totales (ST)
2540-B
Gravimétrico
Sólidos sedimentables (SS)
2540-F
Gravimétrico
Color real
2120-C
Espectrofométrico
DBO
5,20
5210-C
Métodos de las diluciones
*SM: Standard methods (APHA, 2005).
2.3. Montaje y operación del tratamiento fisicoquímico
Al finalizar la fase de sedimentación, se captó 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 la dosis óptima para cada coagulante y posteriormente determinar los
parámetros fisicoquímicos DQO, color, turbidez, sólidos totales y pH, de acuerdo al método estándar
(APHA, 2005). Para la selección de la dosis óptima de cada coagulante se utilizaron los siguientes
criterios: máximo porcentaje de remoción de turbidez y color, cantidad mínima de dosis a usar, y
verificación de remoción de DQO y sólidos totales (Carrasquero et al., 2015a).
2.4. Preparación de las soluciones madres
2.4.1. Sulfato de aluminio (SA) y cloruro férrico (CF)
El tratamiento se llevó a cabo mediante la realización de corridas exploratorias que permitieron
conocer la dosis óptima definitiva. Las dosis utilizadas para estos coagulantes fueron agregadas con
volúmenes progresivos aumentándolas en múltiplos de 20 mg/L y variaron en un rango de 0-420
mg/L (Carrasquero et al., 2014; Carrasquero et al., 2015a). La concentración de la solución madre a
partir de la cual fueron agregadas las dosis fue de 10.000 mg/L.
2.4.2. Bentonita (BT)
Sedolfo Carrasquero, Aura Márquez, Amelia Segovia, Gabriela Zambrano, Altamira Díaz, Gilberto Colina
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La bentonita se dosificó en seco y en húmedo. Para la dosificación en seco, se agregó la dosis de la
arcilla directamente al agua residual, mientras que para la dosificación en húmedo se preparó una
suspensión agregando 10 gramos de bentonita en 1 L de agua y agitando por 24 horas, de acuerdo
con lo sugerido por Gidde, Bhalerao y Yawale (2008). A partir de esta solución se aplicaron las dosis
evaluadas. Las dosis aleatorias utilizadas se agregaron con volúmenes progresivos, aumentándolas en
múltiplos de 20 mg/L y variaron de 0 a 320 mg/L.
2.5. Diseño Experimental
Los resultados de los parámetros fisicoquímicos medidos se expresaron utilizando estadística
descriptiva, señalando los valores de tendencia central (media) y su dispersión (desviación estándar).
El experimento se condujo mediante un diseño completamente al azar, con un total de tres
tratamientos (SA, CF y BT) con tres repeticiones cada uno. Los resultados de las remociones de las
variables: color, turbidez, ST y DQO de las mejores pruebas obtenidas, 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
3. RESULTADOS Y DISCUSIÓN
3.1.Caracterización del efluente industrial
La caracterización fisicoquímica del efluente industrial se presenta en la Tabla 2, así como también
los límites establecidos por la normativa venezolana para la descarga a cuerpos de agua contemplados
en la Gaceta Oficial (1995). En esta tabla se muestra el valor medio de cada uno de los parámetros
fisicoquímicos medidos y su dispersión expresada a través de la desviación estándar.
El efluente proveniente del complejo industrial alimenticio se caracterizó por presentar un pH
promedio de 6,14 unidades. Dicho valor es similar al reportado por Banuraman y Meikandaan (2013),
Benredjem, Delimi y Boudiba (2012), Carrasquero et al. (2015a), Hazourli, Ziati, Parmar y
Upadhyay (2013) y Shabe, Salah y Janbi (2011), quienes efectuaron con éxito un tratamiento
fisicoquímico de coagulación – floculación en aguas residuales industriales con valores de pH que
oscilaron entre 6,00 y 6,90 unidades. Este parámetro se mantuvo dentro del rango impuesto por la
normativa venezolana para la descarga a cuerpos de agua (Gaceta Oficial, 1995).
Con respecto a la alcalinidad total, el efluente industrial presentó una concentración promedio de 111
mgCaCO
3
/L. Carrasquero et al. (2015a) reportaron durante la caracterización de efluentes de una
industria procesadora de harina valores que oscilaron entre 140 y 210 mg CaCO
3
/L, clasificándose el
efluente como un agua residual de baja capacidad amortiguadora (De Sousa, Correia y Colmenares,
2010).
