
UNIVERSIDAD  DE  LAS  PALMAS  DE  GRAN  CANARIA

TESIS DOCTORAL

TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES
MEDIANTE LA COMBINACIÓN DE TÉCNICAS
AVANZADAS DE OXIDACIÓN Y BIOFILTROS

Guillermo Francisco Torres Andrade

Las Palmas de Gran Canaria,
España, 2014










D. ANTONIO NIZARDO BENÍTE Z VEGA, SECRETARIO DEL
DEPARTAMENTO DE INGENIER ÍA DE PROCESOS DE LA
UNIVERSIDAD DE LAS PALMAS DE GRAN CANARIA,
CERTIFICA,
Que el Consejo de Doctores del De partamento en su sesión de fecha
............................. tomó el acuerdo de dar el c onsentimiento para su
tramitación, a la tesis doctoral ti tulada “TRATAMIENTO DE AGUAS
RESIDUALES MEDIANTE LA COMBINACIÓN DE TÉCNICAS
AVANZADAS DE OXIDACIÓN Y BI OFILTROS” presentada por el
doctorando D. FRANCISCO TORRES ANDRADE y di rigida por los
Doctores D. Fco. Javier Araña Mesa y D. José Alberto Herrera Melián.
Y para que así conste, y a efectos de lo previsto en el Art. 6 del
Reglamento para la elaboración, de fensa, tribunal y evaluación de
tesis doctorales de la Universidad de Las Palmas de Gran Canaria,
firmo la presente en Las Palmas de Gran Canaria, a …. de febrero de
dos mil catorce.








UNIVERSIDAD DE LAS PALM AS DE GRAN CANARIA

Departamento: Ingeniería de Procesos
Programa de Doctorado: Ingeniería Ambiental y Desalinización
Titulo de la Tesis

TRATAMIENTO DE AGUAS R ESI DUALES MEDI ANTE LA
COMBINACIÓN DE TÉCNICAS AVANZADAS DE OXIDACIÓN Y
BIOFILTROS
Tesis Doctoral presentada por: D. Francisco Torres Andrade
Dirigida por los Dres. D. Francisco Javier Araña Mesa
D. José Alberto Herrera Melián
El Director,
Dr. D. Fco. Javier Araña Mesa
El Director,
Dr. D. José A. Herrera Melián
El Doctorando,
D. Guillermo F. Torr es Andrade

Las Palmas de Gran Canaria, a ……. de ……………. de 2014







Dedicatoria
Hoy al mirar atrás puedo entender que des de el preciso momento en que decidí
iniciar este proyecto, muchas han sido las personas que de una u otra forma se
han visto involucradas.
El primer lugar lo ocupa Dios, pues rec onozco que Él es el dador de la vida y el
único en el que podría hallar verdadera paz.
Dedicaría este trabajo a muchas personas , pero con certeza diría que mis padres
Sr. Ernesto Torres Paredes y Sra. Inés Andrade Guzmán merecen el más grande
agradecimiento pues qué sería de mí sin las imperecederas enseñanzas que ellos
me han regalado en la vida.
A mi familia, mis nietos que ocupan un lugar muy especial en mi corazón y son la
alegría de mis días, mis hermanos y mi tía a quienes amo con toda el alma y en
mis pensamientos siempre están presentes.
A mi equipo de colaboradores del Centro de Estudios del Medio Ambiente de la
Escuela Superior Politécnica del Litoral, José, David, María, Vanessa, Diana,
Nadia, Enrique, Laila, Astrid, Rafael, Kevin, y muchos otros que sin limitar
esfuerzos me han brindado total colaboraci ón profesional y sin el valioso apoyo
moral que he recibido de su parte el camino hubiera sido diferente.
A mis muy estimados directores de tesis Dr . D. Francisco Javier Araña y Dr. D.
José Alberto Herrera por su invalorable or ientación a lo largo del desarrollo de este
trabajo doctoral.

5.7 Análisis de lodos generados en las reaccio nes de Fenton
5.8Tratamiento con filtros biológicos
5.8.1 Tratamiento al efluente de la industria agropecuaria
5.8.2 Combinación del proceso de Fenton con biofiltros
5.9 Propuesta del sistema de tratamiento
5.10 Conclusiones
5.11Bibliografía
163
165
166
169
171
172
174

CAPÍTULO 6. TRATA MIENTO DEL EFLUENTES DE LA INDUSTRI A ALIMENTARI A
6.1 la industria alimentaria 183
6.2 Tratamiento convencionales utilizados actualmente 187
6.3 Objetivos del capítulo 188
6.4 Caracterización del eflu ente de la industria alim entaria 188
6.4.1 Efecto del pH en el efluente de la In dustria de alimentos 190
6.5 Tratamiento del efluente con peróxido de hidrógeno 192
6.6 Proceso de Fenton 195
6.6.1 Efecto de la dosis de sulf ato de hierro 201
6.6.2 Efecto de la temperatura en las reacciones de Fenton 204
6.7 Proceso de foto-Fenton 206
6.8 Efecto del estado físico del catalizador de Fe(II) 215
6.9 Análisis de lodos generados en las r eacciones de Fenton 218
6.9.1 Análisis de corrosión de los lodos 218
6.9.2 Análisis de reactividad de los lodos 220
6.10 Aplicación de métodos biológicos co mbinados 221
6.10.1 Combinación del tratamiento de Fenton con Biofiltro aplicado al efluente de
procesamiento de cerezas
222
6.10.2 Combinación del tratamiento de Fenton con biofiltros aplicado al efluente de
procesamiento de fresas
225
6.10.3 Combinación del tratamiento de Fenton con biofiltros aplicado al efluente de
procesamiento de tomates
230
6.11 Propuesta del sistema de tratamiento 231
6.12 Conclusiones 236
6.13 Bibliografía 238

CAPÍTULO 7. TRATA MIENTO DEL EFLUENTES DE LA INDUSTRI A GRÁFICA
7.1 La industria gráfica 251
7.2 Tratamientos convencionales utilizados actualm ente 259
7.3 Objetivos del capítulo 260
7.4 Caracterización del efluente de la in dustria gráfica 260
7.5 EC50 del agua residual de la industria gráfica in vestigada 262
7.6 Efecto del pH en la toxicidad y los niveles de COT 263
7.7 Efecto de la decantación previa de la muestra 266
7.8 Proceso de Fenton 267
7.8.1 Efecto de la concentración de H 2 O 2 267
7.8.2 Efecto de la concentración del sulfato de hierro 277
7.8.3 Efecto de la temperatura en las reacciones de Fenton 282
7.8.4 Efecto de los sólidos en las reaccion es de Fenton 289
7.9 Proceso de foto-Fenton 291
7.10 Análisis de los lodos generados por el efluente de la industria gráfica 297
7.10.1 Determinación de la cantidad de lodos gener ados a por el proceso de
Fenton
297
7.10.2 Análisis de corrosión de los lodo s 299
7.10.3 Reactividad de los lodos 301
7.10.3.1 Análisis de metales pesados 302
7.10.4 Análisis de toxicidad 304
7.11 Tratamiento del efluente de la industria gráfica con filtros, b iofiltros y TAOs 305
7.11.1 Aplicación de filtros y biofiltros 305
7.11.2 Efecto del lavado del picado de palmera 309
7.11.3 Combinación de biofiltros y el proceso de Fenton 311
7.12 Propuesta del sistema de tratamiento 320
7.13 Conclusiones 323
7.14 Bibliografía 325

CAPÍTULO 8. TRATA MIENTO DEL EFLUENTES DE LA INDUSTRI A TEXTIL
8.1 La Industria textil 337
8.2 Tratamientos convencionales utilizados actualm ente 338
8.3 Objetivos del capítulo 340
8.4 Caracterización del efluente de la in dustria textil 340
8.4.1 Efecto del pH en la carga orgánica d el agua residual 345

8.5 Aplicación de proceso av anzado de oxidación 347
8.5.1 Tratamiento con solo H 2 O 2 347
8.5.2 Tratamiento de Fenton 356
8.5.2.1 Determinación de la dosis óptima de sales de fe(II) 356
8.5.3 Influencia de la temperatura en las reacciones d e Fenton 365
8.5.4 Efecto de los sólidos en suspensión en el proceso de Fenton 368
8.6 Proceso de foto-Fenton 370
8.7 Biofiltros 377
8.8 Análisis de los lodos generadores 380
8.8.1 Análisis de corrosión de los lodos 380
8.8.2 Análisis de reactividad de lodos 384
8.8.3 Toxicidad de los lodos 386
8.8.4 Observaciones del IR de los lodos del efluen te y los generadores por el
tratamiento de Fenton
387
8.9 Propuesta del sistema de tratamiento 389
8.10 Conclusiones 391
8.11 Bibliografía 393

CAPÍTULO 9. TRATAMI ENTO DE AGUAS CONT AMIN ADAS CON
HIDROCAR BUROS
9.1 Aguas conta minadas con hidrocarbu ros 401
9.2 Tratamientos convencionales utiliza dos actualmente 403
9.3 Objetivos del capítulo 405
9.4 Caracteriza ción de las aguas conta minadas con hidrocarburos 406
9.5 Evaluación de la muestra sintética p reparada con diesel y gasolina 409
9.5.1 Aplicación de las TAOs en la descontaminación de aguas afectadas por la
presencia de hidrocarburos derivados de petróleo
411
9.5.2 Efecto de la concentración de Fe(II) en el tratamiento de aguas
contaminadas con hidrocarburos
418
9.5.3 Efecto de la concentración de H 2 O 2 426
9.5.4 Efecto de la longitud de onda de la radicación U V 431
9.6 Aguas conta minadas con BTEX s 436
9.7 Tratamiento de aguas reales contam inadas con hidrocarburos 446
9.7.1 Efecto del p H en la carga orgánica del efluente r esidual 446
9.7.2 Aplicación d e procesos avanzados de oxidación 447

9.8 Propuesta del sistema d e tratamiento 455
9.9 Conclusiones 456
9.10 Bibliografía 458

CAPÍTULO 10. RESU MEN Y CONCL USIONES GENERAL ES
10
10.1
Resumen y conclusiones generales
ndustria agropecuaria
469
476
10.2 Industria de alimentos 476
10.3 Industria gráfica y textil 476
10.4 Aguas contaminadas co n hidrocarburos 477
10.5 Filtros biológicos 477
10.6 Evaluación de costes 478

ÍNDICE DE TABLAS
Tabla 1.1 Consumo de agua por habitante en las principales ciudades
del Ecuador
4
Tabla 1.2 Parámetros de los niveles guía de la calidad del agua para
riego
11-12
Tabla 1.3 Límite de descarga al sistema de alcantarillado público 12-14
Tabla 1.4 Límite de descarga a un cuerpo de agua dulce 14-16
Tabla 1.5 Límites permisibles para el monitoreo ambiental permanente
de aguas y descargas liquidas en la exploración, producción ,
industrialización, transporte, almacenamiento y
comercialización de hidrocarburos y sus derivados, inclu sive
lavado y mantenimiento de tanques y vehículos.
16-18
Tabla 1.6 Principales contaminantes que se vierten a las aguas
superficiales de acuerdo al sector industrial
21-22
Tabla 1.7 Estructura Jerárquica del CIIU (Versión 4). 23
Tabla 1.8 Sectores Industriales seleccionad os para el estudio 24-25
Tabla 2.1 Resumen de operaciones unitarias vinculadas con los
sistemas convencionales de tratamiento de aguas residuale s.
41
Tabla 2.2 Clasificación de las Técnicas Avanzadas de Oxidación
utilizadas en tratamiento de aguas residuales
55

Tabla 2.3
Ventajas y limitaciones de la técnica electroquímica aplicad a al
tratamiento de aguas residuales ind ustriales en comparación
con las técnicas químicas convencio nales.
58
Tabla 2.4 Compuestos orgánicos susceptibles de oxidació n mediante la
reacción de Fenton
65-66
Tabla 4.1 Técnicas analíticas para medición de los parámetros de
calidad de los efluentes
95
Tabla 4.2 Límites permisibles en el extracto del proceso de lixiviación 112-113
Tabla 4.3 Solubilidad de las fracciones analíticas de Hidrocarburos
Totales de Petróleo
118-119
Tabla 4.4 Relaciones [H 2 O 2 ] / [COT] o y [Fe] / [COT] o para las reacciones
de Fenton.
121
Tabla 4.5 Relaciones [H 2 O 2 ]/[Fe] empleadas en las reacciones de
Fenton con temperatura
122
Tabla 4.6 Ejemplo de tabla de datos para determinación de la dosis de 127

H 2 O 2 .
Tabla 5.1 Caracterización físico-química del efluente de in dustria
agropecuaria original
136
Tabla 5.2 Caracterización físico-química del efluente de la industria
agropecuaria investigada después del tratamiento biológico
con lodos activados.
136-137
Tabla 5.3 Relaciones [H 2 O 2 ]/[COT] o para determinación de la dosis
óptima de H 2 O 2 . 140
Tabla 5.4 Relaciones [Fe]/[COT] o para la determinación óptima de Fe(II)
en las reacciones de Fenton
150
Tabla 5.5 Ensayos de corrosividad en lodos generados en las
reacciones de Fenton aplicadas a l efluente de la industria
agropecuaria.
163-164
Tabla 5.6 Condiciones de operación de los filtros biológico s estudiados. 167
Tabla 5.7 Parámetros físico-químicos del efluente tratado por etapas,
combinando el proceso de Fenton con biofiltros.
170
Tabla 5.8 Resultados de la remoción de contaminantes en el efluente de
la industria agropecuaria, por difere ntes tratamientos.
171
Tabla 6.1 Aportación de carga orgánica por p rocesamiento de diferentes
frutas en la industria de alimentos.
185
Tabla 6.2 Características fisicoquímicas del efluente original de la
industria alimentaria estudiada.
189
Tabla 6.3 Relaciones empleadas en experimentos variando dosis de
peróxido de hidrógeno y manteniendo constante una dosis de
sulfato de hierro (II) como catalizador.
195-196
Tabla 6.4 Velocidad de corrosión del cobre, zinc y hierro provocada por
lodos generados en las reacciones de Fenton del efluente del
procesamiento de cerezas.
219
Tabla 6.5 Condiciones de operación del filtro de balsa blanca 222
Tabla 6.6 Condiciones de operación de los biofiltros 226
Tabla 6.7 Parámetros fisicoquímicos del efluente proveniente de
procesamiento de fresas antes y después de aplicar el
tratamiento biológico
227
Tabla 6.8 Estimación de costes de operación. 234
Tabla 6.9 Detalle del sistema de tratamiento de agua empleado
actualmente por la industria alimenticia estudiada
235

Tabla 7.1 Grupos y productos de la industria gráfica. 252-253
Tabla 7.2 Composición de los productos químicos utilizados en los
procesos de la industria gráfica.
256-258
Tabla 7.3 Caracterización físico-química de efluentes de la industria
gráfica.
261
Tabla 7.4 Toxicidad del efluente a diferentes valores de pH . 265
Tabla 7.5 Relaciones [Fe]/[COT] o , [H 2 O 2 ]/[COT] o y [H 2 O 2 ]/[Fe] para
determinación de la dosis óptima de peróxido de hidrógeno .
268
Tabla 7.6 Relaciones [H 2 O 2 ]/[COT] o y[Fe]/[COT] o para la determinación
de la dosis óptima de Fe(II) empleando 200 mM H 2 O 2 .
277
Tabla 7.7 Variación de COT durante el proceso de Fenton aplicando 2 00
mM H 2 O 2 y 3 mM Fe(II) en agua residual con diferentes
niveles de SST; pH 3, T=25ºC.
290
Tabla 7.8 Datos del análisis de la velocidad d e corrosión del cobre, zinc
y hierro provocada por lodos generados en reacciones de
Fenton.
300
Tabla 7.9 Concentración de los iones Fe, Al y Cu en los lodos para
diferentes tratamientos.
303
Tabla 7.10 Resultados obtenidos con una muestra filtrada por los filtro s y
biofiltros.
306
Tabla 7.11 Efecto del tipo de filtro en la remoción de materia orgánica y
toxicidad
307
Tabla 7.12 Comparación de los tratamientos aplicados al efluente de la
industria gráfica.
310
Tabla 7.13 Comparación de los tratamientos aplicados al efluente de la
industria gráfica.
311
Tabla 7.14 Resultados de COT y toxicidad al aplicar el proceso 1 (Fent on
+ biofiltro de arena).
313
Tabla 7.15 Resultados de COT y toxicidad al aplicar el proceso 2 (biofilt ro
de arena + Fenton).
313
Tabla 7.16 Resultados de COT y toxicidad al aplicar el proceso 3 (biofiltro
de palmera + Fenton)
314
Tabla 7.17 Resultados de COT y DQO luego de aplicar el proceso 3
modificado (biofiltro de palmera + Fenton)
315
Tabla 7.18 Condiciones de operación de los biofiltros de ba lsa y palmera. 316-317
Tabla 7.19 Análisis de COT, DBO 5, DQO, índice de biodegradabilidad y 317

estado de oxidación promedio luego de aplicar los procesos 4
y 5.
Tabla 7.20 Resultados de COT, DBO 5, DQO luego de 2 horas de reacción
aplicando 50 mM H 2 O 2 y 3 mM Fe(II) y posterior tratamiento
con biofiltro de balsa.
320
Tabla 7.21 Estimación de costes de operación. 322-323
Tabla 8.1 Insumos químicos utilizados en la industria textil. 342
Tabla 8.2 Concentraciones típicas de los agentes contaminantes por
proceso.
343
Tabla 8.3 Caracte r ización físico-química del efluente de la s industrias
textiles investigadas.
343
Tabla 8.4 Análisis de la composición del efluente de la industria 3. 344
Tabla 8.5 Relaciones [H 2 O 2 ]/[COT o ] aplicadas en pruebas con solo
peróxido de hidrógeno de la industria textil 3.
348
Tabla 8.6 Relaciones [H 2 O 2 ]/[COT o ] aplicadas en los ensayos con solo
peróxido de hidrógeno en la industria textil 2.
353
Tabla 8.7 Eficiencias de remoción obtenidas en pruebas aplicando
solo peróxido de hidrógeno a las industrias 2 y 3.
356
Tabla 8.8 Concentraciones Fe(II) y H 2 O 2 aplicadas en el tratamiento de
Fenton de la Industria textil 2.
358
Tabla 8.9 Relaciones [Fe]/[COT o ] y dosis de Fe(II) aplicadas en el
tratamiento de Fenton de la Industria 3.
361
Tabla 8.10 Eficiencias de remoción obtenidas e n el proceso de Fenton
aplicado a las industrias 2 y 3.
364
Tabla 8.11 Comparación de los tratamientos aplicados a las aguas
residuales de la industria textil 2 investigada a las 2 horas d e
tratamiento.
376
Tabla 8.12 Comparación de los tratamientos aplicados a las aguas
residuales de la industria textil 3 investigada.
377
Tabla 8.13 Condiciones de operación de los filtros biológico s estudiados. 379
Tabla 8.14 Resultados de COT y toxicidad luego de aplicar los diferente s
lechos filtrantes a diferentes condiciones de pH.
379
Tabla 8.15 Resultados de COT, toxicidad, DQO y DBO 5 luego de aplicar
los diferentes lechos filtrantes a difer entes condiciones de pH.
380
Tabla 8.16 Ensayos de corrosividad en lodos generados en las
reacciones de Fenton del efluente d e la industria de textil.
381

Tabla 8.17 Ensayos de corrosividad de lodos generados en el tratamiento
actual del efluente de la industria tex til.
383
Tabla 8.18 Estimación de costes de operación para la indu stria textil. 389
Tabla 9.1 Caracterización físico-química del efluente de la estación de
combustibles investigada.
406-407
Tabla 9.2 Concentración de los hidrocarburos aromáticos policíclicos
presentes en el efluente original de la estación d e servicios.
407-408
Tabla 9.3 Caracterización de la muestra sintét ica (M1). 409-410
Tabla 9.4 Remoción de hidrocarburos en la muestra M1 aplicando 200
mM H 2 O 2 y 1 mM Fe(II).
415
Tabla 9.5 Constantes cinéticas de pseudo primer orden para diferentes
dosis de Fe(II) aplicadas a las reacciones de foto -Fenton con
200 mM de H 2 O 2.
421
Tabla 9.6 Caracterización de la muestra sintét ica M2. 437
Tabla 9.7 Caracterización de la muestra M2 luego de 4 ho ras de
reacción, al aplicar 200 mM H 2 O 2 + 1 mM de Fe (II).
443
Tabla 9.8 Caracterización del efluente real lue go de 4 horas de reacción,
al aplicar 200 mM H 2 O 2 + 1 mM de Fe(II).
450-451
Tabla 9.9 Resultados de la remoción de contam inantes en el agua
contaminada por hidrocarburos, por diferentes tratamientos.
455-456
Tabla 10.1 Relaciones [H 2 O 2 ]/[TOC] y [H 2 O 2 ]/DQO iniciales y finales
empleando las dosis óptimas en cada industria investigada
473

ÍNDICE DE FIGURAS
Figura 1.1 Distribución del Potencial Hídrico 5
Figura 1.2 Actividad petrolera ecuatoriana para el 2016 31
Figura 2.1 Esquema de tratamiento convencional para vertidos industriales no
tóxicos
45
Figura 2.2 Principio de lodos activados 46
Figura 2.3 Sistema biológico de membranas 47

Figura 7.7 Variación del a) COT y la b) DQO luego de 3 y 24 horas de
reacción aplicando 50, 100, 150, 200 y 250 mM H 2 O 2 , manteniendo
una dosis de 3 mM Fe(II); pH 3, T=25 o C.
269

Figura 7.8

Variación del peróxido de hidrógeno residual luego de 3 horas de
reacción aplicando 50, 100, 150, 200 y 250 mM H 2 O 2 manteniendo
una dosis de 3 mM Fe(II); pH 3, T=25 o C.
270

Figura 7.9

Aspecto de las muestras luego de 20 minutos de reacción
aplicando 200 mM H 2 O 2 y 3 mM Fe(II), y 250 mM H 2 O 2 y 3 mM
Fe(II).
271

Figura 7.10

Aspecto de las muestras luego de 2 horas de reacción aplicando
50, 100, 150, 200 y 250 mM H 2 O 2 manteniendo una dosis de 3 mM
Fe(II); pH 3, T=25°C.
272

Figura 7.11

Variación de la relación DQO/COT luego de 3 horas de reacción
aplicando 50, 100, 150, 200 y 250 mM H 2 O 2 manteniendo una
dosis de 3 mM Fe(II); pH 3, T=25°C. Los val ores de DQO/COT
inferiores a 1.3 (línea discontinu a) corresponden a compuestos
refractarios.
273

Figura 7.12

Variación del índice de biodegradabilidad luego de 3 horas de
reacción aplicando 50, 100, 150, 200 y 250 mM H 2 O 2 , manteniendo
una dosis de 3 mM Fe(II); pH 3, T=25 o C.
274

Figura 7.13

Variación del AOS luego de 2 horas de reacción aplicando 50, 100,
150, 200 y 250 mM H 2 O 2 manteniendo una dosis de 3 mM Fe(II);
pH 3, T=25 o C.
276
Figura 7.14 Variación del a) COT y la b) DQO luego de 2 y 24 horas de
reacción aplicando 0.6, 1.2, 1.8, 2.4 , 3 y 6 mM Fe(II) manteniendo
una dosis de 200 mM H 2 O 2 ; pH 3, T=25 ° C.
278

Figura 7.15

Aspecto de las muestras luego de 5 minutos de reacción aplicando
200 mM H 2 O 2 y 3 mM Fe(II) (izquierda) y aplicando 200 mM H 2 O 2 y
279

0.6 mM Fe(II) (derecha); pH 3, T=25°C.

Figura 7.16

Variación del AOS luego de 2 y 24 horas de reacción aplicando
0.6, 1.2, 1.8, 2.4, 3 y 6 mM Fe(II) manteniendo una dosis de 200
mM H 2 O 2 ; pH 3, T=25 o C.
280

Figura 7.17

Variación del peróxido de hidrógeno residual luego de 2 y 24 horas
de reacción aplicando 0.6, 1.2, 1.8, 2.4, 3 y 6 mM Fe(II)
manteniendo una dosis de 200 mM H 2 O 2 ; pH 3, T=25 o C.
281

Figura 7.18

Variación del COT durante las reacciones de Fenton aplicando 200
mM H 2 O 2 y 3 mM Fe(II); pH 3, T=2 5ºC, 30ºC, 40ºC, 50ºC, 60ºC y
70ºC.
284

Figura 7.19

Cinética de mineralización de pseudo primer orden durante las
reacciones de Fenton aplicando 200 mM H 2 O 2 y 3 mM Fe(II); pH 3 ,
T=25°C, 30°C, 40°C, 50°C, 60°C y 70°C.
285

Figura 7.20

Aspecto de las muestras luego de 2 horas de reacción aplicando
200 mM H 2 O 2 y 3 mM Fe(II); pH 3, T=30°C, 50°C y 60°C.
286

Figura 7.21

Variación del COT luego de la sedimentación; pH 3, T =25ºC y
luego de 2 horas de reacción aplicando 200 mM H 2 O 2 y 3 mM
Fe(II); pH 3, T=40ºC.

286

Figura 7.22

Variación de la DQO luego de 2 horas de reacción aplicando 200
mM H 2 O 2 y 3 mM Fe(II); pH 3, T=25°C, 30°C, 40°C, 50°C, 60°C y
70°C.
287

Figura 7.23

Variación de la toxicidad durante las reacciones de Fenton
aplicando 200 mM H 2 O 2 y 3 mM Fe(II); pH 3, T=40°C y 70°C.
288

Figura 7.24

Variación del a) COT y la b) DQO luego de 1 hora de reacción
aplicando 200 mM H 2 O 2 y 3 mM Fe(II) en agua residual sin filtrar,
filtrado y decantado; pH 3, T=25°C.
290

Figura 7.25 Aspecto de muestra durante el tratamiento de foto-Fenton
aplicando 200 mM H 2 O 2 y 3 mM Fe(II); pH 3, T=25ºC.
293

Figura 7.26

Variación del a) COT y la b) DQO luego de 2 horas de las
reacciones de Fenton (T=25°C y 40°C) y foto-Fenton ( λ =254 nm)
aplicando 200 mM H 2 O 2 y 3 mM Fe(II); pH 3.
293-294

Figura 7.27

Aspecto de muestras decantadas a pH 3, y posteriormente
tratadas con los tratamientos de Fenton y foto-Fenton aplicando
200 mM H 2 O 2 y 3 mM F e(II).
293-294

Figura 7.28

Cromatograma de a) la muestra de agua residual sin tratar y b) la
muestra de agua luego de 2 horas de reacción aplica ndo 200 mM
H 2 O 2 y 3 mM Fe(II). Dilución 1:10.
295

Figura 7.29

Aspecto de muestras tratadas con los reactiv os de Fenton antes
(izquierda) y después (derecha) de regular el pH a 7 para la
precipitación del Fe(II).
296

Figura 7.30

Medición del volumen de lodos generados luego del tratamiento de
Fenton.
298

Figura 7.31

Variación del volumen de lodos generados durante el proceso de
Fenton aplicando 0.6, 1.2, 1.8, 2.4, 3 y 6 mM Fe(II) manteniendo
una dosis de 200 mM H 2 O 2 ; pH 3, T=25 ° C.
299

Figura 7.32

Aspecto de las láminas empleadas en la prueba de corrosividad: a)
cobre, b) zinc, y c) hierro; antes (izquierda) y después (derecha)
del ensayo con lodos generados en las reaccio nes de Fenton.
301

Figura 7.33

a) Lodos generados por decantació n y b) lodos generados por las
reacciones de Fenton, antes y d espués de ser sometido a la
prueba de reactividad con NaOH y H 2 SO 4 .
302
Figura 7.34 EC50 de los lodos generados por el proceso Fenton 304
Figura 7.35 Espectro FTIR de a) los lodos generados al sedimentar una
muestra decantada a pH 3, y b) los lodos generados en el proceso
305

de Fenton.
Figura 7.36 Filtro de picado con bacterias (izquierda) y sin bacterias (derecha). 309

Figura 7.37

Muestra luego de ser filtrada por zeolita. Obsérvese la trasparencia
de la muestra.
309

Figura 7.38

Lodos del efluente en la superficie del filtro de arena con bacterias
310
Figura 7.39 Colonia de bacterias visibles en el filtro de picado. 310

Figura 7.40

Esquema de los procesos de Fenton y biológico combinados para
el tratamiento del agua residual de la industria g ráfica.
313

Figura 7.41 Esquema del proceso 3 modificado. 315

Figura 7.42

Biofiltro de picado de palmera luego de ser utilizado con agua
residual. Obsérvese la presencia de vida vegetal.
316

Figura 7.43

Biofiltros de balsa blanca (izquierda) y picado de palmera
(derecha).
317

Figura 7.44

Variación del COT, la DQO y la DBO 5 lu ego de aplicar el
tratamiento de Fenton con 100 mM H 2 O 2 y 1.5 mM Fe(II) y el
tratamiento con biofiltro de palmera; T=25°C.
319
Figura 7.45 Variación del COT, la DQO y la DBO 5 lu ego de aplicar el
tratamiento de Fenton con 100 mM H 2 O 2 y 1.5 mM Fe(II) y el
tratamiento con biofiltro de balsa; T=25°C.
320

Figura 8.1

Riego de cultivos agrícolas empleando aguas residuales de la
industria textil.
338

Figura 8.2

Lavado de hortalizas en quebradas donde circulan efluentes no
tratados de la industria textil.
338
Figura 8.3 Diag rama de fluj o del proceso de producción. 3 4 1

Figura 8.4

Toxicidad EC 50 para el efluente de la industria 3 investigada. 345
Figura 8.5 Efluente de la industria textil 2 regulado a pH 3 y 7 luego de 1 hora. 346

Figura 8.6 Efecto del pH en el COT del efluente de la industria textil 3. 347

Figura 8.7

Variación del COT durante las reacciones de oxidación con solo
peróxido de hidrógeno aplicando 10, 20 y 30 mM H 2 O 2 ; pH 3,
T=25 o C.
349

Figura 8.8

Variación de la DQO durante las reacciones de oxidación con solo
peróxido de hidrógeno aplicando 10, 20 y 30 mM H 2 O 2 ; pH 3,
T=25 o C.
350

Figura 8.9

Variación de la a) DQO y el b) color luego de 2 horas de reacción
aplicando 10, 20 y 30 mM H 2 O 2 ; pH=3 y 5, T=25 o C.
351-352

Figura 8.10

Aspecto de muestras luego del tratamiento aplicando 20 mM H 2 O 2
a pH 5 (izquierda) y 3 (derecha). Obsérvese el color azulado en
ambas.
353

Figura 8.11

Variación del a) COT y la b) DQO luego de 2 horas de reacción
aplicando 20, 40, 60, 80 y 100 mM H 2 O 2 ; pH 3, T= 25 o C.
354

Figura 8.12

Aspecto del efluente de la industria textil 2 luego de 15 minutos de
reacción aplicando 20, 40, 60, 80 y 100 mM H 2 O 2 ; pH 3, T=25 o C.
355

Figura 8.13

Variación del a) COT y la b) DQO luego de 2 horas de reacción
aplicando 0.2, 0.4, 0.6, 0.8 y 2 mM Fe(II) manteniendo un a dosis
de 40 mM H 2 O 2 ; pH 3, T=25°C. Efluente de la industria 2.
359

Figura 8.14

Efluente de la industria 2 regulado a pH 3, filtrado y tratado con
0.2, 0.4, 0.6, 0.8, y 2 mM Fe(II) ma nteniendo una dosis de 40 mM
H 2 O 2 .
360

Figura 8.15

Variación del COT luego de 2 horas de reacción aplicando 10, 20 y
30 mM H 2 O 2 con 0.36, 1.4 y 2.8 mM Fe(II); pH 3 y T=25°C.
Efluente de la industria 3.
361

Figura 8.16

Variación del COT durante las reacciones de Fenton aplicando 362

0.36, 1.4 y 2.8 mM Fe(II) manteniendo una dosis de 30 mM H 2 O 2 ;
pH 3, T=25°C. Efluente de la industria 3.

Figura 8.17

Variación del color dur ante las reacciones de Fenton a plicando
0.36 y 1.4 mM Fe(II) ma nteniendo una dosis de 10 mM H 2 O 2 ; pH 3,
T=25°C. Efluente de la industria 3.
363

Figura 8.18

Aspecto de muestras luego de 2 horas de reacción aplicando 40
mM H 2 O 2 y 0.8 mM Fe(II); neutralizado a pH 7, T=40 o C, 50 o C y
60 o C Efluente de la industria 2.
366

Figura 8.19

Variación del a) COT y la b) DQO luego de 2 horas de reacción
aplicando 40 mM H 2 O 2 y 0.8 mM Fe(II); pH 3, T=30°C, 40°C, 50°C
y 60°C.
367

Figura 8.20

Variación del a) COT y la b) DQO durante las reacciones de
Fenton aplicando 100 mM H 2 O 2 y 1,4 mM Fe(II) empleando
agua residual sin filtrar, y filtrada; pH 3, T = 70°C. Efluente de la
industria 3
369

Figura 8.21

Variación de la DQO, el COT y la DBO 5 luego de 2 horas de las
reacciones de Fenton (T=25ºC), Fenton con temperatura (T=40ºC)
y foto-Fenton (T=25ºC, λ =254 nm) aplicando 40 mM H 2 O 2 y 0.8
mM Fe(II); pH 3. Efluente de la industria 2.
371

Figura 8.22

Sistema de radiación UV a 254 nm
372

Figura 8.23

Variación del a) COT, la b) DQO y el c) color durante las
reacciones de foto-Fenton ( λ =254 nm ) aplicando 10 y 20 mM H 2 O 2
manteniendo una dosis de 0.36 mM Fe(II); pH 3, T=25 o C. Efluente
de la industria 3.
373-374

Figura 8.24

Variación del color durante las rea cción de Fenton y foto-Fenton
( λ =254 nm) aplicando 10 mM H 2 O 2 y 0.36 mM F e(II); pH 3, T=25 o C.
Efluente de la industria 3.
375

Figura 8.25

Aspecto de las l áminas empleadas en la prueba de corrosividad: a)
cobre, b) zinc, y c) hierro; antes (izquierda) y después (derecha)
del ensayo con lodos generados en las reaccio nes de Fenton.
382

Figura 8.26

Aspecto de las l áminas empleadas en la prueba de corrosividad: a)
cobre, b) zinc, y c) hierro; antes (izquierda) y después (derecha)
del ensayo con lodos generados por el tratamiento de flo culación y
coagulación del efluente de la industria textil.
384

Figura 8.27

Lodos generados en las reacciones de Fenton (40 mM H 2 O 2 + 0.8
mM Fe(II) a 40°C) durante la prueba de reactividad: a) antes y b)
después de agregar NaOH y H 2 SO 4 .
385

Figura 8.28

Lodos generados en el tratamiento actual convencional de la
industria textil investigada durante la prueba de reactividad: a)
antes y b) después de agregar NaOH y H 2 SO 4 .
386
Figura 8.29 Pastillas con KBr para ser observadas en el IR. 387
Figura 8.30 Análisis del IR de los lodos del eflue nte de textil 3. 387
Figura 8.31 Análisis IR a los lodos generad os por el proceso de Fenton
aplicado a la industria textil 3. 388

Figura 9.1

Proceso General de la generación de aguas residuales
contaminadas con hidrocarburos en una estación comercial de
combustibles.
403

Figura 9.2

EC 50 del efluente real de una esta ción de serv icios contaminado
con gasolina y diesel.
408
Figura 9.3 EC 50 de la muestra sintética M1 contaminada con gasolina y diesel. 410

Figura 9.4

Variación del COT durante las reacciones de oxidación aplicando
200 mM H 2 O 2 , 200 mM H 2 O 2 /UV(254 nm), 200 mM H 2 O 2 y 1 mM
Fe(II), 200 mM H 2 O 2 y 1 mM Fe(II)/ UV (254 nm); pH 3, T=25 o C.
412

Figura 9.5

Variación de la DQO luego de 4 horas de las reacciones de 413

oxidación aplicando 200 mM H 2 O 2 , 200 mM H 2 O 2 /UV(254 nm), 200
mM H 2 O 2 y 1 mM Fe(II), 200 mM H 2 O 2 y 1 mM Fe(II)/UV (254 nm);
pH 3, T=25 o C.

Figura 9.6

Variación del peróxido de hidrógeno residual luego de 4 horas de
las reacciones de oxidación aplicando 200 mM H 2 O 2 , 200 mM
H 2 O 2 /UV(254 nm), 200 mM H 2 O 2 y 1 mM Fe(II), 200 mM H 2 O 2 y 1
mM Fe(II)/UV (254 nm); pH 3, T=25 o C.
414

Figura 9.7

Cromatograma realizado para la determinación del GRO y DRO en
a) la muestra M1 original y las muestras luego del tratam iento
aplicando b) 200 mM H 2 O 2 y 1 mM Fe(II), c) 200 mM H 2 O 2 y 1 m M
Fe(II)/UV (254 nm); pH 3, T=25ºC.
416-417

Figura 9.8

Variación de la toxicidad luego de 1 y 4 horas d e las reacciones de
oxidación aplicando 200 mM H 2 O 2 , 200 mM H 2 O 2 /UV(254 nm), 200
mM H 2 O 2 y 1 mM Fe(II), 200 mM H 2 O 2 y 1 mM Fe(II)/UV (254 nm);
pH 3, T=25 o C.
418

Figura 9.9

Variación del COT durante las reacciones de foto-Fenton ( λ =254
nm) aplicando 0.5, 1 y 2 mM Fe(II) manteniendo una dosis de 200
mM H 2 O 2 ; pH 3, T=25 o C.
420

Figura 9.10

Cinética de mineralización durante las reacciones de foto-Fenton
( λ =254 nm) aplicando diferentes dosis de Fe(I I) manteniendo una
dosis de 200 mM H 2 O 2 ; pH 3, T=25 o C.
421

Figura 9.11

Remoción del COT luego de 4 horas de las reacciones d e foto-
Fenton ( λ =254 nm) aplicando 0.05, 0.1, 0.5, 1 y 2 m M Fe(II)
manteniendo una dosis de 200 mM H 2 O 2 ; pH 3, T=25 o C.
422

Figura 9.12

Variación de la toxicidad luego de 1 y 4 horas d e las reacciones de
foto-Fenton ( λ =254 nm) aplicando 0.05, 0.1, 0.5, 1 y 2 mM Fe(II)
423

manteniendo una dosis de 200 mM H 2 O 2 ; pH 3, T=25 o C.

Figura 9.13

Espectro IR de 3200 a 2700 cm -1 de la a) mue stra sintética M1, y
de una muestra luego de 4 horas de las reacciones de foto-Fenton
( λ =254 nm) aplicando b) 200 mM H 2 O 2 y 0.1 mM Fe(II) y c) 200 mM
H 2 O 2 y 1 mM Fe(II); pH 3, T=25ºC.
424-425

Figura 9.14

Variación del TPH luego de 4 horas de las reacciones de foto-
Fenton aplicando 0.05, 0.1, 0.5, 1 y 2 mM Fe(II) manteniendo una
dosis de 200 Mm H 2 O 2 ; pH 3, T=25 o C.
426

Figura 9.15

Remoción del COT luego de 4 horas de las reacciones d e foto-
Fenton aplicando 50, 100, 200, 300 y 400 mM H 2 O 2 manteniendo
una dosis de 1 mM Fe (II); pH 3, T=25 o C.
427

Figura 9.16

Variación del peróxido de hidrógeno residual luego de 4 horas de
las reacciones de foto-Fenton aplicando 50, 100, 200, 300 y 400
mM H 2 O 2 manteniendo una dosis de 1 mM Fe (II); pH 3, T=25 o C.
428

Figura 9.17

Espectro IR de 3200 a 2700 cm -1 de la a) mue stra sintética M1, y
de una muestra luego de 4 horas de las reacciones de foto-Fenton
( λ =254 nm) aplicando b) 50 mM H 2 O 2 y 1 mM Fe(II) y c) 200 mM
H 2 O 2 y 1 mM Fe(II); pH 3, T=25ºC.
429-430

Figura 9.18

Variación del TPH luego de 4 horas de las reacciones de foto-
Fenton aplicando : 50, 100, 200, 300 y 400 mM H 2 O 2 manteniendo
una dosis de 1 mM Fe(II); pH 3, T=25 o C.
431

Figura 9.19

Variación del COT durante las reacciones de oxidación aplicando
200 mM H 2 O 2 y luz UV con λ =254 nm y 365 nm; pH 3, T=25 o C.
432

Figura 9.20

Variación del peróxido de hidrógeno residual luego de 4 horas de
reacción aplicando 200 mM H 2 O 2 y luz UV con λ = 254 nm y 365 nm ;
pH 3, T=25 o C.
433

Figura 9.21 Espectro IR de 3200 a 2700 cm -1 de la a) muestra sintética M1, y
de muestras luego de 4 horas de reacción aplicando 200 mM H 2 O 2
y luz UV con b) λ =254 nm y c) 365 nm; pH 3, T=25ºC.
434-435
Figura 9.22 EC 50 de la muestra sintética M2 contaminada con benceno, tolueno
y xileno. 438
Figura 9.23 Variación del COT durante las reacciones de Fenton y foto-Fenton
(UV 254 nm) aplicando una dosis de 200 mM H 2 O 2 y 1 mM Fe(II);
pH 3 y T=25 o C.
439

Figura 9.24

Variación del peróxido de hidrógeno residual luego de 4 horas de
las reacciones de Fenton y foto-Fenton (UV 254 nm) aplicando 200
mM H 2 O 2 y 1 mM Fe(II); pH 3, T=25 o C.
440-441

Figura 9.25

Espectro IR de 3200 a 2700 cm -1 de la a) mue stra sintética M2, y
de muestras luego de 4 horas de reacción aplicando b) 200 mM
H 2 O 2 y 1 mM Fe(II) y c) 200 mM H 2 O 2 , 1 mM Fe(II) y luz UV con
λ =254 nm; pH 3, T=25ºC.
442

Figura 9.26

Cromatograma realizado para la determinación de BTEX en a) la
muestra M2 original y las muestras luego de los pro cesos de
Fenton y foto-Fenton aplicando b) 200 mM H 2 O 2 y 1 mM Fe(II), y c)
200 mM H 2 O 2 y 1 mM Fe(II)/ UV ( λ = 254 nm); pH 3, T=25ºC.
444-445
Figura 9.27 COT de la muestra a un rango de pH de 3 a 6 446

Figura 9.28

a) Variación del COT y b) relación de pseudo primer orden
ln(COT o /COT)) durante las reacciones de foto-Fenton ( λ =254 nm)
aplicando 200 mM H 2 O 2 y 1 mM Fe(II); pH 3, T=25°C.
447-448

Figura 9.29

Remoción del COT luego de 4 horas de las reacciones d e solo
peróxido de hidrógeno, Fenton y foto-Fenton ( λ = 254 nm y 365
nm) aplicando 200 mM de H 2 O 2 y 1 mM Fe(II); p H 3, T=25°C.
449
Figura 9.30 Variación de la DQO luego de 4 horas de la s reacciones de solo
peróxido de hidrógeno, Fenton y foto-Fenton ( λ = 254 nm y 365
nm) aplicando 200 mM de H 2 O 2 y 1 mM Fe(II); p H 3, T=25°C.
450

1.2. Distribución del agua en el Ecuador
El Ecuador es uno de los pocos países que tiene un superávit de agua.
Según cálculos de la Secretaría Na cional del Agua ( SENAGUA), si se
repartiera adecuadamente el recurso por cada habitante habría un promedio de
22,5 millones de litros de agua al año, lo que equivale a 62.500 litros diarios.
Según datos de SENAGUA, que datan de 1985, con proyecciones al 2009, el
Ecuador tiene un potencial hídric o de 147 millones de m³ [3].
De acuerdo a la información disponi ble [3] que data del año 2009, el
consumo de agua por habitante para la s ciudades económicamente más
importantes del Ecuador se muestra en la Tabla 1.1.
Tabla 1.1. Consumo de agua por habitante en las principales ciudades d el Ecuador.
Ciudad Litros/habitante*día
Quito 190-266
Guayaquil 166
Cuenca 220
Fuente: SENAGUA.
No obstante, del priv il egio hídrico con que goza el Ecuador, existe un
problema de distribución natural del recu rso que provoca estrés hídrico, término
con el que se identifica la limitación al funcionamiento óptimo de las plantas,
impuesta por una insuficiencia en la di s ponibilidad de agua. Se ha determinado
que el territorio continental cuenta con 79 c uencas hidrográficas: 72 cuencas
forman la vertiente del Pacífico y la s 7 restantes, componen la vertiente
Oriental. La Figura 1.1 muestr a la distribución del Pote ncial Hídrico del Ecua dor
[3].
4 

Fuente: SENAGUA.
Figura 1.1. Distribución del Potencial Hídrico.
La vertiente del Pacífico se encarga de satisfacer las necesidades del
87% de la población ecuatoriana y el 48% del territorio nacional, además
contribuye con el 11.5% del caudal hídric o. Así mismo, la vertiente Oriental
aporta con el 88.5% del ca udal hídrico nacional, c ubriendo los requerimientos
de este componente del 12.5 % de la población y el 52 % del territorio nacional.
[4].
Por otro lado, los usos del agua se pueden dividir como: consuntivo y no
consuntivo [5]. El uso consuntivo, se re fiere cuando después de ser utiliz ada el
agua no regresa inmediatamente a la corrien te superficial o subterránea. Este
tipo de uso incluye actividades agrícola s y agropecuarias. El uso no consuntivo,
por su parte es aquel en donde la restituc ión del agu a utilizada a los cuerpos
hídricos es de carácter obligatorio y no debe alterar significativamente la
calidad del agua original. Entre los usos no consuntivos está la generación
hidroeléctrica, explotación minera, de hidrocarburos, aguas de refrigeración y
aprovechamientos industriales en gen eral. De acuerdo al informe de
SENAGUA, presentado en mayo del año 2011, durante el Taller de
lanzamiento del Proyecto "Fortalecimien to de las Capacidades Nacionales en
Estadísticas y Cuentas del Agua para la Generación de Políticas Públicas
Basadas en Evidencia" a cargo de la Comisión Económica para Améric a
Latina y el Caribe (CEPAL) y Agencia Alemana de Cooperación Téc nica,
5 

muestra que el consumo de agua en el Ecu ador está distribuido de la siguiente
forma: el 81.1% para uso agrícola (riego ), el 12.3% para uso doméstico, el
6.3% para uso industrial y el 0.3% para usos recreativos, de navegación,
estéticos, etc. Vale recalcar que a pes ar de que el uso doméstico es uno de los
principales usos del agua para la sati sfacción de necesidades humanas, los
servicios de agua potable y saneamiento no llegan al 100% de su cobertura a
nivel nacional [4].
1.3. Descargas de efluentes en cuerpos de agua naturales
La gestión ambiental de los recursos naturales involucra el manejo
adecuado de cientos de diferentes subs tancias contaminantes, que no actúan
independiente sino que muchas son si nérgicas. De acuerdo a Hugo Fisher et.
al . (1979) un incremento en la temperatura de un río, debido a la descarga de
un efluente caliente, podría disminuir la cantidad de oxígeno disuelto en el agua
[6]. En ese estudio se analiza el punt o de vi sta geológico, que señala que las
vertientes naturales continentales han estado arrastrando los desechos y sales
del suelo hasta el océano, lo que en el Ecuador ocurre con alta magnitud en la
época de lluvias entre los me ses de diciembre y abril.
La capacidad del recurso agua para reci clarse y renovarse, a través de
la circulación entre los di stintos compartimentos de la hidrósfera es conocido
como Ciclo Hidrológico. Este mismo sistema ha sido utilizad o por el ser
humano para transportar aguas residuales de los diferentes procesos hasta los
cuerpos de agua naturales. Este ciclo se ve afectado por aspectos físicos
naturales como la evaporación de los mares por el movimi ento de la humedad
atmosférica, que controla el tiempo, las estadísticas de precipitación,
recolección y escurrimiento de agua de lluvia de los arroyos y ríos; y es sin
lugar a dudas, un sistema complejo de ci rculación continua y constante a gran
escala, que involucra procesos de bombeo , destilación y transporte del agua en
todos sus estados [7].
Dado que los cuerpos de agua son rec eptores de todas las descargas de
efluentes, a continuación se detallan la s s ubstancias que pueden ser vertidas
6 

producto de las actividades humanas. Esto s vertidos pueden llegar a alterar el
balance natural y la capacidad de asim ilación de estas substancias en los
cuerpos de agua.
Entre los contaminantes más com unes que pueden llegar a afectar a
diferentes escalas un ecosistema acuático, se encuentran [8]:
• Sales inorgánicas naturales y sedimentos. Estos materiales no son
tóxicos y solamente se convierten en posibles contaminantes en dosis
excesivas; este exceso aumenta la turbidez del cuerpo receptor.
• Calor del efluente. Las plantas generadoras de en ergía eléctrica, utiliz an
grandes cuerpos de agua como rese rvorio para sus sistemas de
enfriamiento, muchas de las c uales descargan el agua utilizada a
temperaturas superiores a la del cuerpo receptor alterando el equilibrio del
ecosistema.
• Desechos orgánicos. Los desechos doméstic os contienen elementos
propios del ecosistema (carbono, ni trógeno y fósforo) que podrían causar
inconvenientes, pero si son adecuadam ent e tratados y dispersos, estos
materiales pueden ser asimilados por un cuerpo de agua suficientemente
grande. Un exceso de estos elementos puede ocasionar la eutrofización
de un cuerpo de agua, elevando drásticamente la demanda biológica de
oxígeno.
• Trazas de metales. Metales como plomo, mercurio y cadmio, se
encuentran naturalmente presentes en el ambient e en pequeñas
cantidades, pero las descargas proc edentes de las actividades humanas
a menudo contienen concentraciones el evadas que podrían ser tóxicas
para los elementos del ambiente. En el Ecuador la minería aporta altas
concentraciones de metales pesados a los cuerpos hídricos naturales
donde se descargan aguas ácidas y aguas de relave.
7 

• Químicos orgánicos sintéticos. Estas substancias tardan en degradarse
en el ambiente, suelen ser bioacum ulables y pueden s er biomagnificables
en la cadena alimenticia. A pesar de que las aguas residuales tienen una
alta capacidad de dilución, la cadena al imenticia es capaz de, en algunos
casos multiplicar las concent raciones por un factor de 10 5 durante los
continuos pasos de la cadena.
• Materiales radioactivos. La necesidad de almacenar a largo tiempo los
desechos radioactivos sin fugas o c ontaminación de aguas naturales es
de alta importancia, debido a que esto s s on de alta toxicidad y riesgo
biológico.
• Agentes biológicos. Claramente estos no pueden s er dispersos en el
ambiente sin gran riesgo para la salud humana ya que pequeñas dosis
son altamente tóxicos. Entre estos están los agentes patógenos (virus,
bacterias y parásitos).
Existen varias estrategias que buscan regular las descarga s de los
efluentes vertidos en los cuerpos de aguas naturales, entre esas encontramos:
• Mayor control en el cumplimiento de la legislación ambiental nacional y
otras normas aplicables vigentes.
• Mejoramiento del desempeño ambiental de las industrias a t ravés de
mejoras en los procesos productivos.
• Tratamiento de las aguas residuales industriales previo a la descarga al
cuerpo receptor.
En el Ecuador, la problemática del us o del recurso hídrico tiene su origen
en los siguientes aspectos:
8 

• Contaminación del agua por descar gas indiscriminadas de efluentes
industriales sin tratamiento quí mico adecuado y descargas de aguas
servidas.
• Aprovechamiento deficiente: ex isten elevadas pérdidas en los sistemas de
conducción de agua para riego y mucho desperdicio en sistemas de agua
potable.
• Descargas de aguas servidas doméstica s sin tratar a cuerpos hídricos
naturales.
En el Atlas Ambiental del Inst ituto Geográfico Militar (IGM),
correspondiente al año 2010, que además recopila la información de la
Secretaría Nacional del Agua, SENAGUA, se indic a que la contaminación de
los recursos fluviales representa el 70% y que las políticas de protección
ambiental en los procesos productivo s, Producción Más Limpia, sólo son
aplicadas por 1% de las empresas del sector empresarial ecuatoriano [ 9 ] .
1.4. Legislación ambiental ecuato riana con respecto al recurso
agua
La Constitución Política del Ecuador , en vigencia desde el 20 de Octubre
del 2008 y publicada en el Registro Oficial No. 44 9, contempla disposiciones
del Estado sobre el tema ambiental e inicia el desarrollo del Derec ho
Constitucional Ambiental Ecuatoriano.
La norma suprema referida contiene los principios fundamentales que
rigen la vida política y jurídica del país, cuyas normas relativas al Ambiente se
encuentran manifestadas en las siguientes disposiciones:
• Título I: Elementos Constitutivos del Estado, Capítulo Primero: Principios
fundamentales, Art. 3.
9 

• Título II: Derechos, Capítulo Segundo: Del Buen Vivir. Ar t. 14; Capítulo
Sexto: Derechos de libertad, Art. 66 y el Capítulo Séptimo: Derechos de la
naturaleza, Art. 72.
• Título VI: Régimen de Desarrollo. Capítulo Primer o: Principios generales.
Art. 276, 278.
• Título VII: Régimen del Buen Vivi r Capítulo Segundo: Biodiversidad y
recursos naturales, Arts. 395- 39 7, 399- 400, 404, 406, 411,412 y 415.
En la Codificación de la Ley de Prevención y Control de la
Contaminación Ambiental, publicada en el Suplemento del Registro Oficial #
418 del 10 de septiembre de 2004, se descr ibe los estatutos para la prevención
y control de la contaminación de los re cursos aire, agua y suelo y establece la
prohibición de descargas, sin suj etarse a las correspondientes normas técnicas
y regulaciones que determine la autorid ad ambiental competente (nacional,
seccional o sectorial) que puedan perjudicar o constituir una molestia a la salud
y vida humana, la flora, la fauna, lo s recursos o bienes del Estado o de
particulares.
Uno de los instrumentos legales vi gentes es el Texto Unificado de la
Legislación Secundaria del Ministerio del Ambiente (T ULSMA), [ 9 ] promulgado
m e d i a n t e Decret o Ejec utiv o 3399, ap robado e n noviembre 28 del 2002 y
publicado en el Registro Of icial No. 725 del 16 de di ciembre del 2002, s e
a ctualiza el Reglamento para la Prev ención y Control de la Contaminación
Ambiental y sus Normas Técnicas: Aire , Agua, Suelo, Ruido y Desechos
Sólidos. Este instrumento legal remplaza a los reglamentos existentes antes de
esta fecha para la prevención y cont rol de la contaminación ambiental.
Dentro del Libro VI De la Calidad Ambiental, se establece y define e l
conjunto de elementos mínimos que consti tuyen un subsistema de evaluación
de impactos ambientales a ser aplicados en las instituciones integrantes del
Sistema Nacional Descentralizado de Ge stión Am biental. Así mismo, el
TULSMA contempla en sus anexos, la no rmativa técnica ambiental dictada al
10 

amparo de la Ley de Gestión Ambiental y su reglamento, a más de establecer
disposiciones respecto de límites permisibl es y prohibiciones par a la utilización
de los recursos agua, suelos, air e y fuentes de combustión, ruido y desechos
sólidos. Entre los documentos adjuntos se encuentra el Anexo 1, que norma la
Calidad Ambiental y de De scarga de Efluentes del Re curso Agua donde se
encuentran las Tablas 7, 11 y 12, utiliz ada s para este trabajo doctoral con el
objetivo de evaluar las técnicas avanz adas de oxidac ión (TAOs) para el
tratamiento de los efluentes residuales industriales que son descargados a
diferentes cuerpos de agua de acuerdo a la ubicación de la industria
seleccionada (Tablas 1.2-1.4).
Tabla 1.2. Parámetros de los niveles guía de la calidad del agua para riego.
Problema potencial Unidades Grado de restricción
Ninguno Ligero Moderado Severo
Salinidad (1):
CE(2) mmhos/cm 0,7 0,7 3 >3,0
SDT(3) mg/l 450 450 2000 >2000
Infiltración (4):
Ras= 0 - 3 y CE 0,7 0,7 0,2 <0,2
Ras= 3 - 6 y CE 1,2 1,2 0,3 <0,3
Ras= 6 - 12 y CE 1,9 1,9 0,5 <0,5
Ras= 12 - 20 y CE 2,9 2,9 1,3 <1,3
Ras= 20 - 40 y CE 5 5 2,9 <2,9
Toxicidad por ión
específico (5):
- Sodio
Irrigación superficial RAS
(6) 3 3 9 >9,0
Aspersión meq/l 3 3
- Cloruros meq/l
Irrig ación s uperfic ial meq/l 4 4 10 >10,0
Aspersión mg/l 3 3
- Boro 0,7 0,7 3 >3,0
Efectos misceláneos
(7):
11 

- Nitrógeno (N-NO 3 ) mg/l 5 5 30 >30
- Bicarbonato (HCO 3 ) meq/l 1,5 1,5 8,5 >8,5
pH Rango
normal 6,5-8,4
* Es un grado de limitación, que indica el r ango de factibilidad para el uso del agua e n riego:
(1) Afecta a la disponibilidad de agua para los cultivos.
(2) Conductividad eléctrica del agua: regadío (1 mi limhos/cm = 1000 micromhos/cm).
(3) Sólidos disueltos totales.
(4) Afecta a la tasa de infiltración del agua en el suelo.
(5) Afecta a la sensibilidad de los cultivos.
(6) RAS, relación de absor ción de sodio ajustada.
(7) Afecta a los cultivos susceptibl es.
Fuente: TULSMA.

Tabla 1.3. Límite de descarga al sistema de alcantarillado pú blico.
Parámetros Expresado como Unidad
Límite
máximo
permisible
Aceites y grasas Sustancias Solubles en hexano mg/l 100
Alkil mercurio mg/l No
detectable
Ácidos o bases que
puedan causar
contaminación,
sustancias explosivas
o inflamables
mg/l Cero
Aluminio Al mg/l 5
Arsénico total As mg/l 0,1
Bario Ba mg/l 5
Cadmio Cd mg/l 0,02
Caudal máximo l/s
1,5 veces el
caudal
promedio
horario del
sistema de
12 

alcantarillado
Cianuro total CN - mg/l 1
Cobalto total Co mg/l 0,5
Cobre Cu mg/l 1
Cloroformo Extracto Carbón cloroformo (ECC) mg/l 0,1
Cloro activo Cl mg/l 0,5
Cromo Hexavalente Cr +6 mg/l 0,5
Compuestos
fenólicos Expresado como fenol mg/l 0,2
Demanda Bioquímica
de Oxígeno (5 días) DBO 5 mg/l 250
Demanda Química
de Oxígeno DQO mg/l 500
Dicloroetileno Dicloroetileno mg/l 1
Fósforo Total P mg/l 15
Hierro Total Fe mg/l 25
Hidrocarburos
Totales de Petróleo TPH mg/l 20
Manganeso total Mn mg/l 10
Materia Flotante Visible Ausencia
Mercurio Total Hg mg/l 0,01
Niquel Ni mg/l 2
Nitrógeno Total
Kjedahl N mg/l 40
Plata Ag mg/l 0,5
Plomo Pb mg/l 0,5
Potencial de
Hidrógeno pH 5,0-9
Sólidos
Sedimentables
mg/l 20
Sólidos Suspendidos
Totales
mg/l 220
Sólidos Totales mg/l 1600
Selenio Se mg/l 0,5
Sulfatos SO 4 2- mg/l 400
Sulfuros S mg/l 1
13 

Parámetros químicos
• pH: La determinación del pH en el agua indi ca la tendencia a su acidez o
alcalinidad, sin embar go no mide el va lor de la acid ez o alcalinidad. La
determinación de la acidez o alcalinidad de un efluent e permite establecer
la corrosividad del efluente. Adem ás, el pH es un indicador de la
capacidad trófica de la masa de agua. Las aguas ácidas se conocen
como oligotróficas y las alcalinas como eutróficas. La mayoría de las
aguas naturales tienen un pH entre 4 y 9, aunque muchas de ella s tienen
un pH ligeramente básico debido a la presencia de carbonatos y
bicarbonatos [13].
• Demanda Química de Oxígeno (DQO) : Es una medida de la materia
orgánica e inorgánica en el agua, que puede ser oxidada por un agente
químico oxidante expresada en mg/l; es la cantidad de oxígeno disuelto
requerida para la oxidación quími ca completa de contaminantes.
Por tanto, la DQO de muestras de agua se incrementa con el aumento
de la concentración de la materia orgánica , lo que implicaría que una medición
normal podría ser < 10 mg/L, mientra s una lectura de 60 mg/L puede ser
considerada como rica.
• Demanda Biológica de Oxígeno (DBO) : Estima la cantidad de oxígeno
que se requiere para oxidar por acci ón biológica la materia orgánica
presente en el agua y establece la rapi dez con la que este material va a
ser metabolizado por las bacterias que normalmente se encuentran
presentes en los efluentes residuales [6].
• Carbono Orgánico Total (COT): Hace referencia a la cantidad de
materia orgánica presente en una mues tra. Dado que los contaminantes
más comunes son de naturaleza orgánica, este parámetro permitiría
conocer el grado de cont aminación de aguas residuales. Así mismo se
puede evaluar el grado de mineralización de compuestos orgánicos en
una muestra de forma rápida y confiable [14].
20 

• Aceites y Grasas: Es la cantidad de compuestos or gánicos constituidos
principalmente por ácidos grasos de origen animal y vegetal, así como los
hidrocarburos del petróleo, de naturale za lipídica, que al ser inmiscibles
con el agua, permanecen en la super ficie dando lugar a la apar ición de
natas y espumas. Estas natas y espumas entorpecen cualquier tipo de
tratamiento físico o químico, por lo que deben eliminarse en los primeros
pasos del tratamiento de efluentes indus triales [ 11 ] . Las principales
fuentes aportadoras de gras as y aceites son los usos domésticos, talleres
automotrices y de motores de lanchas y barcos, industria del petróleo,
rastros, procesadoras de carnes y em butidos e industria cosmética y por
supuesto la industria porcina. La regulación ecuatoriana establece un
límite máximo permisible para este parámetro de 0.3 mg/l, tal como se
muestra en la Tabla 1.5.
De acuerdo a los diferentes proces os que se llevan particularm ente en
cada industria, se deberá tener mayor cuidado en los parám etros a delimitar,
por lo que se puede identificar las substancias c ontaminantes según el sector
industrial de la empresa, según se detalla en la Tabla 1.6.
Tabla 1.6. Principales contaminantes que se vierten a las aguas su perficiales de
acuerdo al sector industrial.
Sector Industrial Sustancias principales
Alimentos Carbohidratos, aceites y grasas, nitritos, nitratos y
fosfatos.
Agropecuaria Proteínas, aceites y grasas, nitritos, nitrato s y
fosfatos.
Construcción Sólidos en suspensión, metales, sales.
Fertilizantes y Plaguicidas Nitratos y fosfatos, compuestos órgano-
halogenados, organofosforados
Generación de Electricidad Calor, hidrocarburos, aceites sintéticos.
Minería Sólidos en suspensión, metales pesados, materia
orgánica, cianuros.
21 

Navales Petróleo, disolventes y pigmentos.
Pasta y papel Sólidos en suspensión, colorantes, sales, aceites y
grasas, alcoholes.
Petróleos Hidrocarburos aromáticos y alifáticos, sales,
metales.
Pinturas, barnices y tintas Compuestos órgano-estánicos, compuestos de Zn,
Cr, Se, Mo, Ti, Sn, Ba, Co, etc.
Química
Fluoruros, cianuros, amoniaco, nitritos, á cidos,
compuestos órgano halogenados, órgano-silícicos
Metales: Hg, Mn, Mo, Pb, Ag, Se, Zn
Siderurgia Aceites, metales disueltos, emulsiones, sosas y
ácidos.

1.6. La industria ecuatorian a y su desempeño ambiental
La industria ecuatoriana incluye una amplia variedad de actividades
industriales, entre las que se destacan lo s siguientes sectores representativos:
hidrocarburífero, alimenticio, gráfico, agr opecuario, agrícola, textil, producción
de caucho y plástico, automotriz, entre otros.
Según los datos recopilados por el In stituto Nacional de Estadísticas y
Censos (INEC) durante el Censo Na cional Económico 2010 (CENEC), de
500217 establec imientos censados, el 53. 93% corresponde al sector comercial,
36.27% pertenece a empresas que brindan servicios, 9.57% al sector industrial
y 0.53% incluyen los sectores agríc ola, minero, entre otros [15].
El Ecuador ha categorizado 74 activi dades industriales de acuerdo al
Código Industrial Internacional Uniforme (CIIU) Versión 4, establecida por el
Instituto Nacional de Estadí sticas y Cens os (INEC) en el año 2012, de acuerdo
a la realidad nacional, en la que los av ances científicos y tecnológicos de las
últimas décadas han revolucionado las actividades industriales [2].
22 

El CIIU es un documento que ofre ce un conjunto de categorías que
sirven como referencia internacional para clasificar industrias según las
principales actividades económicas que desarrolle. Los criterios para definir el
CIIU de una industria se basan en insumos de bienes, servicios y factores de
producción, el proceso y la tecnología de producción, las características de los
productos y las categorías de cada ni vel de la clasifica ción que son
mutuamente excluyentes.
La Clasificación tiene una estructura jerárquica piramidal, integrada por
seis niveles de categorías mutuamente excl uyentes, lo que facilit a la reunión, la
presentación y el análisis de los datos correspondientes a niveles detallados de
la economía en forma estandarizada y comparable int ernacionalmente.
Las categorías del nivel superior de la clasificación se denominan
secciones, que son categorías identificad as por un código alfabético (A-U).
Enseguida se ubican en cat egorías cada vez más detalla das, identificadas por
un código numérico: dos dígitos para la s Divisiones; tres dígitos para los
Grupos; cuatro dígitos para las Clases; cinco dígitos para las Subclases; y, seis
dígitos para la actividad económica al nivel más desagregado. La estructura
jerárquica de esta clasificación se det alla a continuac ión y permite un adecuado
desglose las actividades productivas en el país.
Tabla 1.7. Estructura Jerárquica del CIIU (Versión 4).
Nivel Nomenclatura Cantidad de actividades según el CIIU
(Versión 4)
1 Sección alfanumérica 21
2 División 2 dígitos 88
3 Grupo 3 dígitos 238
4 Clase 4 dígitos 419
5 Subclase 5 dígitos 542
6 Actividad 6 dígitos 1737
23 

Los procesos industriales involu cran un conjunto de operaciones que
tienen como finalidad transformar las materias primas, utilizando sust ancias
químicas, que podrían significar un ries go, al ambiente (c ontaminación de
recursos hídricos, suelo, aire) o a la salud.
Tomando en cuenta la clasificación ant es expuesta, en este trabajo se
caracterizarán y evaluarán los efluentes provenientes de algunos sectores
representativos de la industria ecuatoriana de los que s e han escogido
empresas notables de diferentes regiones del Ecuador (Tabla 1.8)
Tabla 1.8. Sectores Industriales sele ccionados para el estudio.
CIIU
Versión
IV
Cantidad
de
Empresas
Evaluadas
Sector Tipo de
Industria Actividad
A0145.01 1
Agricultura,
ganadería,
silvicultura y
pesca
Agropecuaria Cría de Cerdos
J5813.01 1 Información y
Comunicación
Gráfica

Actividades de
publicación y edición
de periódicos.
C1702.01 1 Industrias
Manufactureras
Fabricación de papel
y cartón ondulado y
de envases de papel
y cartón
C1030.01 . 1 Industrias
Manufactureras
Alimentaria Elaboración y
conservación de
frutas, legumbres y
hortalizas.
C1312.01 1 Industrias
Manufactureras
Textil
Fabricación de
tejidos (telas) anchos
de algodón, lana,
lana peinada o seda,
incluidos los
fabricados a partir de
mezclas o de hilados
sintéticos o
artificiales.
C1313.01 3 Industrias
Manufactureras
Blanqueo y teñido de
pantalones jeans.
24 

G4730.01 1
Comercio al
por mayor y al
por menor;
reparación de
vehículos
automotores y
motocicletas
Hidrocarburífera
Venta al por menor
de combustibles para
vehículos
automotores en
comercios
especializados.
Fuente: Autor.
Las condiciones de descarga de los efluentes industriales varían según
su localización geográfica y del tipo de servicio de recolección de aguas
residuales con el que cuente el sector [16], pudiendo esto s efluentes ser
vertidos en ríos sin o con previo tratamiento.
De acuerdo a lo expuesto por Ra miro Escobar, experto ecuatoriano en
cuencas hidrográficas, entre los ríos más contaminados del Ecuador tenemos
[17]:
• Río Guayas. Provincia de Guayas.
• Río Machángara. Provincia de Pichincha.
• Río Esmeraldas. Provincia de Esmeraldas.
• Río Cutuchi. Provincia de Cotopaxi.
• Río Sicalpa, Chibunga y Cham bo. Provincia de Chimbor azo.
Con respecto a la contaminación de los recursos hídricos, en Guayaquil,
referida como una de las tres principa les ciudades económicas del Ecuador,
parte del problema es la degradación del Estero Salado que se conecta con el
río Guayas (unión de los ríos Daul e y Babahoyo) y el Golfo de Guayaquil, que
desembocan en el océano Pacífico. Debido a que los ecosist emas acuáticos
están interconectados, la contaminación del manglar y de los ríos termina
afectando al océano provocando consec uencias e n la calidad del agua y
especies acuáticas [16].
25 

La contaminación del Es tero Salado proviene de las descargas de aguas
residuales, de las zonas urbanas, tanto industriales y domésticas. Existen
alrededor de 929 empresas, de las cual es el 42% corresponden a industrias,
que se encuentran localizadas a orillas del Estero Salado. El 63% de estas
industrias elaboran productos alimenticios y bebidas [3].
De acuerdo al Ministerio del A m biente, al río Daule se descargan
residuos provenientes de 200 empresas, de las cuales sólo el 25% tiene
licencia ambiental . Las viviendas de los cant ones Balzar, Daule y Nobol
depositan sus residuos sóli dos al río. Pero además, estas ciudades no tienen
plantas de tratamiento de aguas servidas y a eso se agregan los residuos de
agroquímicos y pesticidas utilizados en la agricultura, los que son depositad os
al río, contribuyendo aun má s a su contaminación [16].
Es necesario indicar que en el Golfo de Guayaquil se enc uentran
establecidas camaroneras que descar gan aguas residuales que contienen
antibióticos, químicos y detritos que cont ribuyen a la contaminación acuátic a.
En suma, hay descargas de aguas indu striales, residuos de químicos y
antibióticos que están contaminando el mencionado Golfo cuyas aguas
confluyen en el océano Pac ífico poniendo en riesgo el agua, la fauna marin a y
organismos acuáticos. Si se revisa el Índice de Salud de los Océanos,
encontramos que el Ecuador se encuentra en la m edia mundial, pero como
éste es ponderado, está por debajo de l promedio en prot ección costera,
biodiversidad y aguas limpias, es así co mo las autoridades busca n aumentar la
conciencia ambiental ev aluando el desempeño ambient al de las empresas e
imponiendo sanciones para quienes in c umplen las normativas ambientales
vigentes.
El desempeño ambiental de una empr esa se estima por el gr ado de
cumplimiento de las regulaciones ambiental es vigentes, la inversión en plantas
de tratamiento y las certificaciones ISO 9000 e ISO 14000. Dentro de la
industria ecuatoriana este índice está in fluenciado por el me rcado al que están
orientados, el tipo de capital con el que par ticipan y el tamaño de la empresa
[10].
26 

1.7. Industrias representativas y contaminantes en el Ecuador
A pesar de que la matriz productiva ecuator iana presenta una variedad
de actividades industriales, en esta tesi s doctoral se ha dec idid o analizar los
efluentes residuales de cinc o s ectores representativ os, seleccionados por los
diversos contaminant es encontrados en su s descargas y su importancia en la
matriz económica del país.
1.7.1. Industria agropecuaria
La actividad agropecuaria en el Ec uador es considerada una de las
principales fuentes de ingresos ec onómicos, por exportación de productos
agrícolas como Cacao (1875-1925); Ba nano (1930-1970), así como por la
dotación alimentaria para s ubsistencia de la población ecuatoriana, siendo las
actividades porcina y vacuna muy relevantes a su vez [15].
En el Ecuador, el crecim iento más importante de este sector procede de
la ampliación de la fronter a agrícola, antes que por el desarrollo tecnológico.
Sin embargo, el principal problema en el sector agropecuario nace con el
manejo inadecuado del suelo y el desperdicio de los recursos naturales. De la
misma manera, la contaminación se extien de por el abuso indiscriminado en el
uso de pesticidas que deterioran la biod iversidad. Otro recurs o mal utilizado es
el agua de los ríos que ha n sido afectados por el in greso de aguas negras de
las zonas urbanas, los derrames de petró leo por las frecuentes roturas de
oleoductos, y por la cont aminación de los cultivos.
Las actividades agropecuarias forman parte de las actividades que más
inciden en la degradación de l medio ambiente por las grandes extensiones que
ocupa, lo que determina que grandes ár eas de bosques sean destruidas
contribuyendo a la degradación del clima, el suelo y la disminución de la
calidad del agua de los recursos hídricos, por las vertientes indiscriminadas de
efluentes de estas industrias sin el tratamiento adecuado [15].
27 

Las producciones que se realizan en confinamiento emplean agua para
el aseo de sus instalaciones. Tal es el caso de las producción porcina y del
ganado de leche que se confina tempor almente para el ordeño y generan una
importante cantidad de cont aminantes, incluyendo el sacrificio del vacuno,
porcino y aves.
1.7.2. Industria alimentic ia
En los últimos años, la industria alimenticia ecuatoriana ha
experimentado un leve pero continuo incremento de la imp ortancia de la
industria de alimentos y bebidas dentro de la economía nacional, recuperando
en cierto modo la participación relativa que t enía hasta 1999, año en el que el
país experimentó una de las más fuertes cr isis económicas, y demostrando así
su gran dinamismo [18].
El Estado tiene como prioridad r egular el uso y manejo del recurso
hídrico utilizado en la producción de alimentos, bajo los principios de equidad,
eficiencia y sostenibilidad ambiental.
Las descargas provenientes de las em presas alimenticias contienen alta
carga orgánica que se mide por la demanda bioquímica de oxígeno, que
establece la cantidad de ox ígeno que requieren las bact erias de este efluente
para descomponer los residuos presentes en el mismo.