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Tabla 2. Características del efluente del complejo industrial alimenticio
DE: desviación estándar; número de mediciones realizadas: 5. ND: No detectable. Límite de detección: 1 mg/L. UC Pt-Co: Unidades de color platino
cobalto. UNT: unidades nefelométricas de turbidez.
La concentración promedio de sólidos totales en el efluente industrial fue de 1317 mg/L. Dicho valor
se encuentra cercano al reportado por Carrasquero et al. (2014), quienes obtuvieron una concentración
de sólidos totales de 1740 mg/L en efluentes de una planta productora de harina de trigo. Por otro
lado, los valores obtenidos en la caracterización de sólidos sedimentables oscilaron entre 2,7 y 3,7
mL/L, valores que exceden el límite establecido por la normativa venezolana donde indica que un
máximo de 1,0 mL/L (Gaceta Oficial, 1995).
La concentración de materia orgánica medida como demanda química de oxígeno (DQO) que se
obtuvo para el efluente del complejo industrial alimenticio fue de 454 mg/L. Carrasquero et al. (2014)
reportaron un valor promedio de DQO de 745 mg/L durante el tratamiento de efluentes de una
industria procesadora de harina mediante coagulación – floculación. Se obtuvo que el valor de DQO
excede el límite establecido por la normativa venezolana para la descarga a cuerpos de agua. Los
valores promedios de DQO obtenidos pudieran estar asociados a compuestos surfactantes
(detergentes) utilizados durante el lavado de las unidades de la planta. Con respecto a la concentración
promedio de demanda bioquímica de oxígeno (DBO
5,20
), el valor promedio obtenido fue de 149 mg/L,
valor que excede el límite máximo para descarga en cuerpos de aguas (Gaceta Oficial, 1995).
La relación entre DBO
5,20
/DQO
T
del efluente industrial fue de 0,29; indicando que los tratamientos
biológicos no son la mejor opción para el tratamiento de estos efluentes, puesto que se ha reportado
que esta relación debería ser superior a 0,5 para lograr una fácil degradación de la materia orgánica
Parámetros
Unidad de
expresión
Valor
(media + DE)
Límites establecidos por la
norma venezolana de descarga
a cuerpos de agua
Color real
UC Pt-Co
110 + 5
500
Turbidez
UNT
117 + 24
---
pH
------
6,14 + 0,03
6 – 9
Alcalinidad total
mgCaCO
3
/L
111 + 29
----
Dureza total
mgCaCO
3
/L
19+3
----
Sólidos totales
mg/L
1317 + 63
----
Sólidos sedimentables
mL/L
3,2 +0,5
1
Nitrógeno total
mg/L
6,73 ± 0,95
40
Nitritos
mg/L
ND
10
Nitratos
mg/L
ND
10
Nitrógeno total Kjeldahl
mg/L
6,73 ± 0,95
----
Fósforo total
mg/L
1,24 ± 0,04
10
DBO
5,20
mg/L
149 ± 35
60
DQO
T
mg/L
454+60
350
Cloruros
mg/L
25 +1
1000
DBO
5,20
/DQO
T
-------
0,29 + 0,01
------
DQO/NT/PT
-------
100/0,48/0,27
------
Sedolfo Carrasquero, Aura Márquez, Amelia Segovia, Gabriela Zambrano, Altamira Díaz, Gilberto Colina
18
por los microorganismos. Si la relación es menor a 0,2, los vertidos se consideran de naturaleza
inorgánica, poco biodegradables, siendo en este caso conveniente utilizar tratamientos fisicoquímicos
(INESCOP, 2008)
El efluente industrial presentó bajas concentraciones de cloruros y dureza total, debido a que las
concentraciones promedio fueron de 25 mg/L y 19 mgCaCO
3
/L, respectivamente; lo que implica un
bajo contenido en iones calcio, magnesio y cloruros. Las bajas concentraciones de cloruros y dureza
total permitirían el reúso del efluente tratado para fines industriales o de riego, debido a que, por los
niveles de dureza, el agua se clasificaría como blanda (Soto, 2010) y por los niveles de cloruros seria
segura para utilizarse en todo tipo de cultivos.