1.7.3. Industria gráfica
El ritmo de crecimiento de la industri a gráfica [19] tan solo en la región
de América Latina fue del 4% en los úl timos años, por lo que se espera que
este sector siga en continuo crecimiento. La industria gráfica es un sector que
contamina severamente los cuerpos de agua, ya que debido al procesamiento
que conllevan sus operaciones unitarias, existen aportes de aguas residuales
de sus procesos que presentan alta carga de contaminantes orgánic os e
inorgánicos. El Minist erio de Medio Am biente [20] estima un porcentaje de
28 

afectación del 33% de es te tipo de industria en los recursos de agua en
Ecuador. De la misma forma, algunos es tudios [21] muestran que existen
componentes tóxicos (en concentraci ones mayores al 90%) que pueden llegar
a afectar no sólo al ecosistema acuátic o, sino también a la salud humana, con
problemas genéticos y cáncer, entre otros.
Aunque en la actualidad, este ti po de industria se encuentra amenazada
por el desconocimiento de técnicas de control de calid ad en el área de
fabricación, que genera una gran cant idad de desperdicios de recursos
materiales. La competencia en este sector también se ha incrementado,
promoviendo la competit ividad industrial [22].
La Industria Gráfica ha tenido un crecim iento notable en la provincia del
Tungurahua, aspecto generado por el gr an movimiento comercial y el auge
productivo de la provincia, que ha permi tido en estos últimos años la apar ición
de varias nuevas empresas que satisf agan las necesidades con otra propuesta
de productos y servicios.
Los efluentes provenientes de este se ctor industrial, son considerados
tóxicos por el tipo de tintas utilizadas dura nte la impresión o prensado. Estas
aguas residuales contienen altas cantidad es de Sólidos Suspendidos Totales y
una alta Demanda Química y Biológico de Oxígeno, que aporta n el 22% de la
DBO en los ríos Machángara y Monjas , donde se descargan los efluentes
industriales del sector El Inca en la Provincia del Pichincha [23].

1.7.4. Industria textil
La industria textil representa un se ctor económico importante por su
aporte a la producción nacional y la gener ación de divisas. El 78% de la
producción y más del 70% de establecim ientos textiles se sitúan en las
provincias del Guayas y Pichincha [24].
29 

Assessment of electrocoagulation fo r the treatment of petroleum
refinery wastewater. Journal of En viron. Manag., 91(1), 180-185.
[30]. Prieto Díaz, V. I., Martínez de Villa Pérez, A. (1999). La contaminación
de las aguas por hidrocarburos: un enfoque para abordar su
estudio. Revista C ubana Higiene y Epidemio logia, 37(1), 13-20.
[31]. Misiti, T., Tezel, U., & Pavlostath is, S. G. (2012). Fate and effect of
naphthenic acids on oil refinery activa ted sludge wastewater treatment
systems. Water Research, Vol 47(1), 449-460.
[32]. Mizzouri, N. S., & Shaaban, M. G. (2013). Kinetic and hydrodynamic
assessment of an aerobic purificati on system for petroleum refinery
wastewater treatment in a cont inuous regime. International
Biodeterioration & Bio degradation, 83, 1-9.
















36 




























37 










38 


CAPÍTULO 2
PROCESOS
CONVENCIONALES Y
AVANZADOS DE OXIDACIÓN
EN EL TRATAMIENTO DE
AGUAS




40 

2. Procesos convencionales y avanzados de
oxidación en el tratamiento de aguas
2.1. Procesos convencionales de efluentes industriales
En la ingeniería de las aguas residuales se ha experimentado
ampliamente con las operaciones unitarias convencionales de depuración, las
mismas que han sido usadas en distinta s combinaciones de procesos que han
conducido a mejorar las condiciones físic o-químicas y microbiológicas de los
efluentes industriales previo a su vertido a los cuerpos recept ores [1]. Estos
vertidos han sido regulados por los organi smos de control ambiental sean é stas
locales, regionales o estatales, por lo que los generadores de residuos líquidos
han intentado utilizar las mejores alte rnativas que conduzcan a mejorar su
desempeño en materia sanitaria y ambiental [2].
Los procesos de tratamiento conv encional de aguas residual es pueden
clasificarse como físicos, químicos y biológicos, y pueden ser usados en
combinaciones que dependen de la calidad física, química y biológica del agua
a ser tratada [3]. La Tabla 2.1 presenta un resumen de las operaciones
unitarias que se utilizan en los sist emas de tratamient o tradicionales [ 4 ] .
Tabla 2.1. Resumen de operaciones unitarias vinculadas con los sistem as
convencionales de tratam iento de aguas residuales.
Clasificación de
procesos Proceso Campo de utilización
Físicos
Desbaste
Eliminación de sólidos
grandes, palos, plásticos,
textiles.
Sedimentación Eliminación de sólidos en
suspensión.
Flotación Eliminación de grasas y
aceites.
Desgasificación ( air stripping ) Eliminación de gases.
Adsorción Eliminación de compuestos
41 


orgánicos, color en carbón
activo.
Químicos
Floculación-coagulación
Aplicación de químicos
floculantes y coagulantes
para eliminar sólidos en
suspensión de pe queña
dimensión y masa.
Neutralización Mejoramiento del pH del
agua.
Oxidación
Remoción de contaminantes
químicos especialmente
metales pesados.
Intercambio iónico
Remoción de contaminantes
químicos especialmente
metales pesados.
Biológicos
Sistemas Aeróbicos
Acción metabólica para
eliminar sólidos en
suspensión y materia
orgánica soluble por
aireación.
Sistemas Anaeróbicos
Acción metabólica para
eliminar sólidos en
suspensión y materia
orgánica soluble, producción
de biogás.
Los procesos de tratamiento conv encional que se han aplicado muy
profundamente están asociadas con la separación de partículas grandes
presentes en el efluente a ser tratado, seguido de un proceso de sedimentación
de partículas más pequeñas que por sus características físicas, tamaño,
estructura, composición, pueden experimentar este proc eso de retención [5].
La separación de partículas pequeñas dep ende de las características del flujo
del fluido, esto es si es turbulento o es laminar, las condiciones de los
estanques donde se desarrolla el proceso de separación y la resistencia física
de las partículas ante las condiciones del flujo.
42 

Cuando la separación de las partícul as por el proceso físico de la
sedimentación no es eficiente y no permi te mejorar la calidad del efluent e
tratado, se hace necesario utilizar té cnicas de tratamiento químico que
involucran la utilización de coag ulantes y floculantes, cuya naturaleza química
permita la aglomeración de partículas pequeñas en otras más grandes que se
agrupen formando flóculos que por su peso y agregación pueden sediment ar,
permitiendo la clarificación del efluente [6].
Las aguas residuales generadas en ambientes urbanos son
generalmente tratadas por estos métodos de clarificación [7]. Cuando los
espacios para la ubicación de las plan tas de tratamiento de vertidos no s on
adecuados, caso contrario, las lagunas de estabilización, donde ocurre la
degradación biológica de la materia orgánic a presente en estos vertidos, es la
mejor alternativa tecnológica [8], aún cuando se requiere de grandes áreas de
tratamiento y largos tiempos de re sidencia del fluido en las lagunas.
Debido a que los procesos de clarif icación que involucran coagulación-
floculación- sedimentación no siempre son eficientes, la ingeniería de aguas se
sustenta en la necesidad de pasar los efluen tes semitratados a través de filtros,
donde dependiendo de la naturaleza del m edio filtrante, es posible la
separación de las partículas que no alcanzaron a sedimentar a través de los
procesos antes descritos [ 2 ] .
Debido a la presencia de microorganismos, bacterias y virus, las aguas
ya tratadas por los procesos ant erio res deben ser desinfectadas, estas deben
someterse a la eliminación de estos organi smos [9]. De ahí que la desinfección
de los efluentes es obligatoria para garantizar la s eguridad sanitaria de los
vertidos. Las técnicas tradicionales de desinfecció n conducen a la utiliza ción
del cloro como desinfectante, pero proc esos más costosos y más eficientes,
sobre todo por la no formación de compuestos químicos secundarios en la
matriz del efluente, involucran la oz oniz ación y la utilización de radiac ión
ultravioleta [ 10 ] .
43 


En síntesis, los métodos conven cionales de tratam iento generalmente
han sido muy utilizados en la ingeniería de aguas resi dual es, y por tanto en el
mejoramiento de la calidad de los vertidos industriales y urbanos [ 1 ] .
En la ingeniería sanitaria se ha promovido sistemáticamente la
aplicación de métodos biológico s de trat amiento de los efl uentes que salen de
un sistema tradicional. Estos métodos in volucran la elimi nación de materia
orgánica por biodegradación de ésta c on la ayuda de microorganismos que
crecen, se desarrollan y actúan frente a la materia orgánica presente en el
efluente degradándola y permi tiendo su eliminación, con lo cual se ha
conseguido más del 80% de eficiencia en el proceso de purificación de los
vertidos [ 1 ] . Los esquemas de tratamiento son aplicables a flujos continuos de
efluentes, pero con tiempos de residencia altos [11].
La aplicación de los sistemas tradi cionales y el requerimiento de
aumentar la eficiencia en la depuración depende del us o potencial que se v a a
dar al vertido luego de la salida del si stema. Por ejemplo, si sólo se trata de
cumplir con un requisito legal, al alcanz ar el vertido los límites permisibles
establecidos para las descargas en la nor mativa ambiental pertinente, entonces
se habría conseguido el propósito del sist ema de tratamiento. Sin embargo, la
responsabilidad ambiental de las organizaci ones hace pensar que la solución
no está en conseguir sólo el cumplimiento del marco legal ambiental aplicable,
sino más bien en llegar a reusar los vert idos tratados en otras actividades s ean
éstas, la agricultura, la recreación o el mejoramiento paisajístico de una
comunidad y hasta la depuración con fine s de potabilización, sobre todo en
territorios donde la dis ponibilidad de agua es escasa.
Es entonces cuando la utilizaci ón de met odologías de tratamiento no
convencional se hace muy importante. La Figura 2.1 pr esenta un esquema de
un sistema de tratamiento convencional que puede ser aplicado a un vertido
industrial con alto contenido de mate ria orgánica biodegradab le y no tóxica
(bajas concentraciones de metales pes ados y compuestos orgánicos tóxicos )
[ 12 ] .
44 

Agua cruda
Homogenización de flujos
(

Ecualizador
)

Coagulación – floculació n
(adición de polímero)
Separación de sólidos en
atrapador de sólidos
Sedimentación
Aireación continua a
desinfección
Tratamiento biológico en lagunas
de oxidación
Espesamiento, estabilización
química, desaguado de lodos
químicos y biológicos
Descarga controlada
Lodos a compostera

Figura 2.1. Esquema de tratamiento convencional para vertidos industriales no
tóxicos.
2.1.1. Tratamiento biológico
2.1.1.1. Procesos aeróbicos
Lodos activados
Este es uno de los procesos biológi cos más comunes y utiliza dos desde
hace ya varios años para el tratamiento de aguas residuales domésticas e
45 


Las moléculas y radicales libres pueden ser ionizadas a M + o M - por
transferencia de electrones entre molécula s, a este proceso se lo conoce com o
fotoionización. Se puede dar el ca so, de que la energía absorbida sea
transferida a otra molécula N* causando la pérdida de su estado de excitación
a la molécula M*.
La fotólisis es otra reacción fotoquímica en la que el enlace de las
moléculas foto-activadas se rompe una ve z que la energía fue absorbida. Es to
sólo sucederá cuando la energía del fot ón U a liberar es mayor que la energía
del enlace. Esta energía está dada por la siguiente expresión:
  

h = constante de Planck
c = la velocidad de la luz
λ = longitud de onda

M + h v M*
Radiación M + h v
Calor M + calor
Foto-ionización M + + e -
Trasferencia de electrones M + + N - o M - + N +
Transferencia de energía M + N*
Reacción química p.ej. fotólisis
52 

2.3. Procesos avanzados de oxidación
Existen muchas variantes tec nológicas de trat amiento de aguas
residuales industriales, las mismas que c onstituyen métodos no tradicionales
de purificación de las aguas residuales indu striales. Las Técnicas Avanzadas
de Oxidación (TAOs) de la materia orgánic a, tóxica y no tóxica , contenida en
las aguas residuales industriales, merecen especial atención por sus
interesantes aspectos técnicos y ambientales asociados. Las TAOs han sido
desarrollados con el objetivo de present ar una alternativa má s eficiente a los
procesos convencionales de tratamient o de aguas residuales, logrando oxidar
una gran variedad de contaminantes orgánicos [36]. Los procesos
convencionales de aguas residuales tales como tratamientos biológico s,
químico-físicos convencionales (oxidaci ón térmica, cloración, ozonización,
permanganato de potasio, etc.), adsor ción con carbón activado u otros
adsorbentes, no logran detoxificar muchos de las aguas residuales industriales
generados hoy en día de una forma eficiente y económica [37].
Las TAOs se caracterizan por la generación de radicales OH . . Este
radical se genera por medios fotoquímicos o por otras formas de energía
capaces de degradar una gran variedad de sustancias tóxicas al convertir
compuestos orgánicos en dióxido de carb ono, agua y sustancias inorgánicas
debido a que poseen un elevado potencial de oxidación.
En casi todos los casos, estas técn icas han mostrado tener altos niveles
de eficiencia y han sido propuestos como métodos de tratamiento en
condiciones de producción de efluentes por lotes [38-48]. Algunas ventajas que
se han observado de la aplicación de los pr ocesos avanzados de oxidación s on
entre otras las siguientes:
o Interviene en el tratamiento de cont aminantes empleando reactivos a baja
concentración [49].
53 


o El proceso impide la formación de subproductos o se forman en baja
concentración [29].
o El contaminante no solo cambia de fase sino que a su vez es
transformado químicamente [50].
o El proceso resulta útil en la remoción de contaminantes refractarios
tolerantes a procesos biológicos [51].
o Es empleado para disminuir la conc entración de compuestos formados en
pretratamientos alternativos [52].
o El tiempo de reacción es relativa mente corto en comparación con otros
métodos de tratamiento, como el tr adicional uso de sulfato de aluminio.
o Se elimina casi totalmente el color de efluentes cuya matriz es
fuertemente coloreada [53].
o La aplicación de radiación ultravioleta mejora la velocidad de la reacción y
el tiempo de contacto [40].
Existen sin embargo desventajas que deben permitir a través de
estudios encontrar soluciones efectiva s. Una de estas de sventajas es que las
técnicas avanzadas de oxidación como las aplicadas se desarrollan en
sistemas de tratamiento por lotes [54], esto es en instalaciones industriales
pequeñas. Sin embargo, la alta eficiencia de estas técnicas permite emplear
reactores relativamente pequeños que p odrían ser ubicados en espac ios
reducidos.
Otra ventaja es que el olor del efl uente se reduce sign ificativamente en
tiempos cortos luego de la aplicación de lo s químicos y la radiación UV [37].
Esto se debe a la fuerte oxidación de la materia orgánica presente en el
efluente a ser tratado.
54 

Luego de la aplicación de los químicos y la radiación UV, no es
necesario adición de cloro u ot ro desinfectante, ya que las bacterias coliformes,
por ejemplo se eliminan en menos de dos horas [55].
Las TAOs pueden ser clasificadas en fotoquímicas y no fotoquímicas.
La Tabla 2.2 presenta un listado general de estas técnicas [ 56 ] .
Tabla 2.2. Clasificación de las Técnicas Avanzadas de Oxidación utiliza das en
tratamiento de aguas residuales.
Técnicas no fotoquímicas de oxidación Técnicas fotoquímicas de oxidación
Ozonización en medio alcalino, O 3 /OH - Peróxido de hidrógeno /UV
Ozonización con H 2 O 2 , O 3 /H 2 O 2 Ozono/UV
Reacciones de Fenton, H 2 O 2 /Fe +2 Fotólisis de agua en el UV de vacío
Oxidación electroquímica Foto-Fenton
Oxidación en agua subcrítica y
supercrítica Fotocatálisis heterogénea
Radiólisis con aplicación de haces de
electrones
Plasma no térmico

2.3.1. Técnicas no fotoquímicas de oxidación
2.3.1.1. Peróxido de hidrógeno
De los oxidantes comúnmente utilizados en los tratam ientos de agua el
peróxido de hidrógeno tiene un potencial medio (Tabla 2.3). Su poder oxidante es más
fuerte que el cloro, dióxido de cloro, y el permanganato de potasio. A través de
procesos catalíticos, el H 2 O 2 se puede convertir en radicales hidroxilo (. OH) que
tienen un poder oxidante sólo superado por el flúor.

55 


Tabla 2.3 Comparación de los potenciales de oxidación de diferentes
compuestos
Oxidante Potencial de oxidación (V)
Flúor 3.0
Radical hidroxilo 2.8
Ozono 2.1
Peróxido de hidrógeno 1.8
Permanganato potásico 1.7
Dióxido de cloro 1.5
Cloro 1.4

Su capacidad oxidante permite inhibir el crecimiento microbiano, oxidar
determinados contaminantes fáciles de oxidar como hierro y sulfuros y difíciles de
oxidar como disolventes, gasolinas y pesticidas.
La razón por la que el peróxido de hidrógeno se puede utilizar en aplicaciones
tan diversas es debido a su variable selectividad. Simplemente ajustando las
condiciones de la reacción como por ejemplo, pH, temperatura, dosis, tiempo de
reacción, y / o adición de catalizado r, el H 2 O 2 puede oxidar a un contaminante u otro.
Es capaz de oxidar al sulfuro de hidrógeno, mercaptanos, aminas y aldehídos.
Puede oxidar el cloro residual y co mpuestos de azufre reducido, tiosulfatos, sulfitos y
sulfuros. Oxida cianuros, NOx / SOx, nitritos, hidrazina, sulfuro de carbonilo, y otros
compuestos de azufre reducido mencionados anteriormente (contr ol de olores /
corrosión) [57, 58].
2.3.1.2 Ozonización en medio alcalino
En medio acuoso el ozono da lugar a una serie de reacciones que
generan radicales OH . . Al aumentar el pH en el proceso de ozonización la
velocidad de reacción y generación de radicales aumenta. De modo que la
degradación de la materia orgánica presente en la s aguas a tratar se da
56 

mediante la acción del ozono y los radi cales producidos en el medio alca lino
[59].
      
 •    •
  •   •   
 •  
   •
   2   2   • 3  
   2   2   • 3  
La ozonización transforma los contaminantes en compuestos más
simples y refractarios al reactivo [62].
(2.1)
(2.2)
(2.3)
Se ha comprobado que un aumento del pH no contribuye con la
disminución del COT en el efluente [60].
2.3.1.3 Ozonización con peróxido de hidrogeno (O 3 /OH·)
El ozono es un poderos o oxidante y eficiente bactericida, aplicado
exitosamente desde hace mucho tiempo como desinfect ante de aguas
potables. Su uso ha permitido un not able mejoramiento del gusto, color,
características de filtración y biodegradab ilidad de las mismas [61]. El ozono se
trasforma sólo en compuestos tan simples como O 2 y H 2 O. Los compuestos
orgánicos tratados con este reactivo producen aldehídos, cetonas o ácidos
carboxílicos. La ozonización es un buen pretratamiento para procesos
biológicos, y versátil para técnicas combinadas.
El peróxido de hidrógeno se disoci a en medio acuos o para formar el ión
hidroperóxido, el cual reacciona con ozono para generar una serie de
reacciones. Esta técnica es fácil de aut omatizar, aunque su apl icación conlleva
un alto costo en cuanto a la generac ión de ozono y el uso de peróxido de
hidrogeno. La reacción se muestra a continuación.
(2.4)
(2.5)
57 



2.3.1.4 Oxidación electroquímica
La modificación de la estructura quí mica de una moléc ula, convirtiéndola
ación de una corriente eléctrica de 2-20
A. Esta tecnología genera r adicales que destruyen de fo rma parcial la moléc ula
en es
ustriales en comparación con las técnicas químicas
convencionales.
en una biodegradable resulta de la aplic
tudio y/o la oxidan convirtiéndola a una sustancia inoc ua [63] para el
medio ambiente, CO 2 y H 2 O. La Tabla 2.3 muestra las ventajas e
inconvenientes de esta técnica.
Tabla 2.3. Ventajas y limitaciones de la técnica electroquímica aplicada al tratamiento
de aguas residuales ind
Ventajas Limitaciones
• El ele de bajo costo
• Tecnología empleada n o causa efecto s
adversos al m nte
provee seg uridad
• Efecti acio-tiempo
disminuye
• Conocimiento extenso de
ctrón es un reactivo
edio ambie
• Manipulación sencilla
• Condiciones de operación flexibles
(temperatura baja)
• Procesos de operación
• Es posible tratar dos fluidos a la vez
vidad de esp
diferentes ramas

2.3.1.5 Radiólisis γ y tratamiento con haces de electrones
El haz de electrones entra en el agua, los electrones pierden energía por
ículas altamente
reactivas [64], tales como radicales neutros e iónicos:
colisiones no elásticas con molécula s de agua gener ando part
         ·   ·            (2.6)
58 

Los iones e aq y los iones radicales atacan fuertemente la materia
orgánica. Este método es efectivo para tratar compuestos orgánicos volátiles
pero su rendimiento podría disminui r con una alta concentración de
contaminantes. Además, se cuenta como
El plasma no térmico se puede produc ir por una desc arga eléctric a o un
un haz de elec trones de energía prominente. La
energía empleada de los electrones es cercano a 10 eV, equivalente a
temperaturas altas. El plasma ti
uros alifáticos y alifáticos halogenados,
tratamiento de gases de sali da industriales y de incine radores, tratamiento de
VOCs en suelos y aguas subterráneas (previa transferencia a la fase vapor por
Esta técnica emplea ultrasonido de potencia entre 15 KHz a 1 MHz
ulic a. La oxidación de mat eria orgánica
mediante sonólisis se da a través de t res procesos: reacciones de H O
supercrítica, pirolis
Consiste en la oxidación de contaminantes de aguas residuales,
400-700 ° C y 25 KPa. Se mezcla el
agua residual y el agente oxidante (aire) a estas condiciones críticas, donde el
oxígeno es capaz de oxidar cualquie r sustancia [68]. Además se generan
desventaja el elevado costo eléctrico
que implica su puesta en operación [65].
2.3.1.6 Plasma no térmico
bombardeo de un gas con
ene la capacidad de pr oporc ionar especies
altamente reductoras y oxidantes [66].
Este método es aplic ado en la remoción de SO x y NO x de gases de
escape, descomposición de hidrocarb

bombeo), tratamiento de sólid os contaminados con VOCs (previa aplicación de
calor y fluidización en un gas inerte), entre otros.
2.3.1.7 Descarga electrohidráulica
empleando la cavitación electrohidrá
2
is directa y reacciones con los radicales producidos por la
reacción térmica, o por las reacci ones en presencia de oxígeno [67].
2.3.1.8 Oxidación de agua supercrítica
llevándolo a condiciones supercríticas de
59 


radica
Fotolisis del agua en el ultravioleta de vacío (UVV)
frecuencia en el proceso de
fotodegradación de contaminantes en aguas y en corriente de aire con alt o
a y compuestos
difíciles de oxidar. Este proceso aprovec ha la radiación de longitud de onda
menor
ez se producen electrones acuosos, pero con bajo rendimiento
cuántico [70]:
   
ν
  ·      (2.8)
A partir de los radicales prim arios se generan rápidamente   · y   ·_ :
Los oxidantes reductores y ox idantes llevan a cabo de manera
simultánea reacciones de r educción y oxidación.

les hidroxilos que poseen un gran poder oxidante. Se puede
complementar el proceso con el uso de catalizadores. Entre las ventajas que
presenta esta técnica es la capac idad de degradar compuestos orgánicos
persistentes no biodegradables de una forma rápida. Una de las desventajas
que presenta el uso de esta técnica es el costo elevado que conlleva el proceso
y la dificultad que representa alcanzar las condiciones críticas de operación
[69].
2.3.2 Técnicas fotoquímicas de oxidación
2.3.2.2
La radiación UVV se usa con
contenido de humedad, para el tratamiento de agua ultra pur
a 190 nm y usa lámparas de excímeros de Xe ( λ = 172 nm). La
excitación con estas longitudes de onda co nlleva a la degradación de la mat eria
orgánica en fases condensadas y gaseos as [70]. Tienen lugar las siguientes
reacciones:
   
ν
  ·  · (2.7)
A su v
   0 . 0 4
60 

Ventajas :
o No requiere de reactivos químicos
Desventajas :
o Requiere suministro de oxígeno
o Uso de material de cuarzo
o Suministro de cantidades elevadas de energía
2.3.2.3 UV/peróxido de hidrógeno
La ruptura de H 2 O 2 por fotones irradiados alcanza   ·  185  
xilo por cada molécula de
H 2 O 2 .
    
ν
2   · (2.9)
La fotólisis del 2 2
a o media presi ón [71]. La longitud de onda que más
favorece al proceso de fotólisis está entre 210- 240 nm. Si los c ontaminantes
se fotolizan directamente, aumenta el pr oceso de fotodegradación oxid
[72].
0.98 , generando de esta manera dos radicale s hidro
H O se realiza casi siempr e empleando lámparas de
vapor de mercurio de baj
ativa
Ventajas :
o Oxidante comercialmente accesible
o Térmicamente estable y puede almacenarse en el lugar
61 


• T
cualquier otro desinfectante, el tiempo
de exposición es vital para asegura r un buen desempeño ya que no es
• Calidad del fluido: Conociendo las características, composición y

iempo de exposición: El tiempo requerido de exposición a la luz
ultravioleta es inversamente proporci onal a la intensi dad de la luz que
penetra el fluido, teniendo en cuenta la capacidad de absorción del fluido
y la dispersión de la luz debido a la distancia [88].
• Tipo de microorganismos: Como
fácil determinar el tiempo de contacto puesto que éste depende del tipo
de flujo y de las características del equipo, pero el periodo debería estar
relacionado con la dosificac ión de radiación necesaria.
condiciones de las aguas de desecho, los análisis realizados post-
tratamiento son necesarios para determi nar la concentración de materia
orgánica disuelta en las mismas [89, 90].

68 

2.4. Bibliografía
1 ] . Metcalf, E. (1990). Ingeniería de aguas residuales. Tratamiento, vertido
y reutilización. Tomo II, Editorial McGraw Hill.
[ 2 ] . Alberto, R. R. J. (2000).Informe de Calidad del agua. Escuela
Colombiana de Ingeniería.
[
[3]. Yi Jiang, Christian Petrier, T. David Waite. (2006). Sonolysis of 4-
chlorophenol in aqueous solution: E ffects of substrate concentration,
aqueous temperature and ultrasonic frequency Origina l Research
Article Ultrasonics Sonochemistry, Vo lume 13, Issue 5, Pages 415-422.
006). Tr atamientos Avanzados de aguas
residuales industriales. Informe de Vi gilancia tecnológica, Vigila ncia
[ 5 ] .
gencies/fs2_10.pdf
[ 6 ] .
ti on_health/hygiene/emergencie s/fs2_1
3.pdf
[ 7 ] .
nt in Berlin with deep tanks and flotation for
secondary clarification.Water Sci ence and Technology, 33(12), 199-
[ 8 ] .
an effluent. Desalination , Vol. 222, Issues 1–3 , 302–306.
[ 9 ] . Víctor Matamoros, Vict oria Salvadó. (2013). E valuation of a
[ 4 ] . Aurelio H. M., Rodríguez Antonio, Latón Pedro, Dorado Miriam, Villar
Susana, Sanz Juana. (2
Tenconóligca Vol 2, Page 136.
World Health Organization. (1996). Wa ter Sanitation and Health: Simple
sedimentation.http://www.who.in t/water_sanitation_health/hygiene/emer
World Health Organization. (1996) . Water Sanitation and Health:
Coagulation, flocculation and clarification.
http://www.who.int/water_sanita
Gnirss, R., Peter-Fröhlich, A., & Schmidt, V. (1996). Municipal
wastewater treatme
210.
H. Ghoualem , A. Khouider . (2008). Evaluation and bi ologic treatment of
an urb
69 


coagulation/flocculation-lamellar clar ifier and filtration-UV-chlorination
reactor for removing emergi ng contaminants at full-
scale wastewater treatm ent plants in Spain . Journal of Environmental
Management, Vol. 117, 15 March 2013, 96-102.
[ 12 ] .
ludge as part of a “zer o-sludge” strategy for
[ 10]. Warren, V., & Hammer, J. (2008). Wa ter supply and pollution control.
Prentice Hall, 8 th edition.
[ 11 ] . V.K. Gupta, I. Ali. (2013). Wastewater Treatment by Biological Methods .
Environmental Water, Vol 2013, 179-204.
Torres F. (2009). Informe técnico, “Estudio de tratabilidad de las aguas
residuales industriales de la granja porcina de Molinos Champions S.A.”
Guayaquil, Ecuador.
[ 13 ] . Kaluža, L., Šuštarši č , M., Rutar, V., & Zupan č i č , G. D. (2014). The re-
use of Waste-Activated S
wastewater treatments in the pul p and paper industry. Bioresource
technology, 151, 137-143.
[ 14 ] . An example of design of activat ed sludge plants with denitrification .
(2013). Proceedings of the Conf erenc e on Nitrogen As a Water
Pollutant. Pages 661-672 Bent Tholander
[ 16 ] .
logy, Vol 32 (11), 111-119.
[ 15 ] . Arun Mittal. (2011). Biological W ast ewater Treatment. Water Today.
F. El Sharkawi, O. El Sebaie , A. Hossam, G. Abdel Kerim. Evaluation of
Daqahla wastewater treatment pl ant, aerate d lagoon and ponds system
Water Science and Techno
[ 17 ] . Ari Kauppinen, Kati Mart ikainen, Ville Matikka, Anna-Maria Veijalainen,
Tarja Pitkänen, Helvi Heinonen-Tanski , Ilkka T. Miettinen. (2014). Sand
filters for removal of microbes and nutrients from wastewater during a
one-year pilot study in a cold temperate climate . Journal of
Environmental Management, Vol 133, 206-213.
[ 18 ] . Mustafa Evren Ersahin, Hale Ozgun, Yu Tao, Ju les B. Van Lier. (2014).
70 

Applicability of dyna mic membrane technology in anaerobic membrane
bioreactors . Water Research, Vol 48,, 420-429.
[ 19 ] . Hale Ozgun, Recep Kaan Dereli, Must afa Evren Ersahin, Cumali Kinac i,
Henri Spanjers, Jules B. van Lier. (2013). A review of
anaerobic membrane bioreactors for m unicipal wastewater treatment:
Integration options, limit ations and expectations Separation and
Purification Technology.
[ 20 ] .
zar el estado estable.”,
Universidad Nacion al de Colombia.
[ 21 ] .
Lina Marcela Parra Rodriguez (2006). Tesis Doctoral “Operación de un
filtro anaerobio de flujo ascendente has ta alcan
Wei Han, Qinyan Yue, Suqing Wu, Yaqin Zhao, Baoyu Gao, Qian Li,
Yan Wang. (2013). Application and advantages of novel clay ceramic
particles (CCPs) in an up-flow anaerobi c bio-filter (UAF) for wastewater
treatment . Bioresource Technology, Vol 137, 71-78.
[ 22 ] . Lorenzo Bertin, Silvia Lampis, Daniel a Todaro, Alberto Scoma, Giovanni
Vallini, Leonardo Marchetti, Maur o Majone, Fabio Fava. (2010).
Anaerobic acidogenic digestion of olive mill wastewaters in biofilm
reactors packed with ceramic f ilters or granular activated
carbon Original Research Article. Wa ter Research. Vol 44, 4537-4549
[ 23 ] . Akta ş , Ö. & Çeçen, F. (2007). Biorege neration of activated carbon: a
review. International Biodeteriora tion & Biodegradation, 59(4), 257-
272.TAMBOSI J. L. Preoxidation and coagulation of paper an d pulp
[24].
wastewater by Fenton-like Process. 2 nd Mercosur Congress on
Chemical Enginnering. 2005.
Rajinikanth Rajagopal, Michel Torrijo s, Pradeep Kumar, Indu Mehrotra.
(2013). Substrate removal kinetics in high-rate upflow anaerobic
filters packed with low-density polyethylene media treating high-strength
agro-food wastewaters . Journal of Environmental Management, Vol
116, 101-106.
71 


Ioannis D. Manariotis, Soti rios G. Grigoropoulos. (2008). Restart
of anaerobic filters treati ng lo
[ 25].
w-strength wastewater Original Research
Article. Bioresource Technology, Vol 99(9), 3579-3589.
[ 26 ] . Sandeep Bodkhe. ( 2008). Development of an improved anaerobic
filter for municipal wastewater treatment Bioresource Technology, Vol
99 (1), 222-226.
Zhiyi Deng, Chaohai Wei, Xiufeng Zhou. (2008). Start-up and
[ 27 ] .
Performance of a Novel Reactor —Jet Biogas Inter-loop Anaerobic
Fluidized Bed Original Research Article Chinese J ournal of Chemical
Engineering, Volume 16, 143-150.
[28]. Majid Montazer, Somaye Morshedi. (2014). Photo bleaching of wool
using nano TiO 2 under daylight irradiation Original Research Article
Journal of Industrial and Engineeri ng Chemistry, Volume 20, 83-90.
[30].
[29]. Niklas Hayek. Degradation of pes ticides in aqueous solution by the
photo-Fenton process. Solar Wastewater Detoxification. Editorial VDM.
Ioannou, L. A., & Fatta-Kassinos, D. (2013). Solar photo-Fenton
oxidation against the bioresis tant fractions of winery
wastewater. Journal of Environmental Chemical Engineering, 1(4), 703-
712.
[31]. Miralles-Cuevas, S., Audino, F., Olle r, I., Sánchez-Moreno, R., Sánchez
Pérez, J. A., & Malato, S. (2013). P harmaceuticals removal from natural
water by nanofiltration combined with advanced tertiary treatments
(solar photo-Fenton, photo-Fenton- like Fe (III)-EDDS complex and
ozonation). Separation and Purifica tion Technology, V 122, 515-522.
[32]. Lisbet Mailin López González, H an Vervaeren, Ileana Pereda Reyes,
Ann Dumoulin, Osvaldo Romero Romero, Jo Dewulf. (2013). Thermo-
chemical pre-treatment to sol ubilize and improve anaerobic
biodegradability of press mud . Bioresource Technology, Vol 131, 250-
257.
72 

[33]. Masahiro Tokumura, Rina Nakajima, Hussein Tawfeek Znad, Yos hinori
Kawase. (2008). Chemical absorption proce ss for degradation of VOC
gas using heterogeneous gas –liquid photocatalytic oxidation: Toluene
degradation by photo-Fenton reaction . Chemosphere, Vol 73, 768-775.
[34]. H.G. Alt, Christine E. Denner. (2009). Catalytic thermal and photo-
induced CH and CC activation reactions of alkanes with ansa amido
functionalized half-sandwich complexes and methylalumoxane Original
Research Article. Journal of Organometallic Chemistry, Vol 694, 3270-
3275.
[35]. E. De Torres-Socías, I. Fernández-C alderero, I. Oller, M.J. Trinidad-
Lozano, F.J. Yuste, S. Malato. (2013). Cork boiling
wastewater treatment at pilot plant scale: Comparison of solar photo-
Fenton and ozone (O 3 , O 3 /H 2 O 2 ). Toxicity and biodegradability
assessment . Chemical Engineering Journal, Vol 234, 232-239.
[36]. Akin Karci. (2013). Degradation of chlor ophenols and alkylphenol
ethoxylates, two representative textile chemicals, in water by advanced
oxidation processes: The state of the art on transformation products and
toxicity . Review Article. Chemosphere, 13, 1435.
[37].