Respecto a los parámetros físicos color y turbidez, se obtuvo un valor promedio de color real de 110
UC Pt-Co y una turbidez de 117 UNT. Esto clasificaría al efluente como un agua de turbidez alta, de
acuerdo con el criterio de Bina, Mehdinejad, Nikaeen y Movahedian (2009) que establece que niveles
de turbidez mayores de 100 UNT son considerados elevados.
La concentración de nitrógeno total en el efluente fue de 6,73 mg/L. Los efluentes provenientes del
sector alimenticio se caracterizan por contener bajo contenido de nitrógeno. Carrasquero et al.
(2015a) reportaron 7,41 mg/L de nitrógeno total (NT) durante el tratamiento de efluentes de una
industria procesadora de harina. La concentración promedio de nitrógeno total se encontró dentro de
lo establecido por la normativa venezolana (Gaceta Oficial, 1995).
El fósforo total en el efluente fue de 1,24 mg/L, valor que se encuentra dentro el rango establecido
por la normativa venezolana (Gaceta Oficial, 1995). El fósforo se encuentra en las aguas residuales
en forma de fosfatos y proviene principalmente de la materia orgánica, de los detergentes sintéticos,
de los productos de limpieza, de las diferentes actividades industriales. Los efluentes de industrias
procesadoras de harina son pobres en nitrógeno y en fósforo (Carrasquero et al., 2014; Carrasquero
et al., 2015a).
De la caracterización fisicoquímica realizada, se obtiene que los parámetros DQO, DBO y SS no
cumplieron los niveles máximos permisibles según la normativa venezolana para descarga a cuerpos
de agua, por lo que el efluente industrial debe ser sometido a un tratamiento mediante el cual se
puedan reducir los niveles de estos parámetros, y poder así llevar a cabo su descarga, disminuyendo
los efectos que puedan tener sobre el cuerpo de agua receptor.
3.2. Tratamiento fisicoquímico de coagulación – floculación.
3.2.1. Tratamiento con sulfato de aluminio.
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En la Figura 1A y 1D se muestran los valores de turbidez residual y los porcentajes de remoción de
turbidez correspondientes a cada una de las dosis aplicadas de sulfato de aluminio en el agua residual
cruda y con una sedimentación previa, respectivamente. Se obtuvo que a medida que se aumentó la
dosis de sulfato de aluminio, disminuyó la turbidez residual, aumentando el porcentaje de remoción
de turbidez hasta un valor máximo de 95,4%, cuando se utilizó una dosis de 300 mg/L para el caso
del agua residual cruda (Figura 1A).
Co= 110 UC Pt-Co. To= 112 UNT pHo= 6,14. Co= Color inicial. To = Turbidez inicial. pHo= pH inicial.
Figura 1. Variación de la turbidez, color y pH para las diferentes dosis de sulfato de aluminio en el agua residual cruda
(A, B, C) y previamente sedimentada (D, E, F)
Para el agua previamente sedimentada (Figura 1D) se obtuvieron residuales de turbidez que oscilaron
entre 12,0 y 71,0 NTU, con porcentajes de remoción comprendidos entre 1,3 y 83,3%. La dosis que
permitió obtener el valor más bajo de turbidez (12 UNT) fue 380 mg/L. Se observó que la eficiencia
de remoción de turbidez fue mayor a medida que se incrementaba la dosis de coagulante, fenómeno
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que también fue reportado por Lanciné et al. (2008). De igual forma, este comportamiento también
fue reportado por Carrasquero et al. (2015a) tratando aguas residuales de una planta productora de
harina, obteniendo un porcentaje máximo de remoción de 98,4%, con una turbidez residual de 2,5
UNT para una dosis óptima de 160 mg/L.