Mohajerani, M., Mehrvar, M., & Ein-Mo zaffari, F. (2009). An overview of
the integration of advanced oxidati on technologies and other processes
for water and wastewater treatm ent. Int J Eng, 3(2), 120-46.
[38]. Yun Whan Kang, Kyung-Yub Hwa ng. (2000). Effects of reaction
conditions on the oxidation efficien cy in the Fenton process. Water
Research, Vol. 34. N° 10, 2786-2790.
[39]. Burbano, A. A., Dionysiou, D. D., Su idan, M. T., & Richardson, T. L.
(2005). Oxidation kinetics and effect of pH on the degr adation of MTBE
with Fenton reagent. Water Research, 39(1), 107-118.
[40]. Hussein, F. H., & Abass, T. A. (2010). Photocatalytic treat ment of textile
industrial wastewater. International J ournal of Chemical Sc iences, 8(3),
73 


1353-1364.
[41]. López Cisneros, R., Gutarra Espinoza, A., & Litter, M. I. (2002).
Photodegradation of an azo dye of the textile
industry. Chemosphere, 48(4), 393-399.
[42]. Kang, S. F., Liao, C. H., & Chen, M. C. (2002). Pre-oxidation and
coagulation of textile wast ewater by the Fenton
process. Chemosphere, 46(6), 923-928.
[43]. Zongping Wang, Miaomi ao Xue, Kai Huang, Zizheng Liu. (2011). Textile
[44].
Dyeing Wastewater Treatment.Advanc es in Treating Textile Effluent,
91-116.
Georgiou, D., Melidis, P., Aivasidi s, A., & Gimouhopoulos, K. (2002).
Degradation of azo-reactive dyes by ultraviolet radiation in the presence
of hydrogen peroxide. Dyes and Pigments, 52(2), 69-78.
[45]. Goi, A., & Trapido, M. (2002). Hy drogen peroxide photolysis, Fenton
reagent and photo-Fenton for the degradation of nitrophenols: a
comparative study.Chemos phere, 46(6), 913-922.
[46]. Al-Kdasi, A., Idris, A., Saed, K., & Guan, C. T. (2004). Treatment of
textile wastewater by advanced oxi dation processes—a review. Global
Nest Int J, 6(3), 222-30.
[47]. Chamarro, E., Marco, A., & Esplugas , S. (2001). Use of Fenton reagent
to improve organic chemical biodegr adability. Water Research, 35(4),
1047-1051.
[48]. Saggioro, E. M., Oliveira, A. S., Pave si, T., Maia, C. G., Ferreira, L. F.
V., & Moreira, J. C. (2011). Use of titanium dioxide ph otocatalysis on the
remediation of model textil e wast ewaters containing azo
dyes. Molecules, 16(12), 10370-10386.
[49]. Vermilyea, A. W., & Voelker, B. M. (2009). Photo-Fe nton reaction at
near neutral pH. Environmental Sc ience & Technology, 43(18), 6927-
74 

6933.
[50]. Mortazavi, S. B., Sabzali, A., & Rezaee, A. (2005). Sequence-Fenton
reaction for decreasing phenol forma tion during benzene chemical
conversion in aqueous solutions. Iranian Journal of Environmental
Health Science & Engineering, 2(2), 62-71.
ado. Natal/ RN.
[53].
[51]. Emmanuelle de Paiva Telemaco. (2008). Degradacáo Fotoquímica de
Efluentes Industriais Contendo Polipropi leno e Isoniazida, Tes is de
Doctor
[52]. Herrmann, J.M. (2005). Destru cción de contaminant es orgánicos por
Fotocatálisis Heterogénea en: Tecnologías solares para la desinfección
y descontaminación del agua. Solar Safe Water, 147-164.
Pérez, M., Torrades, F., Garc ı  a-Hortal, J. A., Domènech, X., & Peral, J.
(2002). Removal of organic contamin ants in paper pulp treatment
effluents under Fenton and photo-Fenton conditions. Applied Catalysis
B: Environmental, 36(1), 63-74.
[54]. Lee, E., Lee, H., Kim, Y. K., Sohn, K., & Lee, K. (2011). Hydrogen
peroxide interference in chemical oxygen demand dur ing ozone based
advanced oxidation of anaerobi cally digested livestock
wastewater. International Journa l of Environment Science and
Technology, 8(2), 381-388.
[55]. Gogate, P. R., & Pandit, A. B. (2004). A review of imperative
technologies for wastewater treatm ent I: oxidation technologies at
ambient conditions. Advances in Environmental Research, 8(3), 501-
551.
[56]. Garriga i Cabo, C. (2007). Estrategias de optimización de procesos de
descontaminación de efluentes acuosos y gaseosos mediante
fotocatálisis heterogénea. Tesis Doct oral, Universidad de Las Palmas
de Gran Canaria, España.
75 


[57].
pid 112 &name Hydrogen-Peroxide.
[59].
http://www.h2o2.com/products-and-serv ices/us-peroxide - technologies.
aspx?
[58]. Venkatesan, P., Santhanalakshmi, J. Kinetics of oxidation of l-leucine
by mono- and bimetallic gold and silv er nanoparticles in hydrogen
peroxide solution, Chinese Journal of Catalysis 33, , 2012, 1306-1311.
Lotito, A. M., Fratino, U., Bergna, G., & Di Iaconi, C. (2012). Integrated
biological and ozone treat ment of printing textil e wastewater. Chemical
Engineering Journal, 195, 261-269.
[60]. Liu, P., Zhang, H., Feng, Y., Yang, F., & Zhang, J. (2014). Removal of
trace antibiotics from wastewater: A systematic study of nanofiltration
combined with ozone-based advanced ox idation processes. Chemical
Engineering Jour nal,240, 211-220.
[61]. Gulyas, H., Von Bismarck, R., & He mmerling, L. (1995). Treatment of
industrial wastewaters with ozone/hydrogen peroxide. Water Science
and Technology,32(7), 127-134.
[62]. Tizaoui, C., Bouselmi, L., Mansouri, L., & Ghrabi, A. (2007). Landfill
leachate treatment with oz one and ozone/hydrogen peroxide
systems. Journal of Hazardous Materials, 140(1), 316-324.
[63]. Ghosh, P., Samanta, A. N., & Ray, S. (2011). Reduction of CO
Zn2+ from rayon industry wastewater by combined electro-
Fenton treatment and chem ical precipitation . Desalination, 266(1), 213-
217.
[64]. Ouafa Tahiri Alaoui, Alexandre Herissan, Chon Le Quoc, Mohamed el
Mehdi Zekri, Sébastien Sorgues, Hynd Remita, Christophe Colbeau-
Justin. (2012). Elaboration, charge-carrier lif etimes and activity of Pd-
TiO2 photocatalysts obtained by gamma radioly riginal Research sis O
Article Journal of Photochemistry and Photobiology A: Chemistry, Vol
242, 34-43.
[65]. Jayashree Biswal, Jhimli Paul, D.B. Naik, S.K. Sarkar, S. Sabharwal.
76 

(2013). Radiolytic degradation of 4-ni trophenol in aqueous solutions:
Pulse and steady state radiolysisstudy Original Research Article
Radiation Physics and Chem istry, Vol 85, 161-166.
[66]. Bo Jiang, Jingtang Zheng, Shi Qiu, Mingbo Wu, Qinhui Zhang, Zifeng
Yan, Qingzhong Xue. (2014). Review on electrical
discharge plasma technology fo r wastewater remediation Review Article
Chemical Engineering Journal, Vol 236, 348-368.
[67]. Martynas Tichonovas, Edvinas Krugly, Vikt oras Racys, Rainer Hippler,
Violeta Kauneliene, Inga St asiulaitiene, Dainius Ma tuzevicius. 2013). r (
Degradation of various te xtile dyes as wastewater pollutants under
dielectric barrier discharge plasma treatment Original Research Article
Chemical Engineering Journal, Vol 229, 9-19.
[68]. Hülya Erkonak, Onur Ö. Sö ğ üt, Mesut Akgün. (2008). Treatment of olive
mill wastewater by supercritical water oxidation Original Research
Article. The Journal of Supercr itical Fluids, Vol 46, 142-148.
[69]. Motonobu Goto, Takatsugu Nada, Akane Ogata, Akio Kodama,
Tsutomu Hirose. (1988). Supercritical water oxidation for the destruction
of municipal excess sludge and alc ohol distillery wastewater of
molasses . The Journal of Supercritic al Fluids, Vol 13, 277-282.
[70]. Jian-xiong Kang, Lu Lu, Wei Zhan, Bo Li, Dao-sheng Li, Yong-zheng
Ren, Dong-qi Liu. (2011). Photocatalytic pretreatment of
oily wastewater from the restaur ant by a vacuum ultraviolet TiO 2
system . Journal of Hazardous Materials, Vol 186, 849-854
[71]. Arany, E., Láng, J., Somogyvári, D., Láng, O., Alapi, T., Ilisz, I., ... &
Hernádi, K. (2014). Vacuum ultraviolet photolysis of diclofenac and the
effects of its treated aqueous so lutions on the pr oliferation and
migratory responses of Tetrahymena py riformis. Science of the Total
Environment, 468, 996-1006.
[72]. Fung, P. C., Huang, Q., Tsui, S. M., & Poon, C. S. (1999). Treatability
77 


84 


3. Objetivos generales de la tesis doctoral
En el primer capítulo de la presente Tesis Doctoral se ha mostrado la
problemática de la contaminación hídr ica en Ecuador debido al nulo o escaso
tratamiento de las aguas re siduales industr iales. Por su parte, en el segun do
capítulo se han desarrollado los diferentes procesos conocidos para el
tratamiento de estas aguas residuales . Teniendo en cuenta estos antecedent es
el principal objetivo de este trabajo de investigación ha sido:
“Desarrollar y optimizar procesos ec onómicos y eficientes para el
tratamiento de las aguas residuales de cinco industrias específicas y
representativas de los procesos industriales en Ecuador
• Agropecuaria (Capítulo 5)
• Alimenticia (Capítulo 6)
• Gráfica (Capítulo 7)
• Textil (Capítulo 8)
• Hidrocarburífera (Capítulo 9) ”
Para abordar este objetivo se ha opt ado por utilizar el tratamiento
avanzado de oxidación más versátil, económ ico y eficiente como es el de
Fenton y foto-Fenton. Uno de los prin cipales problemas que presentan las
reacciones de Fenton es la determinac ión de la dosis adecuada de Fe(II) y
peróxido de hidrógeno para que el proces o sea eficiente. El Fe(II) tiene una
gran facilidad para formar complejos c on ciertas sustancias inhibiendo su
capacidad fotocatalítica, como ocurre en aguas con presencia de cloruros. Por
su parte el H 2 O 2 puede ser consumido en rea cciones no deseadas durante el
proceso [1]. Con el propósito de evitar estos inc onvenientes durante el
tratamiento se han realiz ado estudios para establ ecer los criterios de
dosificación de reactivos y pretratamient os necesarios. De esta forma el

85 

objetivo principal de estos estudios es redu cir costes de operación, evitar el us o
de reactivos en exceso que inhiban las reaccio nes de Fenton, además de
mejorar la eficiencia de descontaminaci ón de aguas residuales y la cinética de
las reacciones.
La eficiencia de esta técnica puede ser limitada en función del residuo
estudiado por lo que en este trabajo de inve stigación se estudió la combinación
de las reacciones de Fenton y foto-Fenton con biofiltros.
De esta forma, teniendo en cuenta la s características de cada una de las
aguas residuales de las industrias indic adas anteriormente a continuación se
indican los objetivos es pecíficos que se han abordado.
3.1. Industria agropecuaria
Investigar las alternativas de pos t-tratamiento de aguas residuales
industriales de instalaciones agropecuarias previamente tratadas con
métodos convencionales, que contribuyan a mejorar su calidad previa a
su descarga final, principalmente en lo referido a la desinfección.
Este objetivo se ha desarrollado en el Capítulo 5 de la presente Tesis
Doctoral. En esta sección, se ha realizado una revisi ón bibliográfica de los
estudios desarrollados en los últimos años sobre industrias agropecuarias,
específicamente sobre granjas porcinas y se han detallado los procesos
desarrollados en una granja porcina típic a y las sustancias que pueden estar
presentes sus aguas residuales. Se ha realizado una caracterización del
efluente tomando en c uenta los parámetros físicos, qu ímicos y microbiológic os
que determinan el grado de cont aminación de este tipo de efluente. Teniendo
en cuenta los valores de DBO, DQO y toxi cidad entre otros del agua de salida
del sistema convencional se ha optimiz ado un tratamiento efectivo y económico
para poder verter esta agua residuales.

86 

3.2. Industria de alimentos
Aplicar procesos avanzados de oxidación a tres diferentes
efluentes de una industria que procesa alimentos. El principal objetivo en
este sentido es reducir la concentración de materia orgánica para que los
filtros biológicos puedan ser aplicados eficientemente.
En el Capítulo 6, se ha llevado a cabo una revisi ón bibliográfica de los
tratamientos avanzados de oxidación aplicado a agu as residuales generadas
en industrias alimenticias. Así mismo, se ha realizado la caracterización de los
efluentes industriales prov enientes de distintas prod ucciones de alimentos, con
el fin de establecer el rango de los parámetros físicos y químicos
característicos en este tipo de efl uentes. Se han realizado pruebas
experimentales que permitan determinar el efecto que tienen las reacciones de
Fenton y foto-Fenton, y los filtros bi ológicos en la degradación de materia
orgánica, verificando la producción de lo dos y comprobando las afirmaciones
teóricas que establecen que para efl uentes provenientes de este tipo de
industrias, los tratamientos biológicos so n más eficientes [2]. En este capítulo
se ha estudiado la eficiencia de dife rentes sustratos en los biofiltros,
estableciendo las ventajas y desventajas de los distintos lechos de filtros como
la palmera canaria ( Phoenix canariensis ) y la balsa ( Ochroma pyramidale ).
3.3. Industria gráfica
Reducir la DQO y eliminar la toxicidad y el color de los efluentes de
las industrias gráficas por medio de la aplicación de técnicas avanzadas
de oxidación para que la combin ación con filtros bi ológicos sea un
procedimiento efectivo y aplicable.
En la introducción del Capítulo 7, se ha desarrollado un resumen de las
operaciones unitarias comúnmente utilizad as en las industrias gráficas del
Ecuador y de las sustancias más utiliz adas en est os procesos product ivos
poniendo de manifiesto sus vent ajas e inconvenientes. Como en los capítulos
anteriores, después de la ca racterización del efluente de distintas industrias

87 

gráficas y se ha presentado lo s resultados experimentales de
descontaminación de las aguas residua les generadas por medio de reacciones
de Fenton y foto-Fenton [3]. En el trat amiento de este residuo el objetivo
principal ha sido utilizar las técnicas avanz adas de oxidación para incrementar
el índice de biodegradabilidad de los residuos que permitan la aplicación
posterior de métodos biológicos.
3.4. Industria textil
Aplicar técnicas avanzadas de ox idación y filtros biológicos como
una alternativa en el tratamiento de efluentes provenientes de las
industrias textiles para hacer posible su reutilización en actividades de
riego u otros usos en la misma industria.
En la primera parte del Capítulo 8, han descrito las operaciones unitarias
que se desarrollan en una in dustria textil y los prod uctos químicos utilizados
que tienen carácter tóxico y requier en técnicas de decoloración [4]. A
continuación, se ha rea lizado la caracterización del efluente de distintas
industrias textiles para proceder con el estudio experimental de las condiciones
de operación y dosificación de reactivos para la aplicación del proceso de
Fenton.
3.5. Industria hidrocarburífera
Determinar las condiciones óptimas de los procesos avanz ados de
oxidación para la destoxificación de aguas contaminadas con
hidrocarburos.
El Capítulo 9 se ha presentado un estudio de la calidad de aguas
freáticas de una estación de servicio que incluye entre sus maniobras de
operación el almacenamiento y distri bución de combustibles. Estas aguas
pueden resultar contaminadas por infiltraciones de masas de aguas que
resultan del lavado de pisos contami nados con hidrocarburos o derrames y
fugas de combustibles, por lo que adic ionalmente a los parámetros
88 

comúnmente determinados, se han analiz ado los siguientes parámetros:
Benceno, Tolueno y Xileno (BTXs), Hidro carburos Totales de Petróleo (TPHs),
Hidrocarburos Aromáticos Policíclicos (PAHs), Residuo Orgánico de Diesel
(DRO), Residuo Orgánico de Gasolin a (GRO), que permiten una mejor
caracterización del agua residual cont aminada con diesel y gasolina. Para
llevar a cabo los estudios en el laborat orio se ha realizado una sí ntesis de estas
mezclas representativa de las reales.
Es de destacar el hec ho de que en todos los estudios rea lizados en esta
Tesis se han empleado ag uas residuales reales procedentes de distintas
empresas ubicadas en Guayaquil, Ecuador . Con el objetivo de que todos los
estudios realiz ados fues en aplicables en las empr esas indic adas se ha
realizado un balance econ ómico y un diseño del sistema de tratamiento
teniendo en cuenta las circunstancias part iculares (tipos y caudales producidos,
superficie disponible, tratamientos di sponibles, etc.) de cada una de las
empresas.


89 

3.6. Bibliografía
[1]. Kang, Y. W., & Hwang, K. Y. (2000) . Effects of reacti on conditions on the
oxidation efficiency in the Fenton process.  Water Research,  34(10),
2786-2790.
[2]. Justino, C. I., Duarte, K., Loureiro , F., Pereira, R., Antunes, S. C.,
Marques, S. M., & Freita s, A. C. (2009). Toxici ty and organic content
characterization of olive oil mill wastewat er undergoing a sequential
treatment with fungi and photo- Fenton oxidation.  Journal of Hazardous
Materials,  172(2), 1560-1572.
[3]. Ma, X. J., & Xia, H. L. (2009) . Treatment of water-based printing ink
wastewater by Fenton proces s combined with coagulation.  Journal of
Hazardous Materials, 162(1), 386-390.
[4]. Kang, S. F., Liao, C. H., & Po, S. T. (2000). Decolorization of textile
wastewater by photo-Fenton oxidation technology.  Chemosphere,  41(8),
1287-1294.
[5]. Moraes, J. E. F., Quina, F. H ., Nascimento, C. A. O., Silva, D. N., &
Chiavone-Filho, O. (2004). Treatment of saline wastewater contaminated
with hydrocarbons by the photo-Fenton process.  Envir onmental Science
& Technology,  38(4), 1183-1187.

90 


91 


92 


CAPÍTULO 4
TÉCNICAS ANALÍTICAS Y
EXPERIMENTALES

100 
    2
→
   2       
   
→
         
El dióxido de carbono se volatiliza, mientras que el remanente disuelto
en la muestra es removido por burbujeo (a spersión) de aire o gas nitrogenado,
el cual no contiene dióxido de carbono.
Existen dos métodos para la dete rminación de IC usando el TOC-V,
estos son:
o Análisis a inyección
o Análisis opcional empleando un reactor IC
En ambos métodos, el IC medido corresponde al carbón que se deriva
de carbonatos, bicarbonatos y dióxido de carbono disuelto.
Análisis usando el reactor IC (Instrumento tipo H)
El sistema esparce la solución acid ificada con el gas de arrastre. La
muestra se inyecta en el contenedor en el que tendrá lugar la reacción de la
solución, posteriormente el IC en la m uestra se ha de convertir en dióxido de
carbono, el cual se volatiliza en el proceso de asper sión, este compuesto es
detectado por el analizador infrar rojo no dispersivo (NDIR).
Análisis a inyección (Instrumento tipo N)
La muestra es acidificada hasta un pH 3 o menor en el proceso de
inyección, usando acido clor hídrico. La muestra es esparcida con el gas de
arrastre y el IC contenido en la mues tra es convertido a dióxido de carbono y
detectado por el analizador infrarrojo no dispersivo.

Figura 4.1. Analizador Shimadzu TOC-V CS N .
El análisis de Carbono Total fue lle vado a cabo en muestra tomadas de
la reacción de degradación en tiempos determinados, Las muestras fueron
succionadas directamente del reactor por el equipo. El volumen de inyección
empleado fue de 100 µ L por muestra, mientras que par a calcular el área de los
picos, el tiempo de integr ación usado iba desde los 2 has ta los 4 minutos. El
análisis de Carbono Inor gánico requería un volume n de inyección de 270 µ L
con tiempos de integración que iban de sde el minuto y medio hasta los 3
minutos.
4.1.2.2. Demanda Quím ica de Oxígeno (DQO)
La demanda química de oxigeno se cons idera como la cantidad de
oxígeno consumida en la ox idación química total de la materia orgánica para
transformarse en productos finales inorgánicos.
El análisis se realiz a por espect rofotometría mediante el m étodo de
reflujo cerrado [2], utilizando viales de DQO (HACH) del rango de 0-1500 ppm o
reactivos como el HgSO 4 , K 2 Cr 2 O 7 , H 2 SO 4 (85%). Durante un periodo de 2
horas la muestra se digiere (Ter morr eactor HACH 45600) a una temperatura de
150ºC, junto al oxidante (Cr(VI) del di cromato) en exceso el cual oxida la
materia orgánica y se reduce a Cr (III). La principal reacción se ilustra con el
ftalato ácido de potasio usado como ejemplo:
101 

102 
2        1 0 K       4      16    4 6 H   1 0  
 󰇛   󰇜   1 1 
  
La cantidad de dicromato (Cr 2 O 7 2- ) reducida es detectada por el
espectrofotómetro GENESYS TM 20 a 620 nm y proporciona el valor de DQO
expresado en mg O 2 /l.

Figura 4.2. Termorreactor HACH 45600.
4.1.2.3. Demanda Bioquí mica de Oxígeno (DBO 5 )
La DBO 5 representa la contaminación orgánica carbonada biodegradable
del agua. Es una prueba em pleada para determinar los requerimientos de
oxígeno en el proceso de biodegradación de la ma teria orgánica en aguas
municipales, domésticas y residuales. La cantidad de ox ígeno expresada en
mg/l se consume en condiciones de ensayo (incubac ión a 20 ° C ± 3 ° C y en la
oscuridad) durante un tiempo específico, para asegur ar la oxidación, por vía
biológica, de las materias orgánicas biodegradables dis ueltas en el agua.
El procedimiento que se siguió es el método estandarizado 5210B [2].
Para lo cual se utiliza una in cubadora AMBI HI-LO EI/16-00) a 20 ° C ± 1 ° C
durante 5 días. El oxígeno dis uelto es medi do al inicio y al final del período de
incubación mediante un medidor de oxíg eno disuelto YSI/52 CE EI/113-00.
Debido a que el OD se determina inmedi atamente después de la dilución, toda

la captación de oxigeno, incluso los pr imeros 15 minutos se incluye en la
lectura de DBO 5 .

Figura 4.3. Medidor de oxígeno disuelto.
4.1.2.4. Fenoles
Son hidroxi-derivados del bence no. Sus núcleos condensados pueden
aparecer en las aguas residuales domésticas e industriales, en las aguas
naturales y en los suministros de agua pot able. La cloración de tales aguas
puede producir clorofenoles olorosos y que prod ucen mal sabor. El
procedimiento analítico empleado se vale del método espectrofotométrico (EPA
420.1) [3].
El método consist e en adicionar a 1 00 ml de muest ra 2 ml de buffer de
dureza (HACH) con la finalidad de regular el pH y estandarizarlo a 10 ± 0 . 2 . s e
adiciona un sobre de Phenol (H ACH) y un sobre de Phenol 2 (HACH) y al igua l
que el anterior se agita hasta la disoluci ón completa del reactivo, se espera 15
minutos de reacción y se procede a leer inmediatamente la absorbancia de la
muestra y los patrones contra el blanco a 510 nm empleando el
espectrofotómetro 20 GENESYS con rango de lo ngi tud de onda de 325 a 1100
nm.
103 

Figura 4.4. Espectrofotómetro 20 Genesys.
4.1.2.5. Coliformes fecales
Componente normal de la flora y f auna del intestino humano, donde se
encuentran en grandes cantidades ya que la mayoría no son patógenos.
Constituye el 90% de lo s coliformes totales en las excretas humanas e incluye
al género Escherichia coli . Son microorganismos indicadores ya qu e su
presencia en el agua reve la contaminación por heces fecales y por tanto la
posible existencia de patógenos.
El metódo de filtración para la detección de coliformes es altamente
reproducible, ya que se puede estudiar volumenes de muestras relativamente
grandes y proporciona resultados con rapi dez. Los análisis de coliformes se
realizó de acuerdo al AWWA Standard Me thods 9223 A [2]. El método es muy
útil en la determinación de coliformes presentes en aguas potables, aguas
naturales. Sin embargo, al tratarse de efluentes con el evada turbidez se suele
requerir dilución. El método m-FC consis te en hacer pasar el agua problema a
través de un sistema de filtrado de me mbrana microporosa, en el cual se
retienen los microorganismos, se lleva al medio de c ultivo y se incuba durante
24 horas a un rango de temperaturas entre 35–37 ° C. Este anális is fue aplicado
únicamente al efluente proveni ente de la granja porcina.

104 

Figura 4.5. Equipo de filtración de membrana. Figura 4.6. Recuento de coliformes
fecales por método
unidades formadoras de
colonias (UFC).
4.1.2.6. Color
El procedimiento para la determinaci ón de este parámetro se basa en el
método estandarizado 2220 B [2]. Re sulta sencillo al emplear un
espectrofotómetro HACH DR 28 00. El mét odo consiste en la utilización de una
celda fotométrica que contendrá un blanco de agua destilada y en otra celda la
muestra. La absorbancia se mide a 455 n m. El estándar utiliza do es el RTC-
CLR500-500ML, el cual se utiliza para la calibración del equipo. El blanco
utilizado fue agua destilada, la cual se colo có en la celda de vidrio, y se utilizó
cada vez que se encendía el equipo. Las mues tras fueron filtradas por filtros de
45 um, para eliminar los sólidos en sus pensión. Así mismo, se realizaron
diluciones con agua destilada cuando las muestras tenían un color que
superaba el límite de detección del eq uipo (500 Pt /Co). En la Figura 4.7 se
muestra el equipo utilizado.
105 

Figura 4.7. Espectrofotómetro HACH DR 2800.
4.1.2.7. Toxicidad
La toxicidad se determinó mediante el método de Vibrio fischer i , una
bacteria marina luminiscente, del tipo gr am-negativa, anaerobia facultativa [4].
En condiciones ambientales favor ables, estas bacterias emiten luz
naturalmente, requiriendo para esto oxí geno en concentraciones por encima de
0.5 mg·L -1 .La prueba se basa en la medición de la lum iniscencia emitida por las
bacterias Vibrio fischeri después de su exposición a la muestra a analizar por
un período de 15 minutos. La intensidad de la luz emitida por las bacterias
expuestas a la muestra problema se co mpara con la emitida por bacteri as que
permanecen en las condiciones óptimas del sistema de control.
Ante la presencia de sustancias tóxicas, la luminiscencia de Vibrio
fischeri disminuye de forma proporcional a la carga tóxica en la muestra
problema. Este decaimiento se produce como resultado del daño ocasionado a
los procesos metabólicos asociados con la respiración bacteriana. Este ensay o
es aplicable en estudios de toxicologí a acuática; control legal de descargas
agrícolas, industriales y municipales; ev aluación de procesos de tratamiento y
estudios integrales de c ontaminación, donde para el análisis de toxicidad s e
requiere manejar una concent ración inicial de la muestra del 100%. Este
método puede emplearse para el anális is de extractos orgánicos, suelos y
sedimentos, o sustancias puras, ya sean líquidas o sólidas solubles.
106 

Figura 4.8. Microtox, OPTOCOMP 1.
El procedimiento a seguir es el siguiente:
1. Se enciende la incubadora hasta que haya alcanzado la temperatura de
15ºC.
2. Se pipetea 900 µL de muestra y se añade 100 L de NaCl al 20%. Es
necesario dejar atemper ar durante una hora las muestras y una disolución
(10 mL) de NaCl al 2%.
3. Treinta minutos antes de que pase la hora de enfriamiento de las
muestras, se toman las bacterias (p reviamente diluidas en una disolución
de NaCl al 2%), se mantienen en la nevera durante 15 minutos y otros 15
minutos en la incubadora. Se comprueba que las bacterias dan una
luminiscencia entre 16000 - 10000 RLU.
4. Se pipetea 100 L de bacterias en la s muestras control y cada uno de los
replicados de muestras, comprob ando que la luminiscencia en cada una
de ellas está entre los límites establecidos anteriormente y tienen un valor
aproximadamente similar.
5. Se pipetea 100 L de NaCl al 2% en los blancos.
107


6. Se comienza a pipetear 100 L de NaCl al 2% en los controles y en los
blancos. A continuación, se pipetea 100 L de muestra en los replicados de
muestra con una cadencia de 10 s egundos entre cada uno de los tubos.
Desde el primer pipeteo de NaCl a lo s controles, contar 15 minutos par a
comenzar a medir.
7. Se mide la luminiscencia de todos los tubos una vez pasados los 15
minutos con una cadencia de medida de 10 segundos.

Figura 4.9. Incubadora, Berotzx. Figura 4.10. Bacterias V i brio fischeri.
4.1.2.8. Cromatografía iónica
Este método analítico es aplicado para el análisis de m uestras en los
procesos de degradación de contaminantes para determinar el grado de
mineralización de los compuestos tratados . Al mineralizar los compuestos
orgánicos estos se transforman en CO 2 , H 2 O y los ácidos (o sales) minerales
correspondientes, que pr ovienen de los heteroátom os contenidos en las
moléculas orgánicas. Mediante la monito rización de estas especies iónicas se
puede evaluar el grado de mi neralización de los compuestos originales y con
esto la eficiencia de los tratamient os aplicados. Con este método basa do en
cromatografía iónica se analizan: C 2 H 5 COO − , Cl - , NO 2 - , NO 3 - y SO 4 2- .
108 

Figura 4.11. Muestras preparadas para
medición.
Figura 4.12. Cromatógrafo Iónico
DIONEX.
El cromatógrafo iónico utilizado ha sido DIONEX, equipado con columna
de aniones IonPAC AS11-HC de 4mm de diámetro y 250 mm de largo,
precolumna IonPac AG14 de 4 mm y supresora iónica de conductividad de
membrana ASRS-Ultra II de 4 mm. El volumen de loop de inyecc ión es de 100
ul, la fase móvil es una disolución 30 mM de HCO 3 - y el caudal es de 1ml/mi n.
4.1.2.9. Análisis CRETIB de lodos
El análisis CRETIB realizado a los l odos g enerados de los tratamientos
al agua residual industrial, consiste en evaluar 6 propiedades físico químicas
que determinan su peligrosidad en el medi o ambiente. Las propiedades son:
corrosividad, reactividad, explosividad, toxicidad, inflamabilidad y riesgo
biológico. A continuación se explica el proceso segu ido para la determinación
de cada una de esta s propiedades.
Corrosión
Un residuo se considera peligroso por su corrosividad cuando presenta
cualquiera de las siguientes características:
109 

212 
La variación del pH durante los proces os de tratamiento se muestra en la
Figura 6.17a, tanto para el tratamiento de Fenton como para el proceso de foto-
Fenton. Se observa una disminución del pH en ambos tratamientos de 3 hasta
2.63 aproximadamente, evidenci ándose una diferencia significativa nula entre los
dos procesos. En un estudio realizado por L. FriedrichI et al. (2012) [66], se realizó
un seguimiento a la concentración de lo s ácidos oxálic o y fórmico durante
reacciones de Fenton, observándose, en el ca so del ácido oxálico, un importante
incremento de la concentración desde 0,1 mM hasta 2,5 mM, ocurriendo en
consecuencia una reducción en el pH. El ac ido oxálico y fórmico han probado ser
los dos intermediarios más refractarios y no se pueden detectar sino hasta el final
de la reacción, de acuerdo a otros autores [ 67]. De esta manera, se concluye que
la leve reducción del pH present ada en Fi gura 6.17a, se debe básicamente a que
durante las reacciones de Fenton se producen simultáneamente ácidos orgánico s
como productos de la oxidación. La redu cción del pH es un indicador del avance
de la reacción, al no existir diferencia en la disminución de pH al aplicar radiación
UV, se puede inferir que el grado de avan ce de las reacciones no está siendo
mejorado significativamente al utiliz ar radiación UV.
En la Figura 6.17b se observa que la conductividad eléctrica del efluente
durante el proceso de tratam iento aumenta primer amente al regular el pH a 3,
luego aumenta en aproximadamente 0.5 mS /cm al añadir el sulfato ferroso.
Durante el tratami ento de Fenton se observa que a medida que avanza la reacción
la conductividad eléctrica aumenta en aprox imadamente 0.8 mS/cm. Y finalmente
el proceso de neutralizado para precipitar el Fe(II) pres ente, causa un incremento
de la conductividad de 1 mS/cm. En la Figu ra 6.18 se muestra la evolución de la
concentración de H 2 O 2 durante las reacciones de Fenton y foto-Fenton.