En la Figura 1B y 1E se muestran valores de color residual y los porcentajes de remoción de color
correspondiente a cada una de las dosis aplicadas del sulfato de aluminio. Cuando se aplicaron dosis
entre 240 y 280 mg/L en el agua residual cruda sin sedimentación previa se produjeron los menores
valores de color residual de 5 UC Pt-Co y los mayores porcentajes de remoción de 95,7%. En el agua
residual con sedimentación previa, se registraron valores residuales de color entre 5,0 y 45,0 UC Pt-
Co, alcanzándose los mayores porcentajes de remoción (90%) con dosis entre 280 y 380 mg/L.
El pH en el tratamiento fisicoquímico del agua cruda y con sedimentación previa tuvo una marcada
tendencia a disminuir a medida que se aumentó la dosis de sulfato de aluminio. La disminución de
pH puede atribuirse a que el efluente no presentó suficiente alcalinidad para neutralizar los ácidos
generados. Carrasquero, González, Díaz y Colina (2019), también reportaron una disminución en los
valores de pH en las aguas del efluente de una planta de sacrificio de cerdos, en la cual el pH del agua
residual varió de 7,75 a 6,46 unidades. Baltazar y Caprari (2004) indicaron que los incrementos en
las concentraciones de sulfato de aluminio provocan una disminución en los valores de pH debido a
la formación de productos de hidrólisis con carga positiva como Al(OH)
+2
y Al
8
(OH)
20
+4
, los cuales
se adsorben sobre las partículas cargadas negativamente reduciendo la carga y cambiando su signo.
3.2.2. Tratamiento con cloruro férrico.
En las Figuras 2A y 2B se observa que los valores residuales de turbidez oscilaron entre 4,80 y 70
UNT y los de color entre 5 y 60 UC Pt-Co, con porcentajes de remoción de turbidez que se
encontraron entre 37,5 y 95,7 %, y de color entre 48,7 y 95,7%. El mayor porcentaje de remoción de
turbidez se obtuvo cuando la dosis de cloruro férrico, osciló entre 200 y 220 mg/L, obteniéndose una
máxima remoción de 95,7%. Se observó que la solución coagulante de cloruro férrico produjo un
aumento de la turbidez cuando se utilizó una dosis de 240 mg/L, esto puede deberse a una
sobredosificación de coagulante que ocasionó la reinversión del flóculo, lo que consiste en la
regeneración del coloide y en consecuencia no se produce una buena coagulación (Arboleda, 2000;
Carrasquero, Suárez, López, Marín y Díaz, 2017).
Los resultados obtenidos se asemejan a los reportados por Altaher y Alghamdi (2011) quienes
alcanzaron una remoción de turbidez de 97% y una dosis de 200 mg/L durante el tratamiento de aguas
residuales industriales. Las diferencias obtenidas en la dosis del coagulante pueden deberse a las
diferencias entre los niveles de turbidez inicial de los efluentes tratados.
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Co= 110 UC Pt-Co. To= 112 UNT pHo= 6,14. Co= Color inicial. To = Turbidez inicial pHo= pH inicial.
Figura 2. Variación de la turbidez, color y pH para las diferentes dosis de cloruro férrico en el agua residual cruda (A, B,
C) y previamente sedimentada (D, E, F)
Para el efluente industrial sedimentado, como operación unitaria anterior al proceso de coagulación-
floculación, se obtuvieron valores residuales que oscilaron entre 12,0 y 70,9 UNT para la turbidez y
entre 20 y 40 UC Pt-Co para el color, con porcentajes de remoción de color entre 10,0 y 60,0%
(Figura 2D y 2E), mientras que para la remoción de turbidez los porcentajes de remoción obtenidos
se encontraron en un rango comprendido entre 1,4 y 77,7%.
Se observó una disminución del pH con respecto a las dosis aplicadas de cloruro férrico. Esta
disminución también fue reportada por Laines, Goñi, Adams y Camacho (2008) utilizando cloruro
férrico como coagulante en el tratamiento fisicoquímico de efluentes del lavado de vehículos y de
lixiviados de un relleno sanitario. El pH es un parámetro importante en el proceso de coagulación ya
que controla las especies de hidrólisis (Andía, 2000). Cuando se añade un coagulante (sal férrica) al
agua, se forman una serie de especies de hidrólisis solubles con carga positiva, que tienden a disminuir
el pH del agua. Las especies de hidrólisis cargadas positivamente absorben de la superficie partículas
Sedolfo Carrasquero, Aura Márquez, Amelia Segovia, Gabriela Zambrano, Altamira Díaz, Gilberto Colina
22
coloidales y las desestabilizan, este mecanismo se llama neutralización de la carga. Los bajos
potenciales de hidrógeno obtenidos luego del tratamiento con cloruro férrico pueden ser atribuidos a
que el ion férrico (Fe
3+)
es un ion ácido de Lewis, que reaccionando con los iones (OH
-
) presentes en
la solución acuosa producen Fe(OH)
3
(Song, Williams y Edyvean, 2004).