213 

20
40
60
80
100
120
15 30 45 60 75 90 105 120
H 2 O 2 residual (mM)
T iempo de reacción (min)
Fenton
Foto  Fenton
Foto ‐ Fenton 
Fenton 
Figura 6.18. Variación del peróxido de hidrógeno residua l durante las reacciones de
Fenton y foto-Fenton aplicando 100 mM H 2 O 2 y 2.5 mM Fe(II). Efluente del
procesamiento de cerezas.
Prácticamente la reacción ocurre en la primera hora del tratamiento, dado
que llega a consumirse el peróxido en un 75% en el tratamiento de Fenton y en un
85% en el de foto-Fenton. A las dos horas de tratamiento si bien el proceso de
Fenton ha llegado al equilibrio , el proceso de foto-Fenton muestra que este tiempo
la reacción llega a completarse con un 92.5% de eficiencia. Airton et al . [68]
investigaron la eliminación del ácido et ilendiaminotetraacético (EDTA) diluido en
una concentración de 1 mM en agua destilada. El EDTA es un aditivo emplead o
como conservante en el procesamiento de mayonesas, salsas y otros aderezos
para extender la vida útil del producto [69], el cual es removido en un 90% durante
los primeros seis minutos de reacción, empleando peróxido de hidrógeno (10 mM),
luz ultravioleta ( λ = 258 nm) y ondas microondas, comprobándose la importancia
del empleo de la luz UV en el proces o de degradación, pues ésta logra mejores
resultados que los obtenidos al aplicar otros tratamientos.

La radiación UV por su lado, inc rementa la temperatura del reac tor. En la
Figura 6.19 se puede observar el incremento de la temperatura de reacción, que
se eleva desde 25°C a 29 o C.

20,0 
21,0 
22,0 
23,0 
24,0 
25,0 
26,0 
27,0 
28,0 
29,0 
30,0 
15 30 45 60 75 90 105 120
T emperatura (°C)
T iempo de reacción (min)
Figura 6.19. Variación de la temperatura durante las reacciones de foto-Fenton aplicando
100 mM H 2 O 2 y 2,5 mM Fe(II). Efluente del procesamiento de cerezas.
En la Figura 6.20 se observa una remoción del COT del agua residual del
64% y 73% al ser tratada con Fenton y foto-Fenton, resp ectivamente.
214 

215 

200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
1800
COT (ppm)
Efluente  Original
Fenton
Figura 6.20. Variación del COT, la DQO y la DBO 5 luego de 2 horas de las reacciones de
Fenton y foto-Fenton aplicando 100 mM H 2 O 2 y 2.5 mM Fe(II); pH 3, T=25°C.
Efluente del procesamiento de cerezas.
Se puede ver como la radiación UV aumenta en un 9% aproximadamente la
eficiencia de remoción de CO T, si n embargo sigue siendo un efecto poco
significativo para el coste que representa la aplicac ión radiación. Se puede ver por
otro lado, que la DQO alcanzada por el proceso de foto-Fenton es de 279 mg/L, el
cual sigue estando por encima del límite pe rmisible de descarga en Ecuador. Esto
indica la necesidad de un segundo trat amiento al agua obtenida luego del proceso
de Fenton.
6.8. Efecto del estado físico del catalizador de Fe(II)
El tratamiento de efluentes a escala real conlleva el manejo de mayores
volúmenes de reactivos. La adición del ca talizador en estado sólido facilita el
manejo del proceso. Por tant o, con el objetivo de dete rminar si de algún modo el
estado físico en el que se agrega el catalizador FeSO 4 afectaría la efectividad del
tratamiento de oxidación aplicado, se realizaron pruebas ap licando una dosis de
D QO (ppm 5 (ppm ) DBO )
Concentración (mg/L)
F oto  Fenton
Fenton 
Foto ‐ Fenton 
Efluente  Original 
L.M.P.  = 25 0  mg/L
L.M.P.  =  100  mg/L 
COT DQO DBO 5

100 mM de H 2 O 2 y 2.5 mM de Fe(II) a pH 3 y tem peratura ambiente. En un reactor
de 5 litros se dosificó el catalizador en estado sólido (Figura 6.21), y en otro se lo
agregó en solución. La concentración de la solución fue 3 M y fue elaborada a
partir de 0,2224 g de FeSO 4 en 25 ml de agua destilada, de la cual se tomaron
4.17 ml (correspondientes a 2.5 mM Fe(II)). El porcentaje de agua añadida por
parte de la solución al reactor de 5 litros, es de apenas 0,08%.

Figura 6.21. Reactor de 5 L de capacidad con a gitación continua para e l tratamiento de
Fenton del efluente de la industria de alimentos.
En la Figura 6.22 se muestran los va lores de pH y conduc tividad eléctrica
obtenidos luego de dos horas del proceso de Fenton.

216 

0,50
1,00
1,50
2,00
2,50
3,00
Conductividad eléctrica (mS/cm) pH
Fe(s)
Fe(l)
Figura 6.22 . Variación de la conductividad eléctrica y el pH luego de 2 horas de reacción
aplicando 100 mM H 2 O 2 y 2.5 mM Fe(II) en estado sólido y en solución.
Efluente del procesamiento de cerezas.
No existe una diferencia significativ a tanto en el pH final como en la
conductividad eléctrica alcanzada al variar el estado fí sico del catalizador Fe(II).
En la Figura 6.23 se presenta la DQO y la concentración del COT lograda a las 2
horas de reacción luego de aplicar el ca talizador en estado sólid o y en solución.

217 

218 

100
200
300
400
500
600
700
COT DQO
Concentración (mg/L)
Fe(s)
Fe(l)
L.M.P.  = 25 0  mg/L 
Figura 6.23. Variación del COT y la DQO luego de 2 horas de reacción aplicando 100 mM
H 2 O 2 y 2.5 mM Fe(II) en estado sólido y en solución. Efluente del
procesamiento de cerezas.
Se observa que la reacción al utilizar e l catalizador en estado sólido
remueve un 5% más de COT que en disolución, y reduce sólo un 9% más la DQO.
De esta manera, se concluye que el ef ecto que podría causar el estado físico del
catalizador agregado en las reacciones de Fenton, en este tipo de aguas
residuales, no supone en ningún caso una r educción importante de la eficiencia
del proceso.
6.9. Análisis de lodos generados en las reacciones de Fenton
6.9.1. Análisis de corrosión de los lodos
Los lodos producidos en el tr atamiento de Fenton (100 mM H 2 O 2 y 2.5 mM
Fe(II)) de una muestra del procesamient o de cerezas (M1), fueron neutralizados y
sometidos a distintos análisis para dete rminar su corrosividad, reactividad,

219 
explosividad, toxicidad, inflamabilidad y si representan un riesgo biológico para el
ambiente.
El análisis de corrosividad consistió en colocar 100 ml de lodo en 3
recipientes de plástico, introduciendo una lámi na de cobre, zinc y hierro en cada
uno, de tal manera que el lodo recubra en su totalidad el área de las placas. Los
ensayos se realizaron en laboratorio, a temperatura ambiente. La Tabla 6.4
muestra los resultados obtenidos.
Tabla 6.4. Velocidad de corrosión del cobre, zinc y hierro provocada por lodos gen erados
en las reacciones de Fenton del efluente del procesamiento de cerezas.
Cobre Zinc Hierro
Masa Inicial 26,2752 12,7849 14,6111
Masa final 26,2298 12,7422 14,5821
Superficie de la placa (cm 2 ) 23,22 65,12 55,88
Densidad del metal (g/cm 3 ) 8960 7140 7870
Volumen (cm 3 ) 100 100 100
Tiempo (h) 95 70 70
Velocidad de corrosión (mm/año) 0,00002 0.000001 0.00008
En la Figura 6.24, se muestran las placas de cobre, zinc y hierro, antes y
después de la prueba. En general no se obs ervó desgaste de la placa de hierro,
dicho resultado puede ser verificado por la baja velocidad de corrosión que se
muestra en la Tabla 6.4. Los result ados muestran que los lodos generados en el
proceso de Fenton con las dosis mencionadas no son corrosivos.

220 

(A)  (B)
(C) 
Figura 6.24. Aspecto de las l áminas empleadas en la prueba de corrosividad: a) cobre, b)
zinc, y c) hierro; antes (izquierda) y después (de recha) del ensayo con lodos
generados en las reacciones de Fenton.
6.9.2. Análisis de reactividad de los lodos
La prueba de reactividad se realizó colo cando 1 gramo de muestra de lod o
en vidrios reloj, y añadiendo 1 ml de NaOH 1M y 1 ml de H 2 SO 4 1M, tal como se
muestra en la Figura 6.25.

Figura 6.25. Lodos generados en las reacciones de Fenton durant e la prueba de
reactividad: a) antes y b) después de agregar NaOH y H 2 SO 4 .
Se observó burbujeo cuando el lodo gene rado por la sedimentación entró
en contacto con el ácido, sin embargo al estar en contacto con la base el líquido
no reaccionó. No se observa desprendimiento de vapores, ni humos, por lo que
puede aseverarse que los lodos generados en el tratamiento de las aguas
residuales de la industria de alim entos no son reactivos.
Por otro lado, los lodos obtenidos por las reacciones de Fenton dieron u n
resultado “negativo” a las pruebas de toxi cidad, inflamabilidad y explos ividad, lo
que demuestra que la gestión de los lodos generados es de bajo riesgo y de bajo
coste.
6.10. Aplicación de métodos biológicos combinados
Como resultado de la degradación de materiales orgánicos complejos en
ácidos orgánicos fragmentados , el efluente pre-oxidado, generalmente, se torna
más apto para tratamientos convencionales, como flocul ación o biotratamiento.
[67, 70]. Bressan et al. [71] realizaron al gunos experimentos con agua residual
proveniente de procesos de extracción de ac eite de oliva, en los que la DQO se
remueve en 80-90% luego de la aplicac ión de un proceso de Fenton y un
221 

la salida del filtro biológ ico. Esto se demuestra tamb ién por que el COT no muestra
una variación significativa al ser pasado por biofiltros.
Con el fin de determinar la eficiencia de la combinación de los biofiltros y las
reacciones de Fenton, se procede a aplicar el tratamiento de Fenton al efluente
previamente biofiltrado. Las dosis de los reactivos de Fenton aplicadas fueron 300
mM de H 2 O 2 y 5 mM de Fe(II), las cuales f ueron seleccionadas en base al hecho
de que la carga orgánica del efluente de procesamiento de fresas supera en
aproximadamente el dobl e a la carga orgánica del ef luente de procesamiento de
cerezas, cuya dosis óptima fue establecida en 100 mM de H 2 O 2 y 2,5 mM de
Fe(II). Los resultados obtenidos se muestran en la Figura 6.32, y evidencian que el
tratamiento de Fenton logr a disminuir el COT en 35% y la DQO en 66,8%, sin
embargo, este último parámet ro no logra estar debajo del límite permisible de 250
mg/L, por lo cual sería necesario aplicar otro método posterior al tratamiento de
Fenton.

1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
8000
9000
10000
11000
COT DQO
Concentración (mg/L)
Efluente  Original
Biofiltro  de  Balsa
Fenton(300  mM  H2O2  +5mM  Fe(II))
L.M.P.  =  250 mg/L
Figura 6.32. Variación del COT y la DQO luego de aplicar el tratamiento con biofiltro de
balsa blanca y el tratamiento de Fenton con 300 mM H 2 O 2 y 5 mM F e(II);
T=25°C. Efluente del procesamiento de fresas.
228 

229 
Se evidencia que el tratamiento de Fenton logra disminuir el CO T en 35% y
la DQO en 66,8%, sin embargo, este últi mo parámetro no logra estar debajo del
límite permisible de 250 mg/L , por lo cual sería necesar io aplicar otro método
posterior al tratamiento de Fenton.
Es de mencionar que el efluente prev iamente tratado con biofiltro de bals a
luego de ser tratado con los reactivos de Fenton y neutralizado, produce un lí quido
totalmente clarificado y lodos de color marr ón. Esto no fue posible al aplicar el
proceso de Fenton directam ente al efluente provenient e del procesamiento de
fresas, ya que éste al neutralizarlo luego de las reacciones de Fenton tomaba un
color negro y no formaba un precipitado. Esto muestra que el biofiltro de balsa a
pesar de no disminuir la carga orgánica en el agua residual, posiblemente hace
que las bacterias presentes estén degradando compuestos orgánicos haciendo
que éstos sean más fácilmente oxidable s en las reacciones de Fenton.
Por su parte, el efluente filtrado a trav és del lecho de palmera (Figura 6.33)
al ser tratado por el proces o de Fenton, permitió remover el COT en un 60.7%, lo
cual supera a la remoción obtenido al ser filtrado con bals a en 26 puntos
porcentuales.


1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
8000
9000
10000
11000
COT DQO
Concentración (mg/L)
Efluente  Original
Biofiltro  de  Palmera
Fenton(300  mM  H2O2  +5mM  Fe(II))
L.M.P.  =  250 mg/L
Figura 6.33. Variación del COT y la DQO luego de aplicar el tratamiento con biofiltro de
palmera y el tratamiento de Fenton con 300 mM H 2 O 2 y 5 mM Fe(II); T=25°C.
Efluente del procesamiento de fresas.
Esto indica claramente que el filtro de palmera para este tipo de efluentes
permite degradar y preparar de mejor forma los compuestos orgánicos para que
sean posteriormente tratados por el proceso de Fenton. Por otro lado, la remoción
de DQO alcanzó el 79,9%, sin embargo en ambos tratamientos se muestra la
necesidad de un tratam iento posterior.
6.10.3. Combinación del tratamiento de Fenton con biofiltros aplicado al
efluente de procesamiento de tomates
Finalmente, se realizó el mismo procedimiento expuesto en la Figura 6.27
(Proceso 1) empleando el agua residua l proveniente del procesamient o de
tomates (M3). Se aplicaron dosis de 50 mM H 2 O 2 y 1,5 Mm Fe(II), seguido del
biotratamiento con balsa y palmera. Luego del tratamiento de Fenton, el efl uente
manifestó un COT de 392 mg/L , una DQO de 386 mg/L y una DBO 5 de 270 mg/L.
Los resultados se expresan en la Figura 6.34 y 6.35.
230 

231


250
500
750
1000
1250
1500
1750
2000
2250
COT DQO DBO5
Concentración (mg/L)
Efluente  Original
Regulación  pH  3
Fenton(50  mM  H2O2  +1,5mM  Fe(II))
Filtro  de  Balsa
L.M.P.  =  250  mg/L L.M.P .  =  100  mg/L 
Figura 6.34. Variación del COT, la DQO y la DBO
5
después de diferentes tratamientos..
Efluente del procesamiento de tomates.

250
500
750
1000
1250
1500
1750
2000
2250
COT DQO DBO5
Concentración (mg/L)
Efluente  Original
Regulación  pH  3
Fenton(50  mM  H2O2  +1,5mM  Fe(II))
Filtro  de  Palma
L.M.P.  =  250 mg/L L.M.P. =  100  mg/L
Figura 6.35. Variación del COT, la DQO y la DBO
5
después de diferentes trata mientos
Efluente del procesamiento de tomates.

232 
Como se puede observar, la efectivi dad de este tratamiento combinado es
similar a la obtenida en el efluente del procesamiento de cerezas. El COT es
removido hasta 22 puntos porcentuales adi cionales luego del pr oceso de Fenton,
lográndose reducir asimismo la DQO y la DBO 5 por debajo de los límites
permitidos por la ley, con lo que podría c onsiderarse la opción de su reúso como
aguas de proceso en la misma industria o como agua de riego de cultivos, de
acuerdo a estudios anteriores [73].
6.11. Propuesta del sistema de tratamiento
Para el presente estudio se ha consi derado una industria de tipo alimentic ia
ubicada en la ciudad de Guayaquil, cuyas actividades se realizan 5 días a la
semana en jornadas diarias de 8 horas. La generación de efluentes industriales se
ha calculado en 1 a 1,5 m 3 /día, en promedio, pues existen días en los que no hay
producción, en consecuencia, no se genera agua residual. Este valor es
relativamente bajo en comparación a otras empresas estudiadas en
investigaciones previas, en las que en te mporadas altas se generan hasta 20
m 3 /día [74].
A pesar de no descargar grandes volúmenes de agua residual, los
parámetros fisicoquímicos (DQO, DBO 5 , COT) de las aguas estudiadas son muy
elevados por contener alto conteni do orgánico, siendo este uno de los más
grandes problemas que este tipo de industrias enfrentan [75, 76, 77]. El tipo de
proceso también influye mucho en la ca lidad del efluente descargado, pues como
se ha demostrado en este estudio, las aguas provenientes del procesamiento de
cerezas y tomates, responden de manera similar y muy diferente a las
provenientes del procesamiento de fresas.
La descarga periódica de este tipo de aguas residuales conlleva no solo a
producir impactos sobre componentes am bientales tales como agua y suelo,
factores a los cuales la descarga de cont aminantes afectaría directamente, a su

233 
vez también se originan inconvenientes de tipo legal que afectan a la industria, a
sus actividades y su equipo de trabajo [56, 78].
Como se ha mencionado, los procesos avanzados de oxidación prometen
ser una alternativa acertada en la rápida remoción de materia contaminante en
aguas residuales, por tal razón se ha real izado un est udio intensivo acerca de los
procesos de Fenton y foto-Fenton tomando en cuenta las variantes que pudieran
afectar a los procesos. El tratamient o con los reactivos de Fenton depende de las
condiciones iniciales de funcionamiento, tales como concentración de H 2 O 2 y de
Fe(II), pH, temperatura y costes de operación. La selección adecuada de reactivos
de Fenton mejora los resultados de remoción de índices de contaminación tales
como DQO o COT. Igualm ente se contempla la optimización del proceso
empleado, se debe optar por la mejor r epresentación en cuanto a costes de
funcionamiento porque a partir de esta información obtenida a escala de
laboratorio y a escala piloto en caso de lo s filtros se podrá hallar su aplicac ión en
un proceso de depuración real.
En base a los resultados obtenidos en es te estudio, el proceso de Fenton
es óptimo empleando concentraciones de 100 mM de H 2 O 2 y 2,5 mM de Fe(II). El
tratamiento con foto-Fenton también se llevó a cabo utiliz ando los mismos
materiales. Sin embargo, los aumentos de eficacia obtenidos no justifican el
aumento del coste económico del uso de de radiación .
Para la determinación del coste por aplicac ión de radiación UV se emplea el
parámetro EE/O (Electrical Energy per order) [79] dado por la ecuación Ec. 1.

234 
 /  
60    log 󰇡 
 󰇢 Ec.1
Donde P es la potencia de la lámpara, t es el tiempo de expos ición, V es el
volumen de la muestra, Co es la Concent ración de materia orgánica inicial, C es la
Concentración de materia orgánica final. Se considera un volumen de agua tratada
en cada experimento de 0,25 litros y el us o de 4 lámparas de UV de 16 Watts c/u
en los tratamientos de foto-Fenton efectuados.
Dado que la mayor eficiencia en remoción de carga orgánica se dio a 60ºC,
es necesario considerar un sistema de ca lentamiento a mayor escala. En este
caso para realizar la evaluación de cost es, se considera un calentamiento con
vapor por medio de serpentín sumergi do. El balance de energía establece una
demanda de 146 MJ/m 3 , lo que requiere un caudal másico de vapor de 4700
lb/hora y una potencia de caldero de 136 BHP (asumiendo una eficiencia del
caldero del 85%). Finalmente, se dete rmina un consumo de 1.18 gal. diesel /m 3 de
agua. Tomando en cuenta que el costo del dies el en el Ecuador es $0.9/gal, se
establece un costo final de $1.07/m 3 de agua para el calentamiento. En la Tabla
6.10 se muestran los costos para los dife rentes tratamientos aplicados en la
investigación calculados por metro cúbico de agua residual.

235 
Tabla 6.10. Estimación de costes de operación.
Alimento
procesado † Dosis Tiempo
(h)
Remoción (% ) USD/
m 3
COT DQO DBO 5
Solo
H 2 O 2 C 100 mM H 2 O 2 12 25,05 14,64
- 7,00
Fenton
C 100 mM H 2 O 2 +
2,5 mM Fe(II)
2 44,87 68,58 -
7,38
12 78,04 83.61 -
T 100 mM H 2 O 2 +
2,5 mM Fe(II)
1 - 74.91 -
7,38
2 33.81 80.58 76.97
12 43.22 84.88 80.99
Fenton
+ Temp. T
50 mM H 2 O 2 +
1,5 mM Fe(II) +
60ºC
1 49,40 71.32 - 4,80
Foto-
Fenton* C 100 mM H 2 O 2 +
2,5 mM Fe(II)
0.5 40,33 69,22 52,60 7,90
1 50,33 - 58,61 8,42
2 55,91 - - 9,46
Biofiltro
+
Fenton
C
Balsa + 50 mM
H 2 O 2 + 1 mM
Fe(II)
2 64,68 73,02 - 3.65
F
Balsa
+ 300 mM H 2 O 2
+ 5 mM Fe(II)
2 35,02 66,8 - 21,77
Palma
+ 300 mM H 2 O 2
+5 mM Fe(II)
2 60,84 80,82 - 21,77
Fenton
+
Biofiltro
C
100 mM H 2 O 2 +
2,5 mM Fe(II) +
Balsa
2 83,56
89,99
< LMP - 7,38
T
50 mM H 2 O 2 +
1,5 mM Fe(II) +
Balsa
2 62,24
89,93
< LMP
85,25
< LMP 4,80

50 mM H 2 O 2 +
1,5 mM Fe(II) +
Palma
2 65,30
98,39
< LMP
93,10
< LMP 4,80
† C = cerezas, F=fresas, T=tomates. *Calculado a par tir del valor USD/ kWh actual en Guayaquil, Ecuador [80]

236 
Los elementos del sistema actual de tratamiento de aguas residuales que
provienen de las actividades productivas de la empresa estudiada, se detallan a
continuación en la Tabla 6.11. El costo de operación del sis tema actual de
tratamiento está alrededor de $2.85/m 3 de agua tratada, este incluye el costo
energético, la amortización de la plant a y el costo de los químicos para el
tratamiento.
Tabla 6.11. Detalle del sistema de tratamiento de agua e mpleado actualmente por la
industria alimenticia estudiada.
Descripción
Pozo de recolección y retenedor de sólidos gru esos (1,5 m 3 de capacidad).
Trampa de grasas (tanque azul) de 2 m 3 de capacidad.
Tanques de aireación
Tanque de desinfección cada uno de 2 m 3 de capacidad.
Ozonificador
Filtro de grava antes de la salida del efluente tratado (3 m 3 de capacidad).
Este sistema de tratamiento de aguas residuales en actual funcionamiento
puede ser modificado, agregando el uso de técnicas avanzadas de oxidación
como fase principal del tratamiento, lo que repres entaría un coste de $4,80/m 3 en
el caso de aplicar el tr atamiento de Fenton (50 mM H 2 O 2 + 1,5 mM Fe(II)) seguido
de un filtro biológico de balsa blanca. Implementando el sistema propuesto se
lograría tratar las aguas residuales pr ovenientes del procesado de tomates de tal
manera que logre cumplir las leyes ambientales. En el caso del efluente del
procesado de cerezas, su tratamient o implic aría un adicional de $2,58/m 3 debido a
que la concentración de los reactivos de Fenton es un poco mayor (100 mM H 2 O 2
+ 2,5 mM Fe(II)).

237 
6.12. Conclusiones
• Entre las características propias de la s aguas residuales de origen alimenticio
se encuentra el poseer un elevado índice de biodegradabilidad , el cual la
vuelve menos apta ante tratamientos fisicoquímicos convencionales. Los
resultados al aplicar técnicas avanz adas de oxidación demuestran que la
efectividad en la remoción de materia or gánica es alta, y puede ser mejorada
por procesos biológicos en los efl uentes provenientes del procesado de
cerezas y tomates.
• La aplicación de procesos biológicos pos teriores al tratam iento de Fenton
permite reducir costos de tratamiento, pues en el caso del efluente de
procesado de tomates, el aplicar una dosis de 100 mM H 2 O 2 + 2,5 mM Fe(II)
permite reducir la DQO y la DBO hasta valores muy cercanos a los L.M.P.,
sin embargo, una reducción de dosis hasta 50 mM H 2 O 2 + 1,5 mM Fe(II) y
adición de un biofiltro de balsa, permite lograr valores por debajo de los
permitidos a un coste menor. Esto no ocurre en el sentido contrario, es decir,
aplicando biofiltros y luego el tratamiento de Fenton.
• La reacción a 60°C con 50 mM H 2 O 2 y 1,5 mM Fe(II) aument a la eficiencia de
remoción de COT en más de 16 puntos porcentuales con respecto a la
obtenida a 25°C al dosificar 100 mM H 2 O 2 y 2,5 mM Fe(II), por lo cual se
recomienda aplicar 50 mM H 2 O 2 y 1,5 mM Fe(II) 60°C durante 1 hora de
reacción, cuyo costo es mucho menor.
• Comparando los procesos de Fenton y foto-Fenton en el tratamiento de las
aguas del procesamiento de cerezas, se comprobó que existe un aumento
de 10 puntos porcentuales en la remoción de COT al aplicar luz UV durante 2
horas, lo cual implica un coste adicional de $2.08/m 3 . Este incremento en el
costo podría evitarse al permitir un tiempo de reacción de 12 horas, con lo

244 
pentaacetate. Journal of the American Chem ical Society , 110 (10), 3126-
3133.
[45]. Morelli, R., Russo-V olpe, S., Bruno, N., & Lo Scalzo, R. (2003). Fenton-
dependent damage to carbohydr ates: free radical sca venging activity of
some simple sugars. Journal of Agricultural and Food Chemistry , 51 (25),
7418-7425.
[46]. Moon, D. K., Maruyama, T., Osakada, K., & Yamamoto, T. (1991). Chemical
oxidation of polyaniline by radical generating reagents, O 2 , H 2 O 2 –FeCl 3
catalyst, and dibenzoyl peroxide. Chemistry Letters , 20 (9), 1633-1636.
[47]. Ito, K., Jian, W., Nishijima, W., Baes , A. U., Shoto, E., & Okada, M. (1998).
Comparison of ozonation and AOPs combined with biodegradation for
removal of THM precursors in treated sewage effluents. Water Science and
Technology , 38 (7), 179-186.
[48]. Blanco J urado, J. (2009). Degradac ión de un efluente textil real mediante
procesos Fenton y Foto-Fenton. Univer sidad Politécnica de Cataluña. Tesis
de maestría.
[49]. Ministerio del Ambi ente del Ecuador. (2013). Te xto Unificado de Legislación
Secundaria del Minister io del Ambiente TULSMA.
[50]. Zazo, J. A., Casas, J. A., Mohedano, A. F., Gilarranz, M. A., & Rodriguez, J.
J. (2005). Chemical pathw ay and kinetics of phenol oxidation by Fenton' s
reagent. Environmental Science & Technology , 39 (23), 9295-9302.
[51]. Lin, S. H., & Lo, C. C. (1997). Fenton process for treatment of desizing
wastewater. Water Research , 31 (8), 2050-2056.
[52]. Dvo ř á č ková, M., & Dung, T. K. (2009). Degradation of polyvinyl alcohol
(PVA) by Fenton process. 13th Inter national Resear ch/Expert Conference
“ Trends in the Development of Ma chinery and Associated Technology ”.
Hammamet, Tunisia.
[53]. Alberto Lanuza Val, Rosa Most eo Abad. Formación de subproductos en
procesos de oxidación avanzada aplicados en la regeneración de aguas de

245 
salida de depuradora. Escuela de Ingenier ía y Arquitectura. Universidad
Zaragoza (2012).
[54]. Mane, J. D., Phadnis, S. P., Jambhale, D. B., & Yewale, A. V. (2000). Mill
scale evaluation of hydrogen peroxid e as a processing aid: quality
improvement in plantation white sugar. International Sugar
Journal , 102 (1222), 530-533.
[55]. Nguyen, D. M., & Doherty, W. O. (2011). Phenolics in sugar cane juice:
potential degradation by hydr ogen peroxide and Fenton's
reagent. Proceedings of the Australian Societ y of Sugar Cane Technologists
2011 , 33 .
[56]. Zhang, H., Choi, H. J., & Huang, C. P. (2005). Optimization of Fenton
process for the treatment of landfill leachate. Journal of Hazardous
Materials , 125 (1), 166-174.
[57]. Khamaruddin, P. F., Bustam, M. A., & Omar, A. A. (2011). Using Fenton’s
Reagents for the Degradati on of Diisopropa nolamine: E ffect of Temperature
and pH. International Conference on Enviro nment and Industrial Innovation
IPCBEE (12), 12-17.
[58]. Rivas, F. J., Frades, J., Alonso, M. A., Montoya, C., & Monteagudo, J. M.
(2005). Fenton's oxidation of food processing wastewater components.
Kinetic modeling of protoc atechuic acid degradation. Journal of Agricultural
and Food Chemistry , 53 (26), 10097-10104.
[59]. Torrades, F., García ‐ Hortal, J. A., & Nunez, L. (2008). Fenton and
photo ‐ Fenton oxidation of a model mixture of dyes–overall kinetic
analysis. Coloration Technology , 124 (6), 370-374.
[60]. Lucas, M. S., & Peres, J. A. (2009). Removal of COD from olive mill
wastewater by Fenton's reagent: Kinetic study. Journal of Hazardous
Materials , 168 (2), 1253-1259.

246 
[61]. Wu, Y., Zhou, S., Qin, F., Zheng, K., & Ye, X. ( 2010). Modeling the oxidation
kinetics of Fenton's process on the degradation of humic acid. Journal of
Hazardous Materials , 179 (1), 533-539.
[62]. Pignatello, J. J., Oliveros, E., & MacKay, A. (2006). Advanced oxidation
processes for organic contaminant destr uction based on the Fenton reaction
and related chemistry. Critical Reviews in Environmental Science and
Technology , 36 (1), 1-84.
[63]. E. C. Çatalkaya, F. Ş engül. (2006). Application of Box–Wilson experimental
design method for the phot odegradation of baker’s yeast industry with
UV/H 2 O 2 and UV/H 2 O 2 /Fe(II) process. Journal of Hazardous Materials . 128,
201-207.
[64]. Bossmann, S. H., Oliveros, E., G öb, S., Siegwart, S., Dahlen, E. P.,
Payawan, L. & Braun, A. M. (1998). New evidence ag ainst hydroxyl radicals
as reactive intermediates in the thermal and photochemically enhanced
Fenton reactions. The Journal of Physical Chemistry A , 102 (28), 5542-5550.
[65]. Teixeira, A. C. S. C., Mendes, L., Stollar, G., Guardani, R., & Nascimento,
C. A. O. D. (2005) . Photo-fenton remediation of wastewaters containing
agrochemicals. Brazilian Archives of Biology and Technology , 48 (SPE),
207-218.
[66]. Friedrich, L. C., Machulek Jr, A., Silva, V. D. O., & Qu ina, F. H. (2012).
Interference of inorganic ions on phenol degradation by the Fenton reaction.
Scientia Agricola , 69 (6), 347-351.
[67]. Bishop, D. F., Stern, G., Fleischman, M., & Mars hall, L. S. (1968). Hydrogen
peroxide catalytic oxidation of refracto ry organics in municipal wast e waters.
Industrial & Engineering Chemistr y Process Design and Development , 7 (1),
110-117.
[68]. Kunz, A., Peralta-Za mora, P., & Durán, N. (2002). Hydrogen peroxid e
assisted photochemical degradation of ethylenediaminetetraacetic
acid. Advances in Environmental Research , 7 (1), 197-202.

247 
[69]. Skoog D. A., West D. M., & Joller F. J. (2001). Química analítica. Séptima
edición. Ed. McGraw Hill Intera mericana de España S. L. ISBN:
9789701033586.
[70]. Walling, C. (1975). F enton's reagent revisited. Accounts of Chemica l
Research , 8 (4), 125-131.
[71]. Bressan, M., Liberat ore, L., d'Alessandro, N., Tonucci, L., Belli, C., &
Ranalli, G. (2004). Improved combined ch emical and biological treatments
of olive oil mill wastewaters. Journal of Agricultural and Food
Chemistry , 52 (5), 1228-1233.
[72]. Chiron, S., Fernandez-Alba, A., R odriguez, A., & Garcia-Calvo, E. (2000).
Pesticide chemical oxi dation: state-of-the-art. Water Research , 34 (2), 366-
377.
[73]. Babu, B. R., Meera, K. S., Venkat esan, P., & Sunandha, D. (2010). Removal
of fatty acids from palm oil effluent by combined electro-fenton and
biological oxidation process. Water, Air, & Soil Pollution , 211 (1-4), 203-210.
[74]. Nakhla, G., Lugowski, A., Patel, J ., & Rivest, V. (2006). Combined biological
and membrane treatment of food-processing wastew ater to achieve dry-
ditch criteria: Pilot and full-scale performance. Bioresource
Technology , 97 (1), 1-14.
[75]. Justino, C. I., Duarte , K., Loureiro, F., Pereira, R. , Antunes, S. C., Marques,
S. M., & Freitas, A. C. (2009). Toxici ty and organic content characterization
of olive oil mill wastew ater unde rgoing a sequential treatment with fungi and
photo-Fenton oxidation. Journal of Hazardous Materials , 172 (2), 1560-1572.
[76]. Jaouani, A., Sayadi, S., Vanthour nhout, M., & Penninckx, M. J. (2003).
Potent fungi for decolourisation of olive oil mill wastewaters. Enzyme and
Microbial Technology , 33 (6), 802-809.
[77]. Dias, A. A., Bezerra, R. M., & Pereira, A. N. (2004). Activity and elution
profile of laccase during biological decolorization and dephenolization of
olive mill wastewater. Bioresource Technology , 92 (1), 7-13.

[78]. Zinatizadeh, A. A. L., Mohamed, A. R., Najafpour, G. D., Hasnain Isa, M., &
Nasrollahzadeh, H. (2006) . Kinetic evaluation of palm oil mill effluent
digestion in a high rate up-flow anaerobic sludge fixed film
bioreactor. Process Biochemistry , 41 (5), 1038-1046.
[79]. Bolton J. R. (2010) Ultraviolet applications handbook, Tercera edición.
Editorial: ICC Lifelong Lear n Inc., ISBN: 978-0-9685432-2-1.
[80]. Consejo Nacional de Electricidad. (2012). Pliego y cargos tarifari os. Página
web: www.conelec.go b.ec .