3.2.3. Tratamiento con bentonita
El tratamiento con bentonita se realizó con dosificación en húmedo y en seco en el agua residual
cruda, mientras que para el agua residual sedimentada se aplicó el tipo de dosificación más eficiente
de los evaluados en efluente sin sedimentación. Para la dosificación en húmedo se obtuvo que las
menores concentraciones de los parámetros de control: turbidez y color se lograron cuando la dosis
se encontró en el rango comprendido entre 60 y 180 mg/L, en el cual el color residual osciló entre 2,5
y 15,0 UC Pt-Co, y la turbidez entre 3,53 y 5,45 UNT. La dosis que permitió obtener los mayores
porcentajes de remoción de turbidez (96,8%) y color (97,9%) fue de 60 mg/L (Figuras 3A y 3B).
Los valores residuales de turbidez obtenidos se encuentran dentro del rango reportado por
Carrasquero et al. (2015a), quienes utilizaron la bentonita como coadyuvante del sulfato de aluminio
durante el tratamiento de efluentes de una planta productora de harina de trigo. Estos investigadores
utilizando una combinación de 80 mg/L de sulfato de aluminio y 200 mg/L de bentonita reportaron
un porcentaje máximo de remoción de 99,4%, con un valor residual de 1,4 UNT, lo que demuestra la
efectividad de la arcilla usado como químico primario o como coadyuvante.
En la Figura 3B se observa la variación del color en función de la dosis de bentonita, se obtuvo que
el mayor porcentaje de remoción de color fue de 97,5% para las dosis de 20 y 60 mg/L. Dosis
superiores a 60 mg/L ocasionaron un aumento en el color residual de 2,5 a 10 UC Pt-Co, esto puede
deberse a que el exceso de clarificante no puede ser absorbido en la superficie de la partícula coloidal
generando una perdida en la eficiencia de coagulación (Andía, 2000).
Con respecto al pH, se observaron pocas variaciones del pH residual a medida que se varió la dosis
de la bentonita. Husain, Saini y Javed (2013) obtuvieron poca variación del pH residual durante el
tratamiento de aguas residuales textiles utilizando sulfato de aluminio más bentonita como
coagulante, reportando un pH final de 6,6 unidades. Socorro, Suarez, Rincón, Díaz y Carrasquero
(2016) durante el tratamiento de efluentes de una industria procesadora de harina al utilizar bentonita
como coadyuvante a coagulantes químicos como el sulfato de aluminio y el cloruro férrico,
observaron que se producía un efecto sinérgico positivo, ya que no se producían las variaciones típicas
en el pH y debido a esto no había la necesidad de suministrar reactivos para ajustar el pH antes o
después del proceso de coagulación.
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Co= 110 UC Pt-Co. To= 112 UNT pHo= 6,14. Co= Color inicial. To = Turbidez inicial. pHo= pH inicial.
Figura 3. Variación de la turbidez (A), color (B) y pH (C) para las diferentes dosis de bentonita dosificada en húmedo en
el agua residual cruda
Los resultados para la dosificación en seco se presentan en la Figura 4. Estas pruebas se realizaron
con la finalidad de determinar la existencia de diferencias entre estos dos tipos de dosificaciones e
identificar el más eficiente. La dosis que permitió obtener los mayores porcentajes de remoción de
turbidez (98,1%) y color (87,2%) fue de 240 mg/L, cuatro veces superior a la dosis óptima cuando la
bentonita se agregó en húmedo (60 mg/L). Esta diferencia puede deberse a que, durante la preparación
Sedolfo Carrasquero, Aura Márquez, Amelia Segovia, Gabriela Zambrano, Altamira Díaz, Gilberto Colina
24
de la suspensión de la bentonita, la arcilla se hidrató aumentando su volumen y permitiendo en el
proceso de tratamiento formar flóculos de mayor tamaño que pueden barrer físicamente las partículas
coloidales.