248 

249 


250 


CAPÍTULO 7
TRATAMIENTO DEL EFLUENTE
DE LA INDUSTRIA GRÁFICA

250 




251 
7. Tratami ento del efluente de l a industria gráfic a
7.1. La industr ia gráfica
El sector de la in dustria gráfica co mprende a t odas las empresas dedicadas
a las actividades de edición, impresión, actividades de servi cio conexas y, de
reproducción de grabaciones [1]. De ac uerdo a la Clasificación Industrial
Internacional Uniforme ( CIIU 4.0) establecida por el Instituto Nacional de
Estadís ticas y Censos (INEC) en el año 2012 [2], las actividades de impresión y
reproducción de grabaciones corresponden al código C18, el cual abarca la
impresión de productos tales com o periódicos, libros, revistas, formularios
comerciales, tarjetas de felicitación y otros m ateriales, y actividades de apoyo
conexas, como encuadernación, servicios de preparación de placas y formación
de imágenes a partir de datos. Las acti vidades de apoyo que se incluyen forma n
parte integrante de la industria de la impresión y esas act ividades casi siempre
tienen como resultado un producto (una placa de impresión, un li br o
encuadernado, o un disco o archivo informático) que forma parte integrante de la
industria de la impresión. Los proces os utilizados en la impresión com prenden
diversos métodos para trasladar una im agen desde una placa, plantilla o archivo
informático, a un soporte, como papel, plástico, metal, materia textil o madera. E l
método más utilizado entraña el traslado de la imagen de una placa o plantilla al
soporte mediante procedimientos litográf icos, de rotograbado, serigráficos o
flexográficos. A menudo se ut iliza un archivo informátic o para activar directamente
el mecanismo de impresión, a fin de crear la imagen, así como equipo
electrostático y otros tipos de equipos ( impresión digital con o s in impacto).
Por otro lado, existen otras áreas de la industria gráfica sub-clasificadas en
distintos códigos CIIU com o el C17. Excluyendo la “producción de pa sta de
madera, papel y cartón” en bruto que se incluye en la clase C170 1, las demás
clases comprenden la producción d e pape l y productos de papel más elaborados e
incluyen artículos que pueden estar impresos (papel de empapelar, papel de

258 
Sustancia C omposición # CAS Observaciones
genera reacc ión
viol ent a con agent es
oxidantes como el
peróxido.
Recuperador de
mallas S30-32.
Screenplast.
--- --- ---
El estudio que se presenta en e ste capítulo se ha ce ntrado en las industri as
cuya activi dad principal comprenden la fabricación e impresión de cartones,
específicamente aquellas que de acuerdo con la Clasificación Industrial
Internacional Uniforme, se enmarcan al código C 1702.01, cuyo texto literalmente
indica “Fabricación de papel y cartón ondulados o corrugados ” . El proceso de
impresión de cartón corrugado es ba st ante similar al descrito p ara la producción
de periódicos, libros y revistas diferenciándose básicamente en la materia prima
ingresada (cartón corrugado).
Existen varios métodos de impresión sobre el c artón corrugado, como la
impresión tipográfica la cual consiste en agregar la tint a sobre tipos elevados
ubicados en el cilindro de impresión y transfer irlos a la superficie del cartón. La
flexografía es un método de impresión directa, en la que las áreas de la i magen
que se imprimirán están por encima de las áreas sin imagen. La plancha de
impresión es de caucho o plástico. La ventaja de la flexografía es que puede
utilizarse para imprimir sobre la mayorí a de materiales. Pueden usarse tintas al
agua. La desventaja es que muchas veces la flexografía tiene dificultades
reproduciendo todos los matices del color. El sistema de impresión más utilizado
para el cartón es la impresión offs et . Su variable más común es el offset sobre
láminas de cartón, esto es imprimir s obre láminas de es te material. Con la
máquina rotativa de offs et , por el contrario, se imprime sobre una bobina de cartón
[7].

259 
7.2. Tratamientos convencion ales utilizados actualmente
Los procesos convencional es son ampliamente utilizados a nivel mundia l
para el tratamiento de este tipo de agu as residuales. La coagulación puede reducir
la turbidez del agua. Wu et al. [8] mostraron en el año 2002 que el cloruro férric o
empleado como coagulante lograba reducir hasta 92.1% la DQO de u na muestra
de agua residual con tintas. Por otro lado, en el añ o 2003 se demostró que el
policloruro de aluminio (PAC) e r a el mejor c oagulante logrando remociones de
color, sólidos suspendidos, DBO 5 y DQO hasta del 96.5%, 97%, 65,8% y 61.8%,
respectivamente [9]. A pesar de obtener altas eficiencias de remoción, se ocasiona
un segundo inconveniente considerando que las tasa s de lodos que se generan
luego de estos procesos son asimismo elevadas [ 10].
La adsorción es un método empleado en el tratamiento de aguas residuales
para reducir las concentraciones de DQO y cro m o [11]. El agua se decolora y se
vuelve transparente luego de la adsorción con carbón act ivado. Sin embargo, éste
suele saturarse fácilmente y resulta altamente costoso su mantenimiento. La
electrolisis es otro método ampliamente utilizado. En e l año 2007, en un estudio
realizado por Wen et al. [12] se trataron aguas residuales con tintas, empleando
un ánodo de hierro y un cátodo de alumini o. La remoción de la DQO, DBO 5 y
Color alcanzada fue de 47%, 60% y 84%, respectivamente.
Al tener un índice de biod egradabilidad b ajo, los procesos biológicos de
degradación generalmente no son favorables en la remoción de m ateria orgánica.
Se ha demostrado que el tratamiento empleando un r eactor UASB ( Upf low
Anaerobic Sludge Blanket ) con agua residual de una industria gráfica alcanza un
porcentaje de remoción de color del 80% [13] . Mientras que al aplicar un proceso
SBR ( Secuencial Batch Reactor ) en dos etapas, luego de un pret ratamiento se
logran remociones de la DQO del 93% y de color del 80% [14] c on lo que se
evidencia el increment o de los niveles de remoción de materia orgánica al aplicar
procesos biológicos como tratamiento posterior, reduciendo así el tiempo de

260 
retención requerido por estos métodos que generalmente repre senta su principal
desventaja.
7.3. Objetivos del capítulo
Este capítulo se enfoca en la aplic ación de tratamientos ava nzados de
oxidación como son H 2 O 2 /UV, Fenton, f oto-Fenton, y su combinación con biofiltros
con sustratos de palma canaria (Phoenix canariensis) y balsa ( O chr om a
pyramidale) . De esta forma se puede realiz ar un estudio comparativo de la
eficiencia de la degradación y min e ralización de la materia orgánica, la
decoloración y la detoxificación del ef luente.
7.4. Caracterización del efluen te de la industria gr áfica
Por lo general, las industrias gráficas p resentan un índice de
biodegradabilidad DBO 5 /DQO menor a 0.2 (en este caso, 0.17 y 0.26), una
toxicidad mayor al 90%, y una concentra ción de materia orgánica superior a 1000
ppm [10]. Estas característica s impiden que este tipo de efluentes sea tratado
directamente por tratamientos biológicos, además de que la elevada carga de
sólidos suspendidos, generaría luego del t r atam iento una considerable cantidad d e
lodos [15].
Para realizar la investigación del efecto del uso de las TAOs y de los
biofiltros en el tratamiento de efluentes caracterizados por la presencia de ti ntas de
bases orgánicas que se utilizan en la industr ia gráfica, se realizó previamente la
caracterización de un efluente proveniente de lavado de las zon as de imprentas de
dos plantas industriales. La Industria 1 se dedica a la impresión de cartones,
mientras que la Industria 2 al procesamiento de periódicos, libros y revistas. La
caracterización de estos ef luentes se muestra en la Tabla 7.3.

261 
Tabl a 7.3. Caracterización físico-qu ímica de efluentes d e la indus tria grá fica.
Parámetro Unidad Industri a 1
Industri a 2
pH U de pH 6,95 6,9
Demanda Química de Oxígen o (DQO) mg O 2 /L 5102 4936
Demanda Bi oquímica d e Oxígeno (DBO 5 ) mg O 2 /L 886 1304
Carbono Or gánico Total (COT) mg C /L 1025 2650
Colo r Pt/Co 163 00 1895
Toxicidad ( Vibrio fischeri ) % 99, 79 99
Sólidos Suspendidos Totales (SST) mg/L 5245 115
El Libro VI del Tex to Unificado de la Legislación Secundaria del Ministerio
del Ambiente en el Título VII, Anexo 1 “Norma de Calidad Ambiental y de
Descarga de efluentes: Recurso Agua” [16], indica en la Tabla 11, que los límites
de DQO y DBO 5 de descarga al sistema de alcantarillado público, deben ser
menores a 500 mg/L y 250 mg/L, respectivamente y la cantidad de sóli d os
suspendidos debe ser menor a 220 mg/L. La norma técnica nacional para control
de los vertidos cualquiera que s ea su origen, composición y naturaleza no
establece criterios de toxicidad de los vertidos, a diferencia de la norma española
por ejemplo que e stablece un v alor límite de 25 Equitox/m 3 [17]. Por esta razón, es
necesario buscar tratamientos que permitan reducir la c arga orgánica y
compuestos tóxicos presentes en el agua residual, c onsiderando además el
aumento de la conductividad eléctrica que podría llevarse a cabo por la adic ión de
sales durante los p rocesos de degradación a aplicar, valor que no deberá
sobrepasar los 3 mS/cm.
Los experimentos que se e xponen en este estudio fueron realizados con las
aguas residuales de la industria 1, en adelante la indu stria gráfica, que se ubica en
la ciudad de Machala, Provincia de El Or o, Ecuador.

262 
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
200 400 600 800 1.000
T oxicidad (%)
COT (mg/L)
7.5. EC50 del agua r esidual de la in dustria gráfica invest igada
La bioluminiscencia de la bacteria marina Vibrio fischeri se relaciona
directamente con su estado metabólico y vitalidad. La exposición a sustancias
tóxicas causa una interrupción en el sistema respiratorio y produce cam bios en el
estado celular de Vib rio fischeri , empleadas en el Analizador de Toxicidad, lo qu e
resulta en una reducción en la intensidad de bioluminiscencia emitida [18]. E l
EC50 se d etermina a partir de una curva realizada en base a l a toxicidad (%) y
está definido como la concentración efectiva de materia orgánica que reduce al
50% la intensidad de emisión de luz de las bacterias después de un tiempo de
contacto de 15 minutos [19, 20]. Se realizó un análisis de la toxicidad frente al
COT del ag ua residual a diluciones del 10%, 25%, 50%, 7 5% y 100%, cuyos
resultados se muestran en la Fi g ura 7.2.

Figura 7.2 . Variación de la toxicidad c on respecto a la co ncentración de C OT en e l agua
residual cruda diluida al 10%, 25 %, 50%, 75% y 100 %.

263 
Se puede observar que a una toxicidad del 50%, la concentr ación efectiva
del COT se estima en 660 ppm. Esto indi ca que una muestra de este efluente con
una concentración de COT de 660 mg/L presenta una toxicidad del 50 %, es decir
que reduce la luminiscencia a la mitad.
7.6. Efecto del pH en la to xicidad y los niveles de COT
El presente estudio apunta a determinar, entre otras cosas, las co ndic iones
de operación más apropiadas para la aplicación de TAOs en agua residual
proveniente de la industria gráfica. Para esto, se realizarán ensayos por separado
variando el pH, la temperatura y las dosificaciones de peróxido de hidrógeno y
sulfato de hierro (II) (agregados juntos y por separado). En e s te apartado, se
evalúa el efecto ocasionado al modificar el pH inicial en la muestra original,
tomando como indicadores al porcentaje de toxicidad, y el COT.
Se conoce ampliamente que el pH es un parám etro muy influyente en los
procesos avanzados de oxidación. De acuer do a estudios realizados [21, 22] se
conoce que las reacciones de Fenton increm entan considerablemente su
eficiencia a niveles de pH bajos, generalmente entre 2 y 4 [23, 24, 25]. A pH
mayores a 4, la generación de co mplejos hidroxo-férricos oca siona que la
producción de radicales hidroxilo se desa celere, pues se reduce la concentración
de especies de hierro libre en solución [26]. De la misma manera, si el pH es
menor a 2, aumenta la probabilidad de generación de complejos ferroso s e iones
protonados de peró xido de hidrógeno, [H 3 O 2 ] + , que consecuent emente reducen la
eficiencia de degradación.
El ensayo consistió en tomar muestras de 100 m l del efluente de la indust ria
gráfica, las cuales fueron colocadas en vasos de p recipitación y cuyo pH fue
regulado a 5, 4 y 3, utilizando ác ido sulfúrico concentrado a temperatura ambiente
(25°C).Se observó que la reducción del pH per mite precipitar materia orgánica en
disolución y generar una mayo r cantidad de lodos en comparación con la muestra

264 
cruda [27]. En la Figura 7.3 se muestra la variación del COT lograda luego de la
relación del pH entre 3 y 8.

Figura 7.3 . Variación d el COT a dife rentes valor es de pH.
Se observa que el COT varía desde un valor inicial de 1025 ppm hasta un
valor final entre 609 y 930 ppm a pH entre 3 y 5. La reducción promedio de
materia orgánica por regulación del pH a 3 fue del 40%, lo que dem uestra el
elevado aporte que ofrece el reducir el pH a 3, pues además de lograr el medio
ácido requerido para que lo s reactivos de Fenton ox iden con may or eficiencia la
materia orgánica, se consigue reducir dichos niveles iniciales de materia orgánica,
de tal manera que se necesitará aplicar menor cantidad de reac tivos químicos en
la continuación del tratamiento.
La elevada carga de SST en el agua residual de la indus tria gráfica impide
que los tratamientos avanzados de oxidación sean aplicados directamente al
efluente [28]. Durante los ensayos de variación de pH, se identificó que la
reducción de éste m ejora la formación de coágulos, reduciendo
considerablemente la cantidad de sólidos sus pendidos totales de la m uestra. En la
200
400
600
800
1000
1200
3458
COT (mg/L)
pH

265 
Figura 7.4 se observa como l a variación del pH permit e reducir los sóli dos
suspendidos en el efluente, y modificar el col or por la formación de coágulos en el
fondo del recipiente y como sobrenadantes.

Figura 7.4. Aspecto de l as mues tras de spués de cambiar el pH .
Se midió la toxicidad de las diferent es muestras obtenidas con el fin de
determinar si la precipitación por regul ación del pH tenía algún efecto sobre
aquella. Los resultados se muestran en la Tabla 7.4, donde se evidencia que este
pretratamiento no incide en la disminución de la tox icidad del efluente de la
industria gráfica.
Tabla 7. 4. Toxicidad del efluente a di ferentes valores de pH .
pH Toxici dad
(% )
3 98, 33
5 99, 05
8 99, 58

266 
7.7. Efecto de la decantaci ón previa de la muestra
En el tratamiento de aguas residuales la decantación es un proceso
ampliamente utilizado y permite la separación de sólidos en suspensión de forma
pasiva, o bien mediante la aplicación de coagulación y/o floculación [29]. En
nuestro estudio, se observó que al reducir el pH de la muestra de agua residual a
3, una considerable masa de sólidos coagulados descendían hacia el fondo,
permitiendo la clarificación del agua. Por esta razón, se de sea determinar el
tiempo mínimo requerido para que oc urra la decantación máxima de sólidos.
El procedimiento consistió en tomar 1 litro de agua res idual en un tanque de
sedimentación HACH de 2 litros y agregar ác ido sulfúric o concentrado hasta
alcanzar pH 3. Se observó que al cabo de 30 minutos la velocidad de
sedimentación de los coágulos f ormados era casi nula (Figura 7.5).

Figura 7.5. Al inicio (izquierda) y luego de 30 minutos (derecha) de la regulación
del pH a 3 del efluent e de la industria gráfica.
Después de 60 minutos de decantació n, se observó que no exi stía
diferencia apreciable en el volumen de lo s sólidos precipitados en comparación
con los generados a los 30 min utos, lo cual se comprobó con l a medición de los

267 
SST, cuyo valor se mantuvo en 92 mg/ L en ambos tiempos. Considerando que el
valor inicial de SST e s de 5245 mg/L, la remoción obtenida es del 98%, lo cual
podría resultar ser un punto favorable para el incremento de la efectividad de
oxidación de los reactivos de Fenton. Se observó además, la resu s pensión de
lodos en la superficie del líquido, por lo cual se tomó el lí quido clarificado que se
encontraba bajo los sólidos res uspendidos y sobre los sólidos prec ipitados (Figura
7.6) para ser utilizado en los posteriores tratamientos.

Figura 7.6. Efluente de la industria gráfica luego del proc eso de decantac ión.
7.8. Proceso de Fenton
7.8.1. Efecto de la concentración de H 2 O 2
Tal como se ha indicado en capítulos previos, el ajuste de las
concentraciones de peróxido y Fe(II) es fundamental para opt imizar la degradación
por el proceso de Fenton. Una vez que se observó que la decantación de la
muestra a pH 3 reducía el COT de forma significativa, se realizó el estudio del
efecto de la concentración de peróxido manteniendo constante la de Fe(II) en 3
mM, según lo encontrado en bibliografía [30, 31]. Una vez realizada la decantación

274 
la evolución de l a relación DBO 5 /DQO, ind icat iva de la bi odegradabilidad de la
muestra, con la concentración de peróxido añadida manteniendo constante la
concentración del catalizador.

Figura 7.12. Va riación del índice de biodegradabilidad lu ego de 3 horas de reacción
aplicando 50, 100, 15 0, 200 y 250 mM H 2 O 2 , manteniendo una dosis de 3
mM Fe(II); pH 3, T=25 o C.
Se evidencia que el índice de biodegradabilidad incrementa de 0.15 hasta
un máximo de 0.27, al utilizar una dos is de 200 mM de H 2 O 2 y 3 mM de Fe (II) a
temperatura ambiente. El índice disminuye con el aumento de la concentración
inicial de H 2 O 2 a 250 mM. Otros estudios muestran [40] que esto ocurre
básicamente debido a que un exceso de peróxido de hidrógeno puede causar que
las reacciones de formación de hidroxilos se inviertan, oc asionando una
disminución en la eficiencia de las re acciones de Fenton. Cab e mencionar que
para evitar que el peróxido residual interfiera en los res ultados de DQO, DBO 5 y
toxicidad realizados, se a dicionó de forma estequiométrica catalasa en solución
(como se indica en el Capítulo 4 de Técnicas Analíticas) a todas las muestras
previo a su análisis con el fin de acelerar la descomposición del peró xido de
0,05
0,10
0,15
0,20
0,25
0,30
50 100 1 50 200 250
DBO 5 /DQO
H 2 O 2 (mM)

275 
hidrógeno residual. De esta manera, se descarta que el aumento de la relación
DQO/COT se deba al exceso de peróxido residual que pudiera haber reaccionado
con el dicromato de potasio agregado en el análisis de DQO, aumentando de
forma fictici a este val or [41, 42 ].
Otro parámetro muy utili z ado en el tratamiento de aguas re siduales es el
Estado de Oxidación Promedio (A OS por sus siglas en inglés), útil para conocer el
grado de oxidación de soluciones complejas y que proporciona información
indirecta de la probabilidad de biodegradación de dicha soluc ión. Este parámetro
puede alcanzar un valor máximo de 4 , para el CO 2 , y -4, para CH 4 , que
corresponden al estado más oxidado y más reducido del carbono [43]. La relació n
se indica en la Ec. 1 y utiliza las concent raciones de oxígeno y carbono en mg/L.


  4󰇛   󰇜
 Ec. 1
Estudios previos indican que u n aum en to en el estado de ox idación
promedio conlleva a un incremento en la bi odegradabilidad [ 43] y una redu cción
de la toxicidad [44]. En la Figura 7.13 se muestra la variación del estado de
oxidación promedio (AOS) de una muestra luego de ser sometida al proceso de
Fenton variando la dosis de peróxido de hidrógen o y manteniendo const ante la
dosis de Fe(II).

276 

Figura 7.13. Va riación del AOS lu ego de 2 horas de rea cción aplic ando 50 , 100, 150, 200
y 250 mM H 2 O 2 man teniendo una d osis de 3 mM Fe(II); p H 3 , T=25 o C.
Se puede observar com o el AOS aumenta conform e se incrementa la dosis
de peróxido de hidrógeno en las reacciones de Fenton, llegando hasta un valor
máximo de 0.79 al aplicar una dosis de 250 mM de H 2 O 2 . Este res ultado pone de
manifiesto que aunque no se observe una importante reducción del COT (Figura
7.7a) sí está teniendo lugar la de gradación de la materia orgánica.
Con el fin de conocer el efecto únicamente del peróxido de hidrógeno, se
aplicó a una muestra previamente dec antada a pH 3 una dosis de 100 mM de
H 2 O 2. Los resultados después d e 2 horas de reacción únicamente removió el 0.6%
del COT y el 19% de la DQO inicial. Estos resultados de mostraron la i neficiencia
del proceso de oxidación solo con peróxido de hidrógeno.

‐ 2,00
‐ 1,50
‐ 1,00
‐ 0,50
0,00
0,50
1,00
50 100 150 200 250 30 0
AOS ( mg/ L)
H 2 O 2 (mM)

277 
7.8.2. Efecto de la concentración del sul fato de hierro
Las TAOs emplean ciertos catalizadores, como el cob r e [45, 46], el dióxido
de titanio [47, 48] y el hierro [49] con el fin de que contribuyan a obtener may ore s
velocidades de reacción y mayores eficiencias de remoción de contaminantes [50].
Durante años las TAOs han sido objeto de est udio, demostrando que el sulfato de
hierro heptahidratado representa una e xcelente fuente de h ierro por su no
toxicidad y coste ec onómico reducido [22, 23, 51]. El objetivo del apartado ant erior
fue establecer una dosi s óptima de H 2 O 2 para em plearla como dosis fija en la
búsqueda de la concentrac ión de FeSO 4 que brinde mejores resultados. Con el fin
de determinar que dosis de F e(II) permitiría la mayor remoción de materia
orgánica, se realizaron 6 pruebas variando la dosis de Fe(II), de tal forma que se
tenga las relaciones de [H 2 O 2 ]/[F e]y [Fe] /[ CO T] o tal como se muestra en la Tabla
7.6.
Tabla 7.6. Rela ci one s [H 2 O 2 ]/[CO T] o y[Fe]/[COT] o para la determinación de la dosis
óptima de Fe (II) empleando 200 mM H 2 O 2 .
No. Pru eba [H 2 O 2 ]/[COT] o [Fe] /[CO T] o [H 2 O 2 ]/[Fe] [Fe](m M)
1
4
0.01 333.3 0. 6
2 0.02 166.7 1.2
3 0.03 111.1 1.8
4 0.04 83.3 2.4
5 0.05 66.6 3
6 0.10 33.3 6
En la Figura 7.14 se muestran los resultados de COT y DQO al cabo 2 y 24
horas de reacción empleando las dos is anteriormente indicadas.

278


Figura 7.14.
Variación del

a) COT y la b)

DQ O luego de 2 y 24 h oras de reacción
aplicando 0.6, 1.2, 1.8, 2.4, 3 y 6 mM Fe(II) man teniendo una do sis de 200
mM H
2
O
2
; pH 3, T=25
°
C.
100
200
300
400
500
600
700
800
0 , 51 , 01 , 52 , 02 , 53 , 03 , 54 , 04 , 55 , 05 , 5
COT ( mg/ L)
Fe(II) (mM)
2  hor as
24  hora s
500
1000
1500
2000
2500
3000
6,21725E ‐ 15 0,6 1,2 1,8 2,4 3,0 3,6 4,2 4,8 5,4 6 ,0
DQO (mg/L)
Fe(II) (mM )
2  ho ras
24  horas
(A) 
(B) 
L.M.P. =  25 0 

279 
Se observa que el aumento de Fe(II) favorece la mineralizaci ón de la
materia orgánica. Sin em bargo, no se evidencia diferencia significat iva entre la
dosis de 3 mM y 6 mM de Fe(I I). Otro aspecto a considerar es que a pesar de
incrementar la concentración del cata lizador, sigue existiendo una cantidad de
COT significativa al cabo de 24 horas de reacción. Una forma de aumentar la
eficiencia del proce s o sería incrementar la temperatura para aumentar la velocidad
de reacción y reducir el c onsumo de reactivo s. Otro camino sería aplicar UV al
proceso para favorecer las reac ciones de Fenton [52, 53]. Se puede ver que la
DQO alcanza u na remoción máxima del 67% al aplicar una dosi s de 6 mM de
Fe(II) y 200 mM de H 2 O 2 . Al reducir a dosis de Fe(II) a 3 mM se observó que la
remoción de DQO disminuyó al 52% en las dos horas de reacc ión. M ientras que al
utilizar una dosis de 0.6 mM de Fe(II) no se percibía reacción inclusive luego de
las dos horas del proceso, por lo cual la remoción de DQO fue insignificante.
En la Figura 7.15 se presenta una imagen que capta el aspecto de las
muestras mientras son tr atadas con distin ta dosis de reactivos d e Fenton a los 5
minutos de reacción.

Figura 7.15. As pecto de las mue stras luego de 5 minutos d e reacc ión aplic ando 200 mM
H 2 O 2 y 3 mM Fe( II) (iz quierda) y aplicando 200 mM H 2 O 2 y 0.6 mM Fe(II )
(derecha); pH 3, T=25°C.

280 
Se observa que ex iste una reacción más acelerada en la muestra tratada
con 3 mM de Fe(II) ya que presenta mayor burbujeo y genera un a espuma blanca
en la superficie del reactor, mientras que el reactor de la derecha a 0,6 mM de
Fe(II) no presenta un burbujeo considerable, lo cual indica que la reacción se da
forma vigorosa al aumentar la concentración del catalizador.
Otra forma de verificar lo su cedido es analizando el estado de oxidación de
la materia orgánica presente. En la Figur a 7.16 se muestra el estado de oxidación
promedio para las dif erentes dosis después de 2 y 24 horas.

Figura 7.16. Va riación del AOS luego de 2 y 24 horas de reacción aplicando 0.6, 1.2, 1.8 ,
2.4, 3 y 6 mM Fe(II) manteniendo u na dosis de 200 mM H 2 O 2 ; pH 3, T=25 o C.
Se evidencia una disminución del grado de oxidación al aplicar bajas dosis
del catalizador, sin embargo, al aumentar la concentración de Fe 2+ c laramente se
observa un incremento del AOS s imilar al obtenido con el estudio con H 2 O 2 ,
además el incremento del AOS luego de 24 horas de reacción es significativo.
‐ 2,50
‐ 2,00
‐ 1,50
‐ 1,00
‐ 0,50
0,00
0,50
1,00
1,50
2,00
‐ 6,22E ‐ 15 0,6 1,2 1,8 2,4 3 3 ,6 4,2 4,8 5,4 6
AOS
Fe(II) (mM)
2  ho ras
24  horas

281 
Además, se realizó una medición del peróxido de hidrógeno residual por
método de titulación con permanganato de potasio [54] para estimar su
concentración luego de 2 horas y 24 horas de reacción, cuyos resultados se
muestran en la Figura 7.17.

Figura 7.17. Va riación del p eróxido de hidrógeno res idual luego de 2 y 24 horas de
reacción aplicando 0.6, 1.2, 1.8, 2.4 , 3 y 6 mM Fe(II) manteniendo una dosis
de 200 mM H 2 O 2 ; pH 3, T=25 o C.
Se observa que un incremento de la c oncentración de hierro perm ite reducir
la cantidad de peróx ido de hidrógeno presente en la m uestra. Al cabo de un día de
reacción se obser va que no existe diferencia significativa entre la c oncentración de
sulfato de hierro de 2,4 a 6 m M y a que presentan una concentración de pe róxido
de hidrógeno de 5 mM. Com parando estos resultados con los mostrados en la
Figura 7.14a en las que se observa que el COT es removido 27 y 10 puntos
porcentuales más entre las 2 y 24 horas de trat amiento con las dosis de 3 y 6 mM
de sulfato de hierro y 200 mM de peróxid o de hidrógeno, s e podría inferir que
parte de la degradación de la materia orgáni ca podría tr atarse de una coagulación
efectuada por el ion Fe 3+ . Es importante ver como la c antidad de Fe(II) afecta
10
20
30
40
50
60
70
80
6,21725E ‐ 15 0,6 1,2 1,8 2,4 3,0 3,6 4,2 4,8 5,4 6,0
H 2 O 2 residual (mM)
Fe(II) (mM)
2  horas
24  horas

282 
directamente a la velocidad de reacc ión, dado que al a gregar 6 mM de Fe(II) a las
dos primeras horas de reacción la cantidad de peróxido residual indica que s e ha
consumido el 92,5% del H 2 O 2 agregado inic ialmente, mientras que con una dosis
de 0.6 mM de Fe(II) la c antidad consumida es de apenas el 62,5%.
Anteriormente se había trabajado con c oncentraciones de Fe(II) entre 0,24
mM hasta 6 mM en las reacciones de Fenton, y l os resultados mostraron que al
utilizar una dosis de 3 mM de l catalizador se obtení a la mayor remoción de materia
orgánica, y la mayor velocidad de reacción. Di c hos resultados anteriores han sido
comprobados con las pruebas realizadas.
Es importante destacar que las reacciones de Fenton en el efluente de la
industria gráfica ocurren de forma violenta en el intervalo de 10 a 20 minutos, y es
notorio un burbujeo violento y la presenc ia de mucha espuma. Sin embargo la
reacción continúa de forma más lenta dur ante 1 hora, y prácticamente la espuma y
el burbujeo desaparecen. E l olor que se desprende dur ante la reacción es similar a
ciertos ácidos o rgánicos fuertes, por lo que podría tratarse de los ácidos oxálico o
fórmico, o también del desprendimiento de disolventes durante el burbujeo. Esto
se determinará a partir de cromatografía iónica para comprobar la exis tencia de
los ácidos mencionados en la muestr a de agua tratada.
Se observó también que al aplicar 200 mM de H 2 O 2 y dosis entre 0.6 a 6
mM FeSO 4 , se obtuvo una reducción de la toxicidad; partiendo de un a t oxicidad
inicial de 99,58%, ésta se redujo hasta 29,73%, demostrando así que el proceso
de Fenton permite reducir no solo la materia orgánica en un 42,4%, sino también
la toxicidad del efluente en un 70%, lo que podría favorecer si disposición final en
cuerpos de agua n o crí ticos por su uso.
7.8.3. Efecto de la temperatura en l as reacciones de Fenton
Tal como se ha indicado previamente, la reducción del COT al ca bo de 2 h
de reacción fue inferior al 40%, mientras que al c abo de 24 h se llegó cerca del 70

283 
%. Es to puede e xplicarse teniendo en cuenta lo tratado en el capítulo 2 respecto al
carácter endotérmico de las reacciones Ec. 2 y Ec. 3 del proceso de Fenton.
Fe   H  O   F e  O H  H O
 󰇛 Ea  39.5 kJ/mol 󰇜 Ec. 2
F e   H  O   F e   H O   H
  Ea  1 26 kJ
mol  
󰇛k  0.0 1  0.02 M  s  󰇜
Ec. 3
Además, la reacción (Ec. 3) es mucho más lenta que la Ec. 2, por t anto, un
aumento de la temperatura puede ac elerar sobre todo la reacción (Ec. 3)
regenerando el Fe 2+ y de esta forma incentivar el proceso de degradación como se
ha observado en otros estudios [55, 56]. De esta forma, c on la idea de aumentar la
eficiencia del proceso, estudiamos el efecto de la temperatura en las reacciones
Fenton, para favorecer la velocidad de reacción y determinar si e s posible reducir
la concentración de peróxido de hidrógeno y el Fe(II).
Se realizaron seis pruebas variando la temperat ura de 25ºC a 70ºC,
dosificando 200 mM de H 2 O 2 y 3 mM de Fe(I I) en 250 ml de agua residual
previamente decantada a pH 3. La temperatura fue controlada para a segurar una
desviación no mayor al 5% dur ante el trabajo. Los resultados de la degradac ión de
materia orgánica se muestran en la Figura 7.18.

290

Tabla 7.7.
Variació n de COT dura nte el p roceso de Fen ton aplicando 20 0 mM H
2
O
2
y 3
mM Fe(II) e n agua residua l con di ferentes niveles de SST ; p H 3, T=25ºC.
COT (mg/L)
Tiempo (min) Sin Filtrar Filtrado Decantado
0 1025 1025 6 80
5 862,8 843,9 541,6
15 818,2 572 342,5
30 818,2 332 246,7
60 818,2 332 259,4
En la Figura 7.24 se mue s tra la comparación d e las conc entraciones de
COT y la DQO que se logra 1 hora después del tratamiento de Fenton a pH 3 bajo
diferentes condiciones.

200
400
600
800
1000
1200
Inicial Sin  Filtrar  Filtrad o  Decantado 
COT (mg/L)
(A) 

291


Figura 7.24.
Variación del a) C OT y la b) D QO luego de 1 hora de reacción ap licando
200 mM H
2
O
2
y 3 mM Fe(II) en agua residua l s in filtrar, filtrado y deca ntado;
pH 3, T=25°C.
Se observa que el efluente previamente decant ado, y el filtrado presentan
mayores remociones de materia orgánica que el que no está filtrado a la primera
hora de tratamiento. Sobre la DQO también se produce el mismo efecto, pero en
menor significación. De esta manera, se comprueba que la eliminación de los
sólidos suspendidos totales previo al tratami ent o es de gran importancia antes de
aplicar los reactivo s de Fenton. Finalmente, llevándolo a e scala mayor, el costo
económico del proceso en general se ve rá menos afectado al añadir un
decantador con tiempo de retención de 30 minutos antes que fi lt rar la muestra
original.

7.9. P roceso de foto-Fenton.
El proceso de foto-Fenton emplea peróx ido de hidrógeno y sales ferrosas
para la generación de radicales HO . [59], aumentando s ignificativament e el
porcentaje de eficiencia en la remoción de materia orgánica debido a la
1000
2000
3000
4000
5000
6000
Inicial Sin  Filtrar  Filtrado  Decantado 
DQO (m g/L)
(B) 
L.M.P  =  250  mg/L 

292 
generación adicional de HO . mediante luz ultravioleta [60, 61]. E l proceso s e inicia
con la adición de H 2 O 2 y Fe 2+ , Ec. 4.
Fe   H  O  F e
 H O
 H O • Ec. 4
Fe   H O• F e  H O
 Ec. 5
RH  HO •  H  O  R OH  H  O   pr oductos ox idados Ec. 6
Debido a la irradiación de luz UV, el Fe 3+ es continuamente reducido a Fe 2+ ,
Ec. 7, y la reacción Fenton, Ec. 4 , inicia nuevamente por la participac ión del Fe 2+
fotogenerado [61].
Fe   H  O  h v F e  H O• Ec. 7
Se procedió a realizar pr uebas con radiación UV ( λ =275 nm) a partir del
agua clarificada por decantación a pH 3. Las dosis utilizadas fueron de 200 mM de
H 2 O 2 y 3 mM de Fe(II), las cuales fueron determinadas en el apartado anterior. Se
utilizaron lámparas, marca Phillips m odelo HB175 con 60 watts de potencia, t al
como muestra la Figura 7.25. Este sistema UV irradia luz directamente sobre la
muestra, dentro de una cámara completamente cerrada.

293


Figura 7.25.
Aspecto

de muestra durante e l tratamiento de fo to-Fenton a plicando 200 mM
H
2
O
2
y 3 mM Fe(II) ; pH 3, T=25ºC.

En la Figura 7.26 s e presenta una comparación de los valores del COT y la
DQO obtenidos a 2 horas de reacción al aplicar 200 mM H 2 O 2 y 3 mM Fe(II) a
25°C, a 40°C y con radiación UV ( λ =254 nm).

200
400
600
800
1000
1200
15 30 45 60 75 90 105 120
COT (mg/L)
T iempo de reacción (mi n)
Fenton  a  25°C
Fenton  a  40°C
Foto  Fento n
(A) 

294


Figura 7.26.
Variación del a) COT y la b) DQO lueg o de 2 horas de las reacciones de
Fenton (T=25°C y 40°C) y foto-Fenton ( λ =254 nm) aplicando 20 0 mM H
2
O
2
y
3 mM Fe(II); pH 3.
La remoción de COT llega al 44% en 2 horas de rea cción al aplicar
radiación UV, mientras que sin utilizar las lámparas UV ésta era de 38% (Figura
7.26a). Esto evide ncia que no existe diferencia significativa en la remoción de COT
entre Fenton y foto-Fenton aplicando 200 mM de H 2 O 2 y 3 mM de Fe(II), mientras
que el adicionar calor hasta 40°C los resultados so n indiscutiblemente mejores,
como ya se había indicado anteriormente. P or otro lado, la remoción de la DQO
llega hasta el 62% en 2 horas, superando en 9 punt os porcentuales el obtenido sin
radiación UV (Figura 7.26b). No existe diferencia signi f icativa en la remoción a 1
hora y 2 horas. Es importante des tacar que la temperatura llegó a 35 o C por el
efecto de la radiación, por lo que parte del aumento de la eficiencia de la reacción
de foto-Fenton podría debers e a esta variable.
Los resultados muestran que la reducción de carga orgánica no se ve
afectada de forma significativa por la radiación UV. Sin embargo, se observó una
mayor velocidad de reacción en com paración al proceso de Fenton. A una
500
1000
1500
2000
2500
3000
15 30 45 60 75 90 105 120
DQO (mg/L)
T iempo de reacción (min)
Fenton  a  25°C
Fenton  a  40°C
Foto  Fento n
(B) 
L.M.P  =  250  mg/L 

295 
concentración de 200 mM de H 2 O 2 y 3 mM de Fe(II), la rea cción ocurría de forma
violenta a los do s minutos durante el pro c eso de foto-Fenton mientras que en el
proceso de Fenton ocurría a los 15 minutos. En la Figura 7.27 s e presenta el
proceso por el cual ha pasado el ef luente de la industria gráf ica.

Figura 7.27. As pecto de muestras decantadas a pH 3, y po steriormente tratadas co n los
tratamientos de Fenton y foto-Fen ton aplicando 200 mM H 2 O 2 y 3 mM Fe( II).
En la Figura anterior se evidencia un cambio de coloración en las muestras,
así como la formación de lodos. En conclusión se puede ver que la radiación UV
no tiene un efecto significativo en las reacciones de Fenton para el efluente de
este tipo de industria y debido al aumento del coste económico y complejidad
operativa que supondría queda descartada la irradiación de la muestra en este
caso.
Finalmente, se realizó un análisis de cromatografía iónica (Figura 7.28) del
efluente de la muest ra sin tratar y del agua tratada con el proceso de Fenton, con
el fin de conocer si existe aumento o reducción de su stancias iónica s tales como
ácidos orgánicos.

296


Figura 7.28.
Cromatograma de a) la mue stra de agua residual s in tratar y b) la mues tra de
agua luego de 2 horas de reacción aplicando 200 mM H
2
O
2
y 3 mM Fe(I I).
Dilución 1:10.
0,0 2, 0 4, 0 6, 0 8,0 10, 0 12,0 14,0 15, 5
-5 0
0
50
100
150
200
250
300 Fór m ic o #258 1 EC D _1
µS
mi n
1 - 1, 860
2 - 2, 860
3 - fórm i co - 3 , 51 0
4 - 4, 037
5 - 7, 840
6 - 9, 637
0,0 2, 0 4, 0 6, 0 8,0 10, 0 12,0 14,0 15, 5
-2 0
50
100
150
180 Fór m ic o #259 2 EC D _1
µS
mi n
1 - 1, 867
2 - 2, 883
3 - 3, 427
4 - 7, 617
5 - 9, 630
(A) 
(B) 

297 
En el cromatograma mostrado se muestra un pico muy alto entre 7 y 8 min,
el cual según se muestra teóricamente corresponde al ion propionato. Este ión
está siendo reducido en un 94% con a las 2 horas de reacción aplicando 200 mM
H 2 O 2 y 3 mM Fe(II), ya que disminuye la altura del pico de 250 a 132 µS,
aproximadamente. Por otro lado, se ob serva una re ducción casi total del ácido
fórmico durante el t ratamiento de 1 a 0 µS, teniendo entonces un agua tratada c on
el proceso de Fenton sin presencia de á cid o fórmico, o cualquier compuesto con
ion fo rmiato.
7.10. A nális is de lo s lodo s ge nera dos en las reacciones de Fenton
7.10.1. Determinación del volumen de lo dos generados en el proceso
de F enton
Generalmente, los problemas principales del tratamiento de Fenton son la
posible generación de aminas aromáticas, los al tos costo s de los reactivos y la
producción de lodos con alto contenido de hierro, que necesitan ser manejados
con métodos seguros de disposición [63, 64]. En la Figu ra 7.29 se observan
muestras trat adas por el proceso de F enton antes y después de su neutralización.
Se evidencia la formación de lodos posterior a la neutralización del agua tratada.
Fue necesario dejar 1 hora decantando la muestra de agua par a eliminar el hierro
presente en disolución. El volumen de lodos, entendiendo éstos como sólidos
sedimentables, fue determinado utilizando conos de Imhoff , tal como se muestra
en la Figura 7. 30 y siguiendo el método desc rito en la secc ión experimental.

298 

Figura 7.29. As pecto de muestras tra tadas con lo s reactivos de Fenton a ntes (izquierda) y
después (dere cha) de regular e l pH a 7 para la precipitación del Fe( II).

Figura 7.30. Medición del volumen de lodos generados luego del tratamiento de F enton.
Al utilizar una dosis de 6 mM de Fe (II) s e producen aproximadamente 160
litros de lodo por cada metro cúbico de agua tratada, el cual será mucho menor
cuando el agua contenida se evapore. En la Figura 7.31 se muestr a el volumen de
lodos generados por cada metro cúbico de agua residual tratada frente a la dosis
de hierro utilizada en el tratamiento de Fent on aplicado.

299 

Figura 7.31. Va riación del v olumen de lodos g enerados durante el proceso de Fenton
aplicando 0.6, 1.2 , 1.8, 2.4, 3 y 6 mM Fe(II) man teniendo u na dosis d e 200
mM H 2 O 2 ; pH 3, T=25 ° C.
De acuerdo a la Fig ura anterior, se manifiesta que el aument o de la
concentración Fe(II) afecta de forma directa a la genera ción de lodos. Lodha et al .
[65] realizaron un estudio en e l que s e determinó que mientras el proceso de
Fenton es llevado a cabo empleando dosis bajas del ion ferroso, la generación de
lodos se vuelve insignificante.
7.10.2. Análisis de corrosión de los lodos
Una vez neutralizadas las muestras de agua proveniente de la industria
grafica y después del tratamiento de Fenton (200 mM de H 2 O 2 y 3 mM de Fe(II)),
se sometieron a distintos análisis para determinar su corrosividad, reactividad,
explosividad, toxicidad, inflamabilidad y si representan un riesgo biológico para el
ambiente para su posible disposición final en un relleno sanitario. Se aplicaron las
normas ASTM G1 y ASTM G31-72 para preparar, limpiar y evaluar las láminas
metálicas empleadas en la prueba de corrosión, y determinar la velocidad de
∙
0,02
0,04
0,06
0,08
0,10
0,12
0,14
0,16
0,18
0 , 61 , 21 , 82 , 4 3 6
Volumen (m 3 lodos/ m 3 agua tratada)
Fe(II) (mM )

306 
7.11. Tr atamiento del ef luente de la industria gráfica con filtros,
biofiltros, y TAOs
7.11.1. Aplicación de filt ros y biofiltros
El tratamiento con filtros y biofiltros es uno de los m ás importantes procesos
de separación que se emplean en la actualidad para la reducción de
contaminantes orgánicos del aire, el agua natural y el agua residual [68]. La
palmera ( Phonenix canariensis ), la balsa blanca ( Ochroma pyramidale ), la arena y
la zeolita poseen características ad sorbentes y absorbentes de sustancias
complejas como los compuestos recalcitrantes presentes en el agua de la industria
gráfica y por lo tanto pueden ser empleados como medios filtrantes. Inclusive esta
propiedad de adsorción de los tipos de madera mencionados, puede permitir que
las bacterias actúen de mejor forma degradando los compuest os adsorbidos.
Conociendo de antemano su baj o costo, se realizó un estudio a escala de
laboratorio empleando botellas de plástico PET transparentes de 250 ml, las
cuales fueron llenadas de estos diferentes materiales, colocando papel filtro en su
base para evitar escurrimiento del material por la zona inferior.
Para estudiar el efecto de aplicar biofiltros como tratamiento en las aguas
residuales de la industria gráfica se emplearán primero biofiltros de picado de
palmera y arena. Los biofiltros fueron creados a partir de filtros sometidos a un
acondicionamiento para crear colonias de b acterias en el lecho filtrante. Para ello,
se hizo pasar primero agua del grifo para lavar los filtros y luego agua residual
doméstica proveniente de la laguna de oxi dación de la Universidad de Las Palmas
de Gran Canaria durante 3 día s. En el caso específico del picado de palmera, éste
fue lavado por dos días para eliminar en lo pos ible el color y los residuos
orgánicos, como la lignina, propios de este tipo de material veget al.
Posteriormente, a una velocidad a proximada de 0,5 l/h se hicieron pasar
100 ml de muestra de agua residual original no tratada usando un embudo de
decantación por filtros y bio f iltros de arena y picado de palmera con una carga

307 
hidráulica de 0,18 m/h y carga orgánica de 180 kg de DQO/m 3 .dia Este
procedimiento se realizó dos veces y a que en la primera ocasión, el mat erial
filtrante poseía aún agua residual doméstica del lavado previo. Se realizaron
análisis de COT y toxicidad a las muestras filtradas (Tabla 7.10).
Tabla 7. 10. Resultados obtenidos co n una muestra filtrada por los filtro s y biofiltros .
Tipo de F iltro C OT (mg/L) Toxicidad (%)
Prueba 1 Prueba 2 Prueba 1 Prueba 2
Inicial 1025 99,79
*Picado 1 sin bac terias (I) 11 86 595 - -
Picado 1 sin bac terias (II) 1186 664 91 ,82 17,77
Picado 1 con bac terias ( I) 404 347 - -
Picado 1 con bac terias ( II) 384 434 NT NT
Arena sin bacteria (I) 167 495 - -
Arena sin bacteria (II) 344 99,65 73,53
Arena con ba cteria (I) 182 319 - -
Arena con ba cteria (II) 440 86,67 66,34
*El triturado de palmera canaria reutilizado se denomina como ”Picado1”.
Es importante destacar que el picado con bacterias permite det oxificar el
efluente en ambas pruebas, mientras que el picado sin bacterias no lo hace, lo
cual indica que las bacterias podrían estar degradando los compuestos
responsables de la toxicidad, y que el picado por sí solo no puede eliminarlo. Por
tanto, se puede deducir el picado es capaz de eliminar o al menos reducir la
toxicidad por medio de la c ombinación de degradación microbia na y adsorción.
Por otro lado, la arena lo único que hace es reducir la carga de materia orgáni ca
pero no detoxi f ica dado que al ser un medio mineral permite la ac ción de
degradación por medio de las bacterias, pero no existe adsorción. Es ta acción es
necesaria para que las bacterias tengan un mayor tiempo de cont acto con el
contaminante.

308 
Se realizaron pruebas con el efluente de la industr ia gráfica nuevamente;
pasándolo por filtros de zeolita, se midió el COT y toxicidad luego del fi ltrado. Los
resultados se comparan con los obtenidos anteriormente con arena, la cual se usó
como control dada su alta capacidad fil trante, y se muestran en la Tabla 7.11 junto
con observaciones en cuanto a color y olor.
Tabl a 7.11 . Efec to del ti po de filtro en la remoc ión de materia orgánica y toxicidad .
Tipo de Filtro COT (mg/L) Toxicidad (%) Color Olor
Arena 344 73,53 NA NA
Arena + Bacteria 440 66,34 NA NA
Picado 1 664 17,77 Marrón Oscuro Picado
Picado 1 + Ba cteria 43 4 NT Marrón Osc uro Pic ado
Zeolita 276 NT NA NA
NT = No Tóxico.
Los filtros de arena y zeolita y el biofiltro de arena tienen una ventaja sobr e
los biofiltros de picado en cuanto al color que cede al efluente, ya que al emplear
el picado, la muestra toma el color del l echo del biofilt ro, un color café verdoso, tal
como se muestra en la Figura 7.36, mientras que por el filtro de zeolita y de aren a
(con bacterias y sin b act erias) la muestra sale totalmente transparente, siendo el
color inicial negro intenso (Figura 7.37). Otra ventaja del filtro de arena es que sin
tener bacterias puede llegar a remover los sólidos en suspensi ón e incluso capaz
de retener materia orgánica en disolución disminuyendo el COT e n un 66%,
mientras que el filtro de arena con bacterias remueve el 57% d e la materia
orgánica. Esto indica que las bacterias en este tipo de filtro están causando un
aumento del carbono orgánico, y puede deberse a que ex ist en bacterias muertas
que están siendo arrastradas por el efluente y contribuyen al COT final.

309 

Figura 7.36. Filtro de picado con bacterias (izquierda) y sin b acterias (der echa).

Figura 7.37. Muestra luego de ser filtra da por zeolita. Obsérve se la trasparencia de la
muestra.
Por otro lado, entre l as desventajas que presentan los filtro s con arenas,
está la formación de lodos en la prim era capa de filtros tal y co mo se muestra en
las Figuras 7.38 y 7.39. El efluente de gráfica al tener una elevada cantidad de
sólidos susp endidos, dicho material se queda almacenado en la primera p art e del

310 
filtro, lo cual pued e re sultar una desventaja a ni vel indus trial, pues debe ren ovarse
el lecho filtrante cuando és te muestre saturación con el material retenido.

Figura 7. 38. Lodos del efluente en l a superfic ie del filtro de arena con bac terias

Figura 7.39. Colonia de bac terias visibles en el filtro de picado.
7.11.2. Efecto del lavado del picado de palmera
Se hizo pa sar nuevamente una muestra de agua residual de la industria
gráfica a través de los f iltros de picado de palmera, previamente lavado y sin lavar.
Se identificaron diferencias entre ambos filtros, ya que el picado lavado empezó a

311 
filtrar enseguida, mientras que el pic ado sin lavar provocó que se tapone el f iltro, lo
cual fue sol ucionado al cabo de un día al retirarle el papel f iltro de la tapa. Se
observó que el picado requiere ser lavado c on agua antes de utilizarlo para lo cual
es necesario determinar la c antidad de agua necesaria para que el picado esté
listo para ser utilizado.
La Tabla 7.12 muestra los resultados obtenidos al hacer pasar nuevamente
una muestra de agua residual original de la i ndustria gráfica a través del biofiltro
picado utilizado en las pruebas anteriores.
Tabl a 7.12 . C omparación de los tra tamientos ap licados al efluente de la indu stria gráfica .
Tratamiento COT (mg/L) Toxicidad (% )
Inicial 1025 90,49
Agua de lavado P. usad o 1293 4,64
P. usado lavad o 921 98,11
P. usado lavad o húmedo 1800 64,51
P. nuevo lavad o 427 0
P. nuevo sin lava r 2005 91,13
P. = Picado de la palmera c anaria.
Al hacer pasar agua potable a través de los filtros, ésta sale con una alta
concentración de COT de hasta 1203 ppm (s uperior a la carga que exist e
inicialmente en el agua residual original). Est o demuestra que el contenido de
materia orgánica se ha almacenado en el f iltro, saturándolo e impidiend o que
tenga la misma eficiencia que un filtro de picado nuevo. El pi cado usado no
permite eliminar la toxicidad, ni reducir más la materia orgánica, y posiblemente es
debido a que la superficie de adsorción se encuentra saturada de materia
orgánica. Por otro lado se ve el efect o que tiene el lavar el picad o con agua antes
de ser utilizado. Una parte del picado nuevo se lavó a proximadamente durante 1
día con agua del grifo con un caudal aproximado de 8 ml/min, lo cual da un total
de 11.5 litros de agua del grifo. De est a forma se elimina en gran parte la lignina
propia del picado de palmera. El hecho de que el p icado nuevo sin lavar s ea

312 
incapaz de eliminar la toxicidad podría indicar que el lavado es necesario para
reducir la toxicidad, pues los compuestos tóx icos pueden estar ocupando los
mismos puntos de adsorción que la lignina abandona en la estructura interna del
material del filtro.
7.11.3. Combinación de biofiltros y el p roceso de Fenton
Se ha demostrado que el tratamiento de Fenton y los biofiltros ofrecen por
separado excelentes resultados de remoción de materia orgánica del agua
residual de la industria gráfica est udiada. Debido al alto cost e de los reactivos
empleados en el tratamiento de Fenton, y las limitaciones que los biofiltros poseen
en cuanto a su capacidad filtrante con res pecto al tiempo, se estudiará el potencial
de la combinación de ambas técnicas para obtener un método eficiente y
económico para el tratamiento d el efluent e de la industria gráfica [69, 70].
Como primer paso se procede a comparar los parámetros de COT y
toxicidad del agua tratada con filtros y el tratam iento de Fenton, se realizó una
nueva prueba pas ando 200 ml de agua residual de la indust ria gráfica por filtro de
picado reciclado sin bacterias al pH natural y 100 ml se tomaron para tratarlo con
el proceso de Fenton a pH 3, 200 mM H 2 O 2 y 3 mM Fe(II) a 70°C, cuyos
resultados se muestran en la Ta b la 7.13.
Tabl a 7.13 . C omparación de los tra tamientos ap licados al efluente de la indu stria gráfica .
Tratamiento COT
(mg/L)
Toxicidad
(% )
DQO
(mg/ L)
DBO 5
(mg/ L) DB O 5 /DQO
Efluente original 1025 90,49 5102 886 0,17
Picado sin bacterias 427 0 -- -- --
Fenton: 200 mM H 2 O 2 + 3
mM Fe( II) 332 0 1836 746 0,4
El biofiltro de picado de palmera previamente lavado permite eliminar la
toxicidad por completo, mientras que la aplicación del tratamiento de Fenton

313 
posterior logra incrementar la biodegradabilidad del efluente de 0, 17 a 0,4, al
descomponer las cadenas de carbono complejas a estruct uras más simples y
reducir el COT en 68% y la DQO en 64%. Esta combinación d e filtro + Fenton no
reduce los niveles de DQO y DBO a los límites permisibles por l a ley ecuatoriana,
por lo que convendría tal vez aplicar un tr atamient o biológico posterior [71]. Vale
mencionar que luego del tratamiento de Fenton no se detect a peróxido residual,
por lo cual no es necesario añadi r catalasa.
Por otro lado es nece sario un tratamiento previo al de Fenton para eliminar
los sólidos en suspensión que demuestran interf erir en el proc eso. Para esto cual
se realizaron pruebas a esc ala de laboratorio, para la sedimentación de dichos
sólidos al regular el pH a 3. Habiendo comprobado que las remociones obtenidas
con filtros sin bacterias son i nsuficientes a las deseadas por la ley, se a nalizará
ahora el resultado producido al combinar biofiltros con el tratamiento de Fenton
siguiendo el esquema presentado en la Figura 7. 40.

Figura 7.40. Es quema de los procesos de Fenton y biológico combinados p ara el
tratamiento de l agua residu al de la industria grafica.
PROCESO 1 Ajuste de
pH a 3 Fe nton Arena +
Bacterias
PROCESO 2 Arena +
Bacterias
Ajuste de
pH a 3 Fenton
PROCESO 3 Picado +
Bacterias
Ajuste de
pH a 3 Fenton
PROCESO 4 Ajuste de
pH a 3 Fe nton Balsa +
Bacterias
PROCESO 5 Ajuste de
pH a 3 Fe nton Picado +
Bacterias

314 
Los resultados obtenidos al aplicar los pr ocesos 1 y 2 indicados en la Figura
7.41 se mu estran en las Tablas 7.14 y 7.15. Vale recalcar q ue en la regulación de
pH no se esperó un t iempo para la decantac ión si no que s e aplicó filtración al
vacío para eliminar los sólidos suspendidos.
Tabla 7.14. Res ultados de COT y toxicidad al aplicar e l proceso 1 (Fenton + biofil tro de
arena).
Tratamiento COT (mg/L) Toxicidad (%)
Efluente original 1025 99,58
pH 3 680 98,33
Fenton: 200 mM H 2 O 2 + 3 mM Fe(II) 421 29,73%
Arena + Bacterias 46 NT
Tabla 7.15. Res ultados de COT y tox icidad al aplicar el proceso 2 (b iofiltro de arena +
Fenton).
Tratamiento COT (mg/L) Toxicidad (%)
Efluente original 1025 99,58
Arena + Bac terias 229 86,67
Fenton: 100 mM H 2 O 2 + 1,5 mM Fe(II) 65 NT
En el proceso 1, el biofiltro de arena permite redu cir a 46 ppm el COT del
efluente dado que el filtro tiene partículas muy finas, y su superficie de contacto es
mucho mayor que el del picado. Sin embar go, no es viable filtr ar con arena, dado
a la alta carga de sólidos suspe ndidos pres entes en el efluente, ya que el filtro se
saturaría de inmediato y se tendría que cambiar de material cada vez que s e
utilice. Por otr o lado, en el proceso 2 se obs erva que el tratamiento de Fenton
permite complementar el método con biof iltros ahorrando de esta forma la mitad
de reactivos de Fenton; sin embargo sigue siendo una manera no viable de tratar
el agua dado que de igual manera como ocurrió en el proceso 1, la arena se
saturó con los primeros 50 ml de muestra. En la Tabla 7.16 se observan los
resultados de COT y toxicidad obtenidos luego de aplicar el proc eso 3.

315 
Tabla 7.16. Res ultados de COT y toxic idad al aplicar el proceso 3 (bio filtro de palme ra +
Fenton).
Tratamiento COT (mg/L) Toxicidad (%)
Efluente origina l 1025 99,58
Picado de pa lmera + Bacterias 392 NT
Fenton: 100 mM H 2 O 2 + 1,5 mM Fe( II) 139 NT
Finalmente, el uso de los reactivos de Fenton luego del t ratamiento c on
picado permitió ya no detoxificar puesto que esto lo hace el picado por sí solo, fue
únicamente retirar el material recalc itrante que con los biofiltros no fue posible. Se
recomienda un proceso que contenga una etapa de decantación previa a la
filtración por picado, con el fin de aumentar la vida útil del filtro de picado, para lo
cual es necesario regular el pH a 3, decantar y volver a regular el pH a 7 del
liquido clarificado. Este es pasado por el picado, disminuyendo de esta forma el
pH a 5, y ahorrando ácido al tener que r egular el pH a 3 nuevamente para el
proceso de Fenton, t al como se muestra en la Figura 7.41.

Figur a 7.41 . Esquema d el proceso 3 modificado.
Los resultados obtenidos (Tabla 7.17) muestran que el picado no fue capaz
de detoxificar esta vez al efluente, lo cual contradice los resul tados obtenidos
anteriormente, y lleva a la necesidad de armar un filtro t amaño piloto, par a
corroborar los resultados obtenidos.

Ajuste
pH a 3 Decant ación Ajuste
pH a 7
Picado +
bacterias
Ajuste
pH a 3 F enton

322 
de la normat iva nacional. Sin embargo, resta demost rar que es un mét odo
económico, para lo cual se realiza el es tudio de evaluación de costes.
La industria gráfica cuyas aguas residuales fueron seleccionadas para el
presente trabajo está localizada en la ciudad de M achala, Provincia de El Oro,
Ecuador. Esta empresa labora en jornadas de 8 horas por día y en turnos rotativos
en 24 horas. En una jornada de 8 horas generalmente descar ga 18 m 3 y en 24
horas aproximadamente 43.2 m 3 de aguas residuales. Uno de los grandes
problemas que enfrentan a diario esta industria es la descarga de grandes
volúmenes de aguas residuales con un alto potencial contaminante. La desc arga
periódica de este tipo de aguas residuales conlleva no sólo producir impactos
sobre componentes ambientales tales como agua y suelo, factores a los cuales la
descarga de contaminantes afectaría directamente, a su ve z también se originan
inconvenientes de tipo legal qu e afectan a la industria, a sus actividades y su
equipo de trabajo.
Como se ha mencionado, los proce s os avanzados de oxidación prometen
ser una alternativa acertada en la rápida remoción de mat eria contaminante en
aguas residuales, por tal razón se ha re al izado un estudio intensivo acerca del
proceso de Fenton y d e foto-Fenton tomando en cuenta las variantes que pudieran
afectar a los procesos. El tratamiento con los reactivos de Fenton depende de las
condiciones iniciales de funcionamiento, tales como concentración de H 2 O 2 y
Fe(II), pH, temperatura y costes de operación. La sele cción adecuada de reactivos
de Fenton se desprende de los resultados de remoción de índices de
contaminación tales com o DQO, DBO 5 , COT y porcentaje de t oxicidad. Al igua l
que se contempla la optimización del pro ceso empleado, se debe optar por la
mejor representación en cuanto a costes de funcionamiento porque a partir de
esta información obtenida a escala de labo ratorio, y a esc ala piloto en caso de los
filtros se podrá hallar su aplicaci ón en un proceso de depuración r eal.
En base a los resultados obteni dos en este estudio, el proceso de Fent on
es óptimo empleando concentraciones de 200 mM de H 2 O 2 y 3 mM de Fe(II), se

323 
hicieron también agregados de ácidos y bases a la reacción con el objetivo de
regular el pH. Sin embargo, debido al el evado coste que representa emplear 200
mM del peróxido de hid rógeno se hicieron pruebas con 100 mM y 50 mM del
oxidante combinando el proceso de Fenton con el tratamiento biológico, donde no
se obtuvo resultados favorables. El tratamiento de foto-Fenton también se ll evó a
cabo empleando 200 mM de H 2 O 2 y 3 mM de Fe(II) elevando los costes de
acuerdo al tiempo de exposición de la mues t ra de agua a la radiación UV, lo cual
se calcula con el Energía Eléctrica por orden (EE /O) [71]. En la Tabla 7.21 se
muestran los costes para los diferentes tratamientos aplicados en la investigación
calculados por cada metro cúbico de agua residual.
Tabla 7. 21. Estimación de costes d e operación.
Tratamiento Dosis Tiempo
(h)
Rem oción (% ) USD/m 3
COT DQ O
Solo H 2 O 2 100 mM H 2 O 2 2 0.6 19 7,0
Fenton
150 mM H 2 O 2 + 3 mM Fe(II) 3 40 61 10,96
200 mM H 2 O 2 + 3 mM Fe(II) 3 38 62 14,46
250 mM H 2 O 2 + 3 mM Fe(II) 3 42 68 17,97
200 mM H 2 O 2 + 2,4 mM Fe(II) 2 57 31 14,37
Fenton +
Temp.
200 mM H 2 O 2 + 3 mM Fe(II ) +
40°C 1 64 69 15,35
200 mM H 2 O 2 + 3 mM Fe(II ) +
70°C 1 83 87 15,71
Foto-
Fenton*
200 mM H 2 O 2 +3 mM Fe(II) +
UV (254 nm) 2 44 62 16,49
Fenton-
Biológico
Picado + 100 mM H 2 O 2 + 1,5
mM Fe(II) 2 77 58 7, 2 3
Arena + 100 mM H 2 O 2 +1,5
mM Fe(II) 2 91 -- 7,23
100 mM H 2 O 2 +1,5 mM Fe(I I)
+ Picado 2 83 94 7,23
100 mM H 2 O 2 + 1,5 mM Fe(II)
+ Balsa 2 88
98
< LMP 7, 23

324 
50 mM H 2 O 2 + 3 mM Fe(II) +
Balsa 2 23 36 3,96
*Calculado a partir del US D/kWh [72]
El sistema de tratamiento actual const a de las siguientes operaciones:
• Aireación
• Tratamiento con sulfato de aluminio y cal
• Dec ant ac ión
• Tratamiento biológico con lodos activados
• Filtros de carbón activado
El costo del tratamiento actual es de $3.5/m 3 de agua tratada, lo cual
incluye el tratamiento de lodos activados. Mientras que el costo del tratamient o
que se plantea tiene un co sto de $7,23/m 3 . Cabe mencionar que de a c uerdo a los
análisis realizados por un laboratorio ac redi tado, la descarga liquida que sale de la
planta de tratamientos posee valores prom edios de 200 mg/L DB O 5 y 410 mg/L
DQO en al gunos meses, con lo que se dem uestra que no se logra cumplir con la
normativa ambiental vigente. De est a manera, a pesar de que el coste del
tratamiento propuesto duplica el actual, se asegura la r educción de la DQO y la
DBO 5 a niveles por debajo de los límites máximos permisibles, además de la
eliminación completa de la toxicidad.
7.13. Conclusiones
• Las aguas residuales de la industria gráfica tienen una mezcla de solventes,
alcoholes y líquidos de revelado que dificultan su oxidación mediant e

325 
técnicas avanzadas de oxidación hasta l legar a los niveles m áximos
permitidos.
• Aplicando el proceso de Fenton a 70°C, la toxicidad se reduce a 0% luego de
30 minutos de reacción. Mientras que a 40°C, el tiempo requerido para llegar
a un efluente no tóxico es de dos horas d e reacc ión. De la mi sma forma la
temperatura acelera la remoción de materia orgánica, logrando remoc iones
máximas en la primera hora de reacción.
• La toxicidad del efluente de la industria gráf ica puede ser reducida en un
70%, por el proceso de Fenton aplicando dosis de 200 mM H 2 O 2 + 1.5 mM
Fe(II).
• La cantidad de lodos generados durante el proceso de Fenton se incrementa
considerablemente con el aumento de la concentración de las sales de hierro
agregadas, sin embargo, es del 20 al 25% menor que los generados
actualmente por métodos convencionales , como floculación y coagulación.
• El alto costo de los react ivos químicos es en una de las mayo res desventajas
del proceso de Fenton, en especial por uso de peróxido de hidr ógeno. Sin
embargo, la eficiencia de remoción de materia orgánica del 80%-90% se
logra con una combi nación de este tratamiento con biofiltros, logrando
reducir las dosis necesarias de peróx ido de hidrógeno a 100 mM que junto
con una dosis de 1,5 mM Fe(II) y con un co ste de $7,23/m 3 .
• El proceso de Fenton al c omplementarse con el u so de biofiltros, logró
incrementar la remoción de COT en aproximadamente 10 puntos
porcentuales, lo cual permite disminuir los cos tes.

326 
7.14. Bibliografía
[1] Tinoco, S., & Honorato, J. (2006) . Diagnóstico de la gestión empresarial: la
industria gráfica y su efecto tributario en el período 1999-2004. Tesis de
grado. Universidad Andina Simón Bolívar.
[2]. Institut o Nacional de Estadísti cas y Censos. ( 2012). Clasificación Nacional
de Actividades Económicas CIIU 4.0.
[3]. Departam ento Nacional de Planeación. (2006). Pulpa, papel e industr ia
gráfica. Gobierno de Colombia.
[4]. Tinoco, S., & Honorato, J. (2003). Superintendencia de Compañías.
[5]. Ma, X. J., & Xia, H. L. (2009). Treatment of water-based printing ink
wastewater by Fenton process combined with c oagulation. Journal of
Hazardous Materials,162(1), 386-390.
[6]. Benitez, F. J., Beltran-Heredia, J ., Acero, J. L., & Rubio, F. J. (2000).
Contribution of free radicals to c hlorophenols decomposition by several
advanced oxidation processes. Chemosphere , 41(8), 1271-1277.
[7]. European Associaton of Carton and Cartonboard Manufacturers. (2013).
Glosario de términos sobre el c artón y los envases de est e material.
[8]. Wu D, Luo Y, Fu W, Wu Z. (2002). Study on Treatment of Printing Ink
Wastewater and Its Effect on the Water’s Chroma by Coagul ation Method.
Environ. Protection Sci., 28 ( 113) : 16- 19.
[9]. Tapas N, Sunita S, Pathe P, Kaul. (2003). Pre-treatment of currency printing
ink wastewater through coagul at ion-flocculation process. Water, Air Soil
Pollut ., 148: 15-30.
[10]. Ding, L., Chen, & Fan, J. (2011). An overview of t he treatment of print ink
wastewaters. Journal of Environmental Ch emistry and Ecotoxicology, Vol,
3(10), 272-276.

327 
[11]. Zhou D, Zhao T, Hu S. (2007). Adsorbing Properties of Activated c arbon for
Treating Water-based Ink-Manufac turing Was tewater. Environ. Sci.
Technol. , 30(3): 85-86.
[12]. Wen, W. A. N. G. (2007). Application of E lectrolysis to Ink Sewage
Treatment . Journal of Maoming University , 3, 004
[13]. Liao S, Hu S, Shang J. (2009). Treatment of Water- based Ink Wastewater
by Using SBR. J. Dali Uni v ., 8(8): 46-49.
[14]. Golob, V., Vinder, A. , & Simoni č , M. (2005). Efficiency of the
coagulation/flocculation method for t he treatment of dyebath effluents. Dyes
and Pigments, 67(2), 93-97.
[15]. Xiaojun, Z. , Zhongpei, L., Chunguang, W., Ruixiang, W., & Zhixian, S.
(2010). Treatment of Wast ewater Containing High-concentration Printing Ink
from Printed Circuit Board Plant. Environmental Protection of Chemical
Industry, 1, 033.
[16]. Texto Unificado de Legislación Secundaria del Ministerio del Ambiental
(TULSMA). (2013). “Norma de Calidad Ambiental y de Descarga de
efluentes: Recurso Agua”. Libro VI, Titulo VII, Anexo 1.
[17]. Servicio de Coordinación Legislativa y Relaciones Institucionales,
Subdirección general de Régime n Jurídico y Desarrollo Normat ivo, S.G.T de
Vicepresidencia Primera y Portavocía del Gobierno. Ley 10/1993, de 26 de
octubre, sobre vertidos líquidos industrial es al sistem a integral de
saneamiento.
[18]. Bulich, A. A., Tung, K. K., & Scheibner, G. (1990). The luminescent bacteria
toxicity test: its potential as an in vitro alt ernative. Journal of
Bioluminescence and Chemiluminescence, 5( 2), 71-77.
[19]. Santos, A., Yustos, P., Quintanilla, A., Garcia-Ochoa, F., Casas, J. A., &
Rodriguez, J. J. (2004 ) . Evolution of toxicity upon wet catalytic oxidation of
phenol. Environmental Science & Technology , 38(1), 133-138.