Co= 110 UC Pt-Co. To= 112 UNT pHo= 6,14. Co= Color inicial. To = Turbidez inicial. pHo= pH inicial.
Figura 4. Variación de la turbidez (A), color (B) y pH (C) para las diferentes dosis de bentonita dosificada en seco en el
agua residual cruda
Las pruebas de jarra con agua residual previamente sedimentada se realizaron dosificando bentonita
en húmedo, debido a que este sistema de dosificación fue más eficiente. Al igual que para los
coagulantes químicos en el tratamiento con agua previamente sedimentada se obtuvieron mayores
dosis de los clarificantes, la dosis óptima de bentonita fue de 160 mg/L (Figura 5), valor superior al
obtenido en el agua sin sedimentación previa (60 mg/L). Los valores residuales oscilaron entre 5 y
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40 UC Pt-Co para el color, 4,3 y 70 UNT para turbidez. Los mayores porcentajes de remoción de
turbidez (92,60%) y color (90,0%) se obtuvieron para la dosis antes mencionada de 160 mg/L.
Co= 110 UC Pt-Co. To= 112 UNT pHo= 6,14. Co= Color inicial. To = Turbidez inicial. pHo= pH inicial.
Figura 5. Variación de la turbidez (A), color (B) y pH (C) para las diferentes dosis de bentonita dosificada en húmedo en
el agua residual previamente sedimentada
3.3. Comparación de la efectividad de los tratamientos fisicoquímicos en la remoción de DQO,
color, turbidez y sólidos totales.
Luego del proceso de coagulación-floculación y sedimentación utilizando los diferentes tipos de
coagulantes, se seleccionó la dosis óptima en cada tratamiento, las cuales se muestran en la Tabla 3.
Sedolfo Carrasquero, Aura Márquez, Amelia Segovia, Gabriela Zambrano, Altamira Díaz, Gilberto Colina
26
La dosis óptima para la bentonita, cuando se dosificó en húmedo en el agua cruda, fue de 60 mg/L,
mientras que para el sulfato de aluminio y cloruro férrico fue de 280 y 200 mg/L, respectivamente,
resultando la concentración del sulfato y del cloruro cinco y tres veces mayor a la de la arcilla. Se
obtuvo que, de los tratamientos aplicados al efluente del complejo industrial alimenticio, el
tratamiento con la bentonita dosificada en húmero en el agua residual cruda produjo los menores
valores de los parámetros físicos color, turbidez, y sólidos totales.
Tabla 3. Resumen de los tratamientos realizados con los coagulantes utilizados
Coagulantes
Tipo de agua
residual
Dosis
(mg/L)
Color
(UC)
Turbidez
(UNT)
pH
DQO
(mg/L)
ST
(mg/L)
Sulfato de
Aluminio
Agua residual
cruda
280
5 ± 0
5,3 ± 0,7
5,66±0,04
150 ± 23
980 ± 30
Cloruro Férrico
200
5 ± 0
4,8 ± 0,5
5,69±0,03
234 ± 75
916 ± 52
Bentonita en
húmedo
60
5 ± 0
3,5 ± 0,8
6,92±0,12
30 ± 12
716 ± 59
Bentonita en
seco
240
15 ± 5
2,2 ± 0,4
6,72±0,14
174 ± 35
940± 25
Sulfato de
Aluminio
Agua residual
sedimentada
380
5 ± 0
12,0± 2,4
5,66±0,09
174 ± 67
890 ± 54
Cloruro Férrico
340
20 ± 5
12,0 ± 3,5
5,70±0,12
300 ± 85
910 ± 76
Bentonita en
húmedo
160
5 ± 0
5,3 ± 1,0
6,56±0,15
79 ± 19
730 ± 98
Valor ± desviación estándar, n=3, n: Número repeticiones. DQO = Demanda química de oxígeno. ST = Sólidos totales.
Con respecto al parámetro químico medido, se obtuvo que para el caso de la bentonita con una dosis
óptima de 60 mg/L en el agua residual cruda se reportó una concentración de DQO residual de 30
mg/L, siendo el tratamiento que generó la menor concentración de DQO. Para el tratamiento con
cloruro férrico y sulfato de aluminio, las concentraciones de DQO fueron de 150 y 234 mg/L,
respectivamente. Cabe destacar que, para todos los tratamientos realizados, los valores de color, DQO
y pH a la salida cumplen con lo establecido en la normativa venezolana para descargas en cuerpos de
aguas (Gaceta Oficial, 1995).
En la Tabla 4 se presentan los porcentajes de remoción de color, turbidez, DQO y sólidos totales.
Del análisis estadístico realizado se observó que, al comparar el desempeño de los coagulantes
individuales, el tratamiento con bentonita en solución presentó diferencias significativas (p<0,05) en
la remoción de los parámetros fisicoquímicos: turbidez, DQO y sólidos totales.
El tratamiento con bentonita dosificada en húmedo resultó el más eficiente, esto puede deberse a los
mecanismos de coagulación mediante los cuales actúan los compuestos utilizados en el efluente
industrial, el cual presentó una turbidez de media a baja, de acuerdo a los resultados en la
caracterización. Arboleda (2000) afirma que los coagulantes químicos inorgánicos remueven los
coloides por adsorción y neutralización de cargas, mientras que la bentonita actúa por barrido.
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Tabla 4. Porcentajes de remoción del tratamiento del efluente industrial
Coagulantes
Dosis
(mg/L)
% Remoción
de color
% Remoción de
turbidez
% Remoción de
DQO
% Remoción de
ST
Sulfato de Aluminio
280,0
90 ± 0
a
75,8 ± 4,4
b,c
67,0 ± 8,5
b
25,6 ± 2,9
b,c
Cloruro Férrico
200,0
90 ± 0
a
78,1 ± 6,4
b
48,5 ± 6,5
c
30,4 ± 3,3
b
Bentonita en húmedo
60,0
90 ± 0
a
84,0 ± 3,2
b
93,4 ± 4,2
a
45,6 ± 4,1
a
Bentonita en seco
240,0
70 ± 0
b
90,0 ± 2,4
a
61,7 ± 2,5
b
28,6 ± 3,7
c
Nota: Letras diferentes en la misma fila indican diferencias significativas según la prueba de Tukey (p≤0,05). (Valor ± desviación estándar, n=3)
La bentonita elimina las partículas coloidales que originan color, turbidez y DQO mediante un arrastre
o un barrido. La bentonita al ser una arcilla que se suspende en el agua permite una producción de
una masa esponjosa, denominada floc de barrido, que atrapa en su caída a los coloides y al material
particulado, los que se ven forzados a decantar, incorporados dentro del precipitado que desciende
(Arboleda, 2000). La coagulación por barrido no depende de la neutralización de la carga de los
coloides, ya que las partículas son envueltas por los precipitados. El mecanismo de barrido permite
formar flóculos de mayor tamaño y con velocidades de sedimentación relativamente altas en
comparación con los que se obtienen con la coagulación por adsorción– neutralización. Cabe destacar
que como las partículas coloidales pueden servir como núcleos para formar precipitados, un aumento
en la concentración de partículas coloidales, que se produce con la dosificación de las arcillas como
la bentonita, puede favorecer la precipitación (Barrenechea, 2004).
Según Arboleda (2000), este tipo de remoción de turbidez no es una verdadera coagulación, pero es
la que se produce con mayor frecuencia cuando se utilizan arcillas como clarificantes. Además, este
tipo de remoción no excluye que se produzca de manera simultánea, coagulación por puente químico
o por adsorción-neutralización. En contraposición, el mecanismo que prevalece cuando se utilizan
coagulantes químicos inorgánicos como el sulfato de aluminio y el cloruro férrico, es el de adsorción
y neutralización de cargas, que 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: Al
3+
, Al(OH)
2+
, Al
8
(OH)
4+
20
y Al(OH)
3
, las cuales se adhieren
o forman complejos superficiales con el coloide, y lo desestabilizan, lo que permite la formación de
flóculos.