328 
[20]. Van Gestel, C. A., & Hensbergen, P. J. (1997). Interaction of Cd and Zn
toxicity for Folsomia candida Willem (Collembola: Isotomidae) in relation to
bioavailability in soil. Environmental Tox icology and Chemistry , 16(6), 1177-
1186.
[ 21]. Gulkaya, I., Surucu, G. A., & Dilek, F. B. (2006). Importance of H 2 O 2 2/Fe 2+
ratio in Fenton's treatment of a carpet dyeing wastewater. Journal of
Hazardous Materials, 136(3), 763-769.
[22]. Kavitha, V., & Palanivelu, K. (2005). Destruction of cresols by Fe nton
oxidation process. Water Research, 39(13), 3062-3072.
[23]. Guedes , A. M., M adeira, L. M., Boavent ura, R. A., & Costa, C. A. (2003).
Fenton oxidation of cork cooking wa stewater—overall kinetic analysis.
Water Research , 37(13), 3061-3069.
[24]. Lucas, M. S., & Peres, J. A. (2009). Removal of COD fr om olive mill
wastewater by Fenton's reagent: Kinetic study . Journal of Hazardou s
Materials, 168(2), 1253-1259.
[25]. Wu, Y., Zhou, S., Qin, F. , Zheng, K. , & Ye, X. (2010). Modeling the oxidatio n
kinetics of Fenton's proce ss on the degradation of humic acid. Journal of
Hazardous Materials , 179(1), 533-539.
[ 26]. Tek in, H., Bilkay, O., Ataberk , S. S., B alta, T. H. , Ceribasi, I. H., Sanin, F. D.
& Yetis, U. (2006). Use of Fenton oxidation to improve the biodegradability
of a pharmaceutical wa stewater. Journal of Hazard ous M aterials , 136(2),
258-265.
[27]. Dutta, K., Mukhopadhyay, S., Bhattacharjee, S., & Chaudhuri, B. (2001).
Chemical oxidation of methy lene blue using a Fenton-like reaction. Journal
of Hazardou s Materials , 84(1), 57-71
[28]. Pérez, M., Torr ades, F., Garc ı  a-Hortal, J. A., Domènech, X., & Peral, J.
(2002). Removal of organic contaminants in paper pulp treatment ef fluents
under Fenton and photo-Fenton conditions. Applied Catalysis B:
Environmental, 36(1), 63-74.

329 
[29]. J.J. Pignatello. (1992). Dark and photoassisted Fe 3+ catalyzed degradation
of chlorophenoxy herbicides by hydrogen peroxide, Environmental Sc ience
Technolog y . (26) 994-951.
[ 30]. Sundararaman, T. R., Ramamurthi, V., & Partha, N. (2009). Decolorization
and COD removal of reactive yellow 16 by Fenton oxidation and com parison
of dye removal wit h photo Fenton and sono Fenton Proc ess. Modern
Applied Science , 3( 8) , 1-1 5.
[ 31]. Swaminathan, K., Sandhya, S., Carmalin Sophia, A., Pachhade, K., &
Subrahmanyam, Y. V. (2003). Decolorization and degradation of H-acid and
other dyes using ferrous –hydrogen peroxide system. Chemosphere , 50(5),
619-625.
[32]. Rios, J. A., Arcos, O. F., & Aris tizabal, G. (2011). Tratamiento de aguas del
lavado de impresoras de la industria papelera mediante proc eso Fenton.
Investigaciones Aplicadas , 5(1), 42-50.
[ 33]. Aguirre Díaz-Salazar, M. (2010). Degradación catalítica de contaminantes
orgánicos mediante procesos foto-Fenton Uv-A/C/solar asistidos con
ferrioxalato. Tesis do ctoral. Universidad de Castilla-La Mancha.
[34]. Wang, Z. , Li, G. (2001). The Relation between TOC and CODCr. Arid
Environmental Monitoring.
[35]. Zhang, L., Yuan, M., Liu, B., Hua, X., Dong, D. (2007). Co rrelation between
COD and TOC of Riv er Wat ers in Jili n Province. Journal of Jilin University,
Science Edition.
[ 36]. Brocca, L., Barilli, L., Collina, E ., et al. (1997). A New Quantifying TOC and
COD Methodology for the Determination of Organic Compounds and
Particulate Carbon Di rectly on Fly Ash of Mswi. Chemosphere 220, 322,
213.
[37]. Li, S., Wu, F. (2007). Correlation between COD an d TOC of Or ganic
Chemical Wastewater. Fine Chemicals, China.

330 
[38]. Hansson, H., Kaczala, F., Marques, M., & Hogland, W. (2012). Photo-
Fenton and Fenton oxidation of rec alcitrant industrial wastewater using
nanoscale zero-valent iron. I nternational Journal of Photoenergy , 2012.
[39]. West Bengal Pollution Control Board. (2006). Annual Repor t 2005 – 2006.
Chapter 6. Research a nd Development .
[40]. Mantzavinos, D. (2009). Treatment of ink effluents from flexographic printing
by lime precipitation and boron-doped diamond (BDD) electrochemical
oxidation.
[41]. Kang Y . W., Cho M. J. and Hwang K. Y. (1999). Cor rection of hydrogen
peroxide interference on standard chemical oxygen demand test. Water
Research, 33(5), 1247-1251.
[42]. Talinli, I. , & Anderson, G. K. (1 992). Interference of hy drogen peroxide on
the standard COD test. Water research , 26(1), 107-110.
[43]. Sirt ori, C., Zapata, A ., Oller, I., Gernjak, W., Agüera, A. , & Malato, S. (2009).
Decontamination industrial pharmaceutical wastewater by combining solar
photo-Fenton and biological treatment. Water Research , 43(3), 661-668.
[44]. Elmolla, E ., & Chaudhuri, M. (2009). Optimization of Fenton process for
treatment of amoxicillin, ampicillin and cloxacillin antibiotics in aqueo us
solution. Journal of Hazardous Materials, 170(2), 666-672.
[ 45]. Caudo, S., Genovese, C., Perathoner, S., & Centi, G. (2008). Copper-
pillared clays (Cu-PILC) for agro-food wast ewater purification with H 2 O 2 .
Microporous and Mesoporous Materials , 107(1), 46-57.
[46]. Beydoun, D., Tse, H., Amal, R., Low, G., & McE voy, S. (2002). Effect of
copper (II) on t he photocatalytic degradation of sucrose. J ournal of
Molecular Catalysis A: Chemical, 177(2), 26 5-272.
[47]. Ángelo, M. L. H. , & Giraldo, L. F. G. (2012). Tratamiento de aguas
residuales de la industria textil por medio de luz ultraviol et a: una
comparación de dióxido de titanio y fenton. Journal of Engineering and
Technolog y, 1(1).

331 
[48]. Santiago, D. E., Melián, E. P., Rodríguez, C. F., M éndez, J. A. O., Pérez-
Báez, S. O., & Doña-Rodríguez, J. M. (2011). Degradation and
Detoxification of Banana Postharvest Treatment Water Using Advanced
Oxidation Techniques. Green and Sustainable Chemistry, 1(3), 39-46.
[49]. Madsen LR, II, Day DF. (2010). Iron mediated clarification and
decolourisation of sugar cane juice.
[50]. Oliveros , E., Legrini, O., Hohl, M ., Müller, T., & Braun, A. M. (1997).
Industrial waste water treatment: large scale development of a light-
enhanced Fenton reaction. Chemical Engineering and Processing: Process
Intensification , 36(5), 397-405.
[51]. Hameed, B. H., & Lee, T. W. (2009). Degradation of malachite green in
aqueous solution by Fenton p rocess. Journal of Hazardous Materials ,
164(2), 468-472.
[52]. Kajitvichyanuk ul, P., & Suntronvipart, N. (2006). Evaluation of
biodegradability and oxidation degree of hospital wastewa t er using photo-
Fenton process as the pretreatment method. Jo urnal of Hazardous
Materials , 138(2), 384-391.
[53]. Farias J., Albiz zati E. D., Alfano O. M., (2009). K inetic study of photo-Fenton
degradation of formic acid combined effects of temperature and iron
concentration. Catalysis Today , 144, 1279-1288.
[54]. Amer ican Public Health Associati on. (1992). Métodos normalizados para el
análisis de aguas potables y residuales.
[55]. Zhang, H., Choi, H. J., & Huang, C. P. (2005). Optimization of Fenton
process for the treatment of landfill leachate. Journal of Hazardous
Materials , 125(1), 166-174.
[56]. Navarro Abellán M. (2008). Advanced oxidation processes applied to the
elimination of sulfamethoxazole and trimethoprim. Departamento de
Ingeniería Química. Tesis doctoral. Universidad de Barcelona.

geográfica del Ecuador. Estas aguas son descargadas indiscriminadamente a
cuerpos de agua natural como el Río Pa tate, afluente del Río Pastaza, que
finalmente llega hasta el Río Amazonas a través del Río Napo. Asimismo estas
aguas no tratadas se descargan a quebradas y vertientes que cruzan el área
urbana y rural y son en muchas ocasiones utilizadas para riego de cultiv os en
fincas alrededor de la zona, como se ilustra a continuación (Figuras 8.1 y 8.2). Por
esta razón se justifica la neces idad de emplear un tratamiento que pueda
descontaminar de manera efec tiva las aguas residuales, con alta eficiencia y
utilizando el menor espacio posible, ya que muchas de estas industrias
artesanales se asientan en viviendas y cuentan con poco espacio disponible.
338 

Figura 8.1. Riego de cultivos agrícolas
empleando aguas residuales
de la industria textil.
Figura 8.2. Lavado de hortalizas en
quebradas donde circulan
efluentes no tratados de la
industria textil.
8.2. Tratamientos convencionales utilizados actualmente
Entre los procesos que actualme nte se utilizan para el t ratamiento de aguas
residuales de las industrias textiles, están la precipitación química utilizando

339 
sulfato de aluminio o sulf ato ferroso, los cuales producen grandes cantidades de
lodos [3]. La falta de espacio para inst alar plantas de tratam iento convencionales
ha hecho que los lodos generados por estos tratamientos sean inadecuadamente
manejados y en muchos casos descargados como parte de los propios efluentes,
siendo un hecho grave considerando que éstos pueden poseer altos niveles de
toxicidad, por el contenido de alum inio y muchos componentes orgánicos
recalcitrantes. Además, estos procesos so n ineficientes en la oxidación completa
de tintes y compuestos orgánicos de estructu ras complejas [4]. La filtración por
membranas permite la remoción de colo r y contaminante tóxicos [5-6], sin
embargo, su limitado tiempo de vida útil lo hace un proceso costoso y poco viable
para estas industrias hoy en dí a. Otro proceso conocido es la ósmosis inversa el
cual aporta significativamente en la remo ción de compuestos iónicos, color y sales
minerales [7-8] , pero presenta la desv entaja de un alto consumo de energía. La
adsorción es un método que permite remover una diversidad de colorantes y
compuestos complejos [9-10] , sin embargo en caso de ser tóxic os el problema es
pasado al material adsorbente, causando problemas de disposición de desechos
sólidos. Otros métodos de trat amiento aplicables son las técnicas electroquímicas,
que presentan una alta eficacia en la remo ción de color de una variedad de tintes
y pigmentos, reducción elevada de la DQO y DBO 5 . [11-12]. Sin embargo, una vez
más el alto consumo de energía y la corta vida útil de los electrodos es una
desventaja para la aplicación de este pr oceso [13]. Vale mencionar que los
colorantes y polímeros presentes en las aguas residuales de la industria textil
generalmente son poco biodegradables [14] y otras mu chas de estas sustancias
son resistentes a tratamientos biológicos anaeróbicos [15].
Además de los sistemas tradiciona les de tratamiento de aguas o los
métodos de bajo coste, se puede utilizar otros métodos para la depuración de
aguas residuales, especialmente cuando las té cnicas convencionales no llegan al
grado de descontaminación requ erido por la legis lación [16]. Estos métodos son
las Técnicas Avanzadas de Oxidación (T AOs), que se han descrito en capítulos
anteriores. En la bibliografía también se describen pre o post tratamientos

340 
biológicos de este tipo de efluentes dependiendo del nivel de toxicidad del efluente
y la carga [17]. De acuerdo a la Clasifica ción Industrial Internacional Uniforme
(CIIU), la industria textil se encuent ra dentro de la categorización C-1311
“Preparación e hilatura de fibras textiles”.
8.3. Objetivos del capítulo
Al igual que en las otras aguas resi duales abordadas en este trabajo de
investigación, el objetivo del capítulo es determinar si la aplicación de las TAOs
(H 2 O 2 /UV, Fenton, foto Fenton) y el tratamiento con filtros biológicos con lechos de
palma (Phoenix dactylifera) y balsa ( Ochroma pyrami dale) puede ser una
alternativa eficiente y ec onómica para el tratamiento de aguas contaminadas con
tintes provenientes de las industrias textiles indicadas.
8.4. Caracterización del efluente de la industria textil
El proceso industrial en estas empresas comienza con la recepción de la
materia prima y clasificación por diseños. A continuación se procede al lavado de las
prendas, el cual utiliza un conjunto de sustan cias químicas que dependen del tipo de
limpieza a realizar. En la Figura 8.3 se describen las entradas y salidas de materia
prima y las descargas de agua residual en los procesos que se realizan a u na
temperatura promedio de 40 o C . Como se puede apreciar, el consumo de ag ua es
importante en todas las fases, siendo uno de los principales recursos para llevar a cabo
la tinturación y el lavado de prendas.

341


Figur a 8.3. Diagrama de flujo del proceso de prod ucción.
Snowden-Swan [18] menciona que cerca del 10-15% de las tintas son
desechadas a través del efluente en las oper aciones de tinturado, en conjunto con los
residuos de distintas sustancias químicas, co mo las descritas en la Tabla 8.1, que
hacen del agua residual de industria un efluente altamente contaminante.

Agua, meta bisulfito de
sodio, humectante,
desengomante, y anti
quiebre
Desengomado
Stone
Bajado Ecológico
Acidular
Tinturado y Blanqueado
Lavado Fijado
Suavizado
Centrifugado
Secado
Agua, dispersante, encima
neutra y ácida, ácido
acético
Agua Residu al
Ácido acético

Hidróxido de sodi o,
dextrosa monohidratada
Colorantes sulfurados, sal
textil, peróxido de
hidrógeno, blanqueado r
ó
p

tico
y

a
g

ua
Fijador, ácido a cético y
agua
Suavizantes catióni cos o no
iónicos

342 
Tabla 8.1. Insumos químicos utilizados en la in dustria textil.
Sustancia
Química Unidades Concentración Sustancia
Química Unidades Concentración
Antiquiebre l/m 3 2,32 Sal común kg/m 3 3,3
Ácido acético kg/m 3 49,21 Agua
oxigenada kg/m 3 159
Secuestrante kg/m 3 0,03 Fijador kg/m 3 63
Dispersante kg/m 3 39,68 Azul
sulfuroso kg/m 3 127
Humectante kg/m 3 46
Colorante
negro
directo
kg/m 3 0,01
Meta silicato kg/m 3 0,02
Colorante
pardo kg/m 3 0,01
Soda kg/m 3 0,01
Colorante
negro
directo
kg/m 3 0,01
Meta bisulfito kg/m 3 1222
Colorante
verde b kg/m 3 0,01
Ácido oxálico kg/m 3 200
Colorante
negro
sulfuroso
kg/m 3 44,44
Celulosa kg/m 3 44
Carbonato
de sodio kg/m 3 0,02
Permanganato
de potasio kg/m 3 0,11
Hidróxido
de sodio kg/m 3 0,06
Sulfuro kg/m 3 241 Detergente kg/m 3 0,02
Amilasa kg/m 3 0,01 Carbonato kg/m 3 0,02
Igualante kg/m 3 38 Cloro l/m 3 1,9
Las proporciones utilizadas de los productos descritos dependen del
proceso a desarrollar, por lo cual es nec esaria la descripción de los procesos

343 
empleados en la industria textil. En la T abla 8.2 se presentan las concentraciones
típicas de parámetros como DQO, DBO 5 , SST y pH en las descargas de agua de
los diferentes procesos que se llev an a cabo en la industria textil [19].
Tabla 8.2. Concentraciones típicas de los agentes contaminantes por pr oceso.
Proceso pH DBO 5 (mg/L) DQO (mg/L) SST (mg/L)
Blanqueo 10 150-450 250-700 50-120
Tinturado 4 -6 300-1000 500-1600 50-300
Enjuague 9-11 100 -350 180-600 <50
Suavizado 4-10 110 160 200
En este trabajo, se to maron muestras de la descarga líquida final de tres
industrias textiles, de las cuales se analizaron los parámetros físico-químicos
necesarios para la caracterización del efluente. La Tabl a 8.3 muestra los
resultados obtenidos.
Tabla 8.3. Caracte r ización físico-química del efluente de las industrias textiles
investigadas.
Parámetro Unidad Industria 1 Industria 2 Industria 3
pH U de pH 7 6.5 7.7
DQO mg/L 968 1600 1005
DBO 5 mg/L 248,8 320 302
COT mg/L 160 308 233
Color Pt/Co 679 2360 679
SST mg/L 300 232 180
Conductividad mS/cm 1,65 1.40 1.70
Toxicidad (Vibrio Fischeri) % 84,07 90.80 99.58
De la Tabla 8.3 se desprende que lo s efluentes analizados presentan un
bajo índice de biod egradabilidad que oscila entre 0.26 y 0.29, además de
valores altos de toxicidad . Por tanto, la aplicación di recta de métodos biológicos
de tratamiento es poco factible, siendo necesaria la aplicación de un pre-

344 
tratamiento que elimine o reduzca la to xicidad e incremente la biodegradabilidad.
Los parámetros determinados tales como el COT y los sólidos suspendidos
presentan diferencias significativas entre la s industrias investigadas, esto debido al
tipo de materia prima que procesan. Las mu estras tomadas se tomaron durante el
proceso de lavado y tinturado de jeans. A continuación se presenta en la Tabla 8.4
un análisis químico del efluente textil de la Industria 3, donde se muestra que la
concentración tanto de sulfuros, tensoac tivos y carbonatos supera el límite
permisible de la norma ambi ental vigente en el Ecuador.
Tabla 8.4. Análisis de la composición del efluente de la industria 3.
Parámetros Unidad Resultado Límite Máximo Permisible
Aceites y grasas mg/L 0.5 100
Fenoles mg/L 0.02 0.2
Sulfuros mg/L 3.06 1.0
Tenso activos mg/L 1.8 0.5
Carbonatos mg/L 160 0.1
Con el fin de conocer el perfil de toxi cidad del agua residual de la industria
3, se realizó un análisis de la toxicidad fr ente al COT del agua residual a diluciones
del 10%, 25%, 50%, 75% y 100%, cuyos result ados se muestran en la Figura 8.4.

10,0
20,0
30,0
40,0
50,0
60,0
70,0
80,0
90,0
100,0
20 40 60 80 100 120 140
T oxicidad (% )
COT (mg/L)
Figura 8.4 . Toxicidad EC 50 para el efluente de la industria 3 investigada.
Se puede observar que a una toxicidad de l 50%, la concentración efectiva
del COT se estima en 86 mg/L.
8.4.1. Efecto del pH en la carga orgánica del agua residual
Los estudios realizados con las aguas residuales de la indust ria gráfica
mostraron como la regulación del pH puede dar lugar a la coagulación de la
materia orgánica y de esta forma favore cer posteriores tratamientos. De esta
forma con el fin de verificar el efecto que podría causar en el nivel de carga
orgánica, la reducción del pH en una mues tra original de agua residual, se
tomaron 3 muestras de 2 lit ros del efluente provenient e de la industria 2 (después
del proceso de tinturado) las cuales fuer on colocadas en jarras de 2 litros, y su pH
fue regulado a 7, 6, 5, 4 y 3, utilizando ácido sulfúr ico concentrado manteniendo
una temperatura de 25 o C. En la Figura 8.5 se presentan dos muestras de agua
residual cruda ajustada a pH 3 y 7.
345 

Figura 8.5. Efluente de la industria textil 2 regulado a pH 3 y 7 luego de 1 hora.
Al realizar la misma variación de pH en el agua residual de la industria 2, no
se observó una remoción de COT siginificativa, y no hubo reducción de SST luego
de una hora de regular el pH. De la misma forma, no se mostró un cambio en su
coloración. Al cabo de 1 hora de regular el pH, no se observó formación de
precipitado. Se mantuvo la muestra por 24 horas y no se mostró cambio en su
coloración y no se observó la formación de precipitado.
Se observa un comportamiento difer ente del elfluente proveniente de la
industria textil 3 (después del proceso de tinturado) con respecto al obtenido con el
efluente de la industria textil 2. En la Figura 8.6 se observa que el COT disminuye
progresivamente al hacerlo el pH, probablemente debido a la eliminación de
carbonatos al acidificar.
346 

20
40
60
80
100
120
140
160
180
86543
COT (mg/L)
pH
Figura 8.6 . Efecto del pH en el COT del efluente de la industria textil 3.
8.5. Aplicación de proceso avanzado de oxidación
8.5.1. Tratamiento con solo H 2 O 2
Durante años el peróxido de hidr ógeno ha sido empleado por su poder
oxidante para la descontaminación de aguas residuales de todo tipo [22], el cual
es superior al radical perhidróxilo, di óxido de cloro, permanganato de potasio,
entre otros [23]. Debido al alto coste energé tico del oxidante y el efecto inhibitorio
causado por la adición de peróxido de hidrógeno en exceso [24, 25], se debe
realizar una serie de ensayos de tal m anera que se determine la concentración
óptima con la que se obtiene mejores re sultados en cuanto a reducción de COT,
DQO y DBO 5 .
Herney-Ramirez et al. (2010) [26] estudiaron el efecto del H 2 O 2 en la
decoloración de una muestra de agua, y determinaron que un aumento de este
oxidante de 2,9 a 9,8 mg/L daba lugar a un aumento en la degradación del color
desde 65,4% a 95% a los 90 minutos. Sin embargo, al sobrepasar la
347 

A continuación se presentan en la Fi gura 8.12 los valores de COT y DQO
alcanzados a las 2 horas de tratami ento para cada una de las dosis de H 2 O 2
aplicadas.
354 

50
100
150
200
250
300
350
20 40 60 80 100
COT (mg/L)
H 2 O 2 (mM)
(A) 

250
500
750
1000
1250
1500
1750
2000
2250
20 40 60 80 100
DQO (mg/L)
H 2 O 2 (mM)
(B) 
L.M.P.  =  250  mg/L 
Figura 8.11. Variación del a) COT y la b) DQO luego de 2 horas de reacción aplicando 20,
40, 60, 80 y 100 mM H 2 O 2 ; pH 3, T= 25 o C. Efluente de la industria 2.

Se observa que a las 2 horas de reacción la remoción del COT no difiere
significativamente entre dosis, p ues se remueve 32% con 20 mM H 2 O 2 , y 35% con
100 mM H 2 O 2 . Por otro lado, se muestra que existen valores de DQO que
sobrepasan la DQO inicial. Esto puede ser debido a que el peróxido de hidrógeno
residual contribuye de forma si gnificativa a la DQO [29].
En la Figura 8.13 se observa que par a ninguna de las dosis aplicadas de
peróxido de hidrógeno se alcanzó una remoción de color.
355 

20  mM  H 2 O 2  40  mM  H 2 O 2  60  mM  H 2 O 2 
80  mM  H 2 O 2  100  mM  H 2 O 2 
Figura 8.12. Aspecto del efluente de la indu stria textil 2 luego de 15 min utos de reacción
aplicando 20, 40, 60, 80 y 100 mM H 2 O 2 ; pH 3, T=25 o C.
En resumen, los resultados obteni dos en este apartado varían según el
efluente investigado, lo que da a entender que las muestras de aguas residuales
industriales son muy variables, dando compor tamientos totalmente diferentes al
tratamiento con solo peróx ido de hidrógeno. En la Tabla 8.7 se presenta un
resumen de los resultados obtenidos co n solo peróxido de hidrógeno en las
industrias 2 y 3.

356 
Tabla 8.7. Eficiencias de remoción obtenidas en pruebas aplicando solo peróxido
de hidrógeno a las industrias 2 y 3.
[H 2 O 2 ] (mM) Remoción (% )
COT DQO Color
Industria 2
20 36,7 50 No se remueve
40 35,1 60 No se remueve
60 31,8 21,9 No se remu eve
80 31,8 Incrementa No se remueve
100 31,8 Incrementa No se remu eve
Industria 3
10 22,7 42,5 58,7
20 27,0 65,5 60,2
30 57,1 65,5 60,2
Sin embargo, para ambos efluentes industr iales, la reducción del color es
baja, y los valores de la DQO alcanzados están por encima de los límites
establecidos por la normativa ecuatoriana.
8.5.2. Tratamiento de Fenton
8.5.2.1. Determinación de la dos is óptima de sales de Fe(II)
Estudios previos [35, 36] han demost rado que los proc esos avanzados de
oxidación son empleados en el tratam iento de agua residual que contien e
compuestos recalcitrantes difícilmente degradables por procesos convencionales.
En la determinación de la dosis más eficiente de los reactivos de Fenton
intervienen varios factores tales como la temperatura, el tiempo de contacto
óptimo de los reactivos para favorecer la re acción de oxidación, el medio en el que
el efluente se encuentre y evidentemen te la concentración de peróxido de
hidrógeno y de sal de hierro (II). Esto s dos últimos se han estudiado para
diferentes tipos de efluentes [37].
Palas et al. (2013) [26] determinó que al aplicar 4 mM H 2 O 2 y una dosis
variada de Fe(II), la cinética de remo ción de materia orgánica mejoraba al

357 
incrementar la concentración de dosis de Fe (II) desde 0,05 g/L hasta 0,25 g/L. Sin
embargo, la eficiencia se r edujo al aplicar una dosis de 0,5 g/L Fe(II), punto en el
cual se establece que existe un exce so de Fe(II) que desarrolla reacciones
paralelas indeseables entre lo s iones de hierro y los radicales hidroxilo [38]. Se
muestra además, un evidente aumento en la velocidad de decoloración en las
dosis más altas aplicadas de 0,25 y 0,5 g/L Fe(II). Por otro lado, Bouasla et al .
(2012) [39] comparó los resultados obteni dos con dos formas de catalizador: Fe 2+
y Fe 3+ , concluyendo que al aplicar Fe 2+ la remoción alcanza el 96% a los 30
minutos, superando en 38 puntos porc entuales lo alcanzado con Fe 3+ en ese
mismo tiempo de reacción. Esto se debe básicamente a que con Fe 2+ la
generación de radicales hidroxilo es inmediata.
En la aplicación del tratamiento de Fenton es fundamental la optimizació n
de las concentraciones de Fe(II) y peróxido a añadir. Además de incrementar el
coste económico del tratamiento, un exceso de ambos reactivos consume
radicales hidroxilo, reduciend o la eficacia del proceso, tal como las ecuaciones Ec.
1 y Ec.2.
     .        Ec. 1
      .  
 .    . Ec. 2
Al principio de la reacción, ésta se ve acelerada por la presencia de iones
Fe(II), sin embargo la etapa continúa hasta convertir la reacción entre Fe(II) y OH .
en Fe(III), éste a su vez puede reaccionar para formar radicales hidroxilo, además
la formación de Fe(II) ocurre, pero esta reacción es lenta. Este proceso podría
conllevar a una disminución en la elimi nación de la DQO en el tratamiento del
efluente de la indus tria textil [40].
Dado que en el apartado ant erior se estudió el efecto de solo el H 2 O 2 para
el efluente de la industria 2, y se observó que éste no causa ningún efecto en la
remoción del color, y la remoción de materia orgánica solo llega hasta el 31% a las

358 
2 horas de reacción, a continuación se r ealizan pruebas adicionando el catalizador
Fe(II) para determinar el efecto de las reacciones de Fenton en la decoloración y
remoción de materia orgánica del efluente. Con el fin de incrementar la velocidad
de reacción de las reacciones de oxidación y determinar la dosis óptima del
catalizador Fe(II) para las reacciones de Fenton aplicadas al efluente de la
industria 2, se realizaron pruebas de vari aciones de dosis de Fe(II) con la dosis
óptima seleccionada en el apar tado anterior de 40 mM H 2 O 2 . Las dosis de Fe(II)
empleadas se muestran en la Tabla 8.8.
Tabla 8.8. Concentraciones Fe(II) y H 2 O 2 aplicadas en el tratamiento de Fenton de la
Industria textil 2.
[Fe(II)] (mM) [H 2 O 2 ] (mM)
0.2
40
0.4
0.6
0.8
2
Las reacciones se realizaron a pH 3 y temperatura ambiente. La Figura 8.14
muestra los valores de CO T y DQO obtenidos después de 2 horas de reacción
para las distintas dosis de Fe(II) ensayadas.

359 

50
100
150
200
250
300
350
0,40 0,80 1,20 1,60 2,00
COT (mg/L)
Fe(II) (mM)
(A) 

200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
1800
0,40 0,80 1,20 1,60 2,00
DQO (mg/L)
Fe(II) (mM)
(B) 
L.M.P.  =  250  mg/L 
Figura 8.13. Variación del a) COT y la b) DQO luego de 2 horas de reacción aplicando
0.2, 0.4, 0.6, 0.8 y 2 mM Fe(II) manteniendo una dosis de 40 mM H 2 O 2 ; pH 3,
T=25°C. Efluente de la industria 2.
La remoción de COT a las 2 horas de reacción va desde 41% a 50 %, para
dosis que van desde 0,2 a 2 mM de Fe(II). Mi entras que la remoción de la DQO va

desde 31% al 39% para las mismas dosis. En la Figura 8.15 se presenta la
variación de color a las 2 horas de reacción al aplicar las diferentes dosis de Fe(II).
360 

40 mM
H 2 O 2
+ 0.2
mM
Fe(II)
40 mM
H 2 O 2
+ 0.4
mM
Fe(II)
40 mM
H 2 O 2
+ 0.6
mM
Fe(II)
40 mM
H 2 O 2
+ 0.8
mM
Fe(II)
40 mM
H 2 O 2 + 2
mM
Fe(II)
Figura 8.14. Efluente de la industria 2 regulado a pH 3, filtrado y tratado con 0.2, 0.4, 0.6,
0.8, y 2 mM Fe(II) manteniendo una dosis de 40 mM H 2 O 2 .
El color de la muestra tratada con 40 mM de H 2 O 2 y 0.2 mM de Fe(II) bajó
de 2360 a 295 Pt/Co, mientras que al increment ar la dosis de Fe(II) a 0.4 mM de
Fe(II) la remoción aumentó hasta el 97%, llegando a un color estimado de 73
Pt/Co. Un incremento de la dosis de Fe (II) superior a 0.4 mM no incrementó
significativamente la remoción de color, pero sí la remoción de materia orgánica.
Además, se realizó de la misma forma el estudio del efecto de las
reacciones de Fenton en el eflu ente de la industria 3, donde se utilizaron dosis
entre 10 y 30 mM de H 2 O 2 y la dosis óptima de hierro se escogió en función de la
relación [Fe]/[COT o ], la cual se varió entre 0.01 y 0.15. El pH se mantuvo en 3,
dado que el catalizador presenta un mejor rendimiento en dicho valor. A
continuación se muestran en la Tabla 8.9 las concentraciones de Fe(II) utilizadas,
dado que el COT o es de 233 mg/L (19.4 mM).

Tabla 8.9. Relaciones [Fe]/[COT o ] y dosis de Fe(II) aplicadas en el tratamiento de Fenton
de la Industria 3.
[Fe]/[COT o ] [Fe] (mM)
0.01 0.36
0.07 1.4
0.14 2.8
En la Tabla 8.16 se muestran los resultados de remoción de COT a las 2
horas del tratamiento de Fenton variand o la dosis de Fe(II) y peróxido de
hidrógeno.
361 

50
100
150
200
250
5 1 01 52 02 53
COT (mg/L)
H 2 O 2 (mM)
0
Figura 8.15. Variación del COT luego de 2 hora s de reacción aplicando 10, 20 y 30 mM
H 2 O 2 con 0.36, 1.4 y 2.8 mM Fe(II); pH 3 y T=25°C. Efluente de la industria 3.
Se observa que al aplicar una dosis de 0.36 mM de Fe(II) las remociones de
COT alcanzan valores entre 57% a 67% , para dosis de peróxido de hidrógeno
entre 10 y 30 mM. Sin embargo, al incrementar la dosis de Fe(II) a 1.4 mM la
remoción de COT baja en un rango entre 50% y 63%. Estos resultados sugieren

una dosis óptima de 30 mM de H 2 O 2 y 0.36 mM de Fe(II) , sin embargo, teniendo
en cuenta el coste del H 2 O 2 y el escaso incremento que se observa con 30 mM, la
dosis de 10 mM es más recomendable.
En la Figura 8.17 se muestra la cinética de remoción de COT al aplicar
dosis de 30 mM de H 2 O 2 y variando la dosis de Fe(II) entre 0.36 a 2.8 mM.

50
100
150
200
250
15 30 45 60 75 90 105 120
COT (mg/L)
T iempo de reaccion (min)
Figura 8.16. Variación del COT durante las reacciones de Fenton aplicando 0.36, 1.4 y
2.8 mM Fe(II) manteniendo una dosis de 30 mM H 2 O 2 ; pH 3, T=25°C.
Efluente de la industria 3.
Al emplear una dosis de 30 mM de H 2 O 2 y 2.8 mM de Fe(II) se alcanza una
remoción del 47% del COT a los 5 minutos mientras que en el mismo tiempo
empleando 0.36 mM Fe(II) la remoción alcanzada es del 15 %. Por otro lado, vale
recalcar que la remoción final de COT es similar para todas las dosis de Fe(II)
aplicadas. Esto muestra el efecto del Fe (II) en la velocidad de reacción mas no en
la eficiencia final de remoción de materia orgánica.
362 

Dado que la cantidad de lodos que se genera al utilizar una dosis de 1. 4
mM Fe(II) se duplica al incrementar la dosis a 2.8 mM, no se justifica el incremento
de la dosis de Fe(II), además que los re sultados de remoción del COT y la DQO
no presenta diferencia significativa entre ambas dosis mencionadas. Por lo que la
dosis óptima de Fe(II) sería 0.36 mM.
La Figura 8.18 muestra la cinética de decoloración al aplicar una dosis de
10 mM de H
2
O
2
y variar la dosis de Fe(II) entre 0.36 y 1.4 mM.

100
200
300
400
500
600
700
800
15 30 45 60 75 90 105 120
Color (Pt/Co)
T iempo de reacción (min)
Figura 8.17. Variación del color durante las reacciones de Fenton aplicando 0.36 y 1.4
mM Fe(II) manteniendo una dosis de 10 mM H
2
O
2
; pH 3, T=25°C. Efluente
de la industria 3.
La remoción de color se alcanza prácticamente a los 15 minutos de
reacción, y no se ve mejorada por el incremento de la concentración del
catalizador Fe(II). Una mínima dosis de Fe(II) de 0.36 mM, permite remover hasta
el 90% de color. Según C. Sahunin et al. (2006) [41] se requieren dosis
controladas de Fe (II) para obtener una óptima remoción de color, ya que los
363


453


Figura 9.32. Variación del TPH lueg o de 1 y 4 horas de las reaccion es de Fenton y fo to-
Fenton (
λ =
254 nm) aplicando 200 mM de H
2
O
2
y 1 mM Fe(II); pH 3, T=25°C .
El TPH se reduce en un 89% durante la primera hora de reacción, mientr as
que a las 4 horas de reacción alcanza el 96% para el tratamiento de Fenton. El
uso de radiación UV (254 nm) permite incrementar la remoción a la primera hora
de reacción hasta un 94 %. En ambos casos se logra llegar por debajo del límite
máximo permisible a las 4 hora s de reacción.
Vale recalcar, que el trabajo de descontaminación de estas aguas está
encaminado a liberar c ompuestos orgánicos tóxico s a las aguas freátic as que
residen en el subsuelo de estaci ones de servicio, sitios de almacenamientos de
combustibles, y estaciones de producción de petróleo y gas. Considerando que
estas aguas no tienen fines d e reuso ni riego, se consideró no nece saria la
utilización de procedimientos biológico s de recuperación más aun porque los
resultados de los análisis de las aguas tratadas por las TAOs ya revelaban
concentraciones de compuestos hidrocarburíferos muy baja s que están inclusive
por debajo de los límites permisibles establecidos en las normas ambientales de
control, en Ecuador y en Iberoamérica.
5
10
15
20
25
30
35
H2 O2  +  Fe(I I) H2O2  +  Fe (II)/UV(375  nm)
TPH (m g/l)
1  hora
4  horas
 Fenton 
 
foto ‐ Fen to n 

454 
9.8. Propuesta del sistema de tr atamiento
A continuación se p resenta