Se observó que cuando se trató agua residual con sedimentación previa, se incrementaron las dosis
óptimas de los químicos utilizados en el tratamiento fisicoquímico del efluente industrial del complejo
industrial alimentario. Esto se debe a que la turbidez del agua residual disminuye. Cabe destacar que
cuando la cantidad de coloides presente en el agua es baja, la distancia entre ellos es grande y por lo
Sedolfo Carrasquero, Aura Márquez, Amelia Segovia, Gabriela Zambrano, Altamira Díaz, Gilberto Colina
28
tanto, es menor la fuerza de atracción, la energía requerida para su desestabilización es mayor, así
como también el tiempo de reacción y la cantidad de coagulante (Barrenechea, 2004).
Para lograr eficiencias de remoción superiores al 50% en aguas de baja turbidez, deben agregarse
dosis de coagulante químico suficientemente altas para que se forme rápidamente un precipitado
gelatinoso, el cual físicamente arrastra de la suspensión a las partículas coloidales y pueda llevarse a
cabo una coagulación por barrido. Los resultados de remoción obtenidos para la DQO son similares
a los reportados en algunas investigaciones, lo cual confirma la efectividad de la arcilla del tipo
bentonita en la depuración de aguas residuales. Syafalni, Abdullah, Abustan y Mohd (2013)
concluyeron que la bentonita puede ser un buen clarificante en el tratamiento de efluentes domésticos,
registrando un 75% de eliminación con una dosis de 400 mg/L. En este sentido, Carrasquero et al.
(2015a) combinaron la bentonita con sulfato de aluminio durante el tratamiento de efluentes de una
planta procesadora de harina, obteniendo un porcentaje de remoción promedio de 62,6% de DQO,
mientras que Molano e Iannacone (2018) utilizando sólo sulfato de aluminio en un efluente
alimentario obtuvieron 63,07% con una dosis de 255 mg/L
En la Tabla 5 se presentan los porcentajes de remoción de color, turbidez, DQO y sólidos totales para
el efluente industrial después de aplicar un proceso de sedimentación previa. El análisis estadístico
realizado mostró que el tratamiento con bentonita presentó diferencias significativas (p<0,05) en la
remoción de los parámetros fisicoquímicos (turbidez, DQO y sólidos totales).
Tabla 5. Porcentajes de remoción del tratamiento del efluente industrial con una sedimentación previa
Coagulantes
Dosis
(mg/L)
% Remoción
de color
% Remoción de
turbidez
% Remoción de
DQO
% Remoción de
ST
Sulfato de Aluminio
380,0
90 ± 0
a
45,2 ± 4,5
b
61,7 ± 4,7
b
32,4 ± 2,7
b
Cloruro Férrico
340,0
60 ± 0
b
45,2 ± 2,3
b
33,9 ± 5,2
c
30,9 ± 5,1
b
Bentonita en húmedo
160,0
90 ± 0
a
75,8 ± 4,5
a
82,6 ± 4,9
a
44,6 ± 2,1
a
Nota: Letras diferentes en la misma fila indican diferencias significativas según la prueba de Tukey (p≤0,05). (Valor ± desviación estándar, n=3)
4. CONCLUSIONES
La caracterización fisicoquímica del agua residual del complejo industrial alimenticio estudiado
arrojó que ésta no cumple con la normativa venezolana ambiental vigente para descarga a cuerpos de
agua en referencia a los parámetros fisicoquímicos DQO, DBO
5,20
, y sólidos sedimentables,
superando las concentraciones de 350, 60 y 1600 mg/L, respectivamente.
El tratamiento con bentonita en solución presentó diferencias significativas respecto a los coagulantes
cloruro férrico y sulfato de aluminio en la remoción de los parámetros fisicoquímicos turbidez, DQO
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y sólidos totales, generando una remoción de color de 97,5%, de turbidez de 97,0 %, DQO de 93,0%
y de sólidos totales de 45,6%.
La arcilla bentonita puede ser utilizada durante la clarificación de aguas residuales de la industria
alimentaria, debido a que la calidad del efluente luego del tratamiento cumple con la normativa
venezolana vigente para descarga en cuerpos de agua.
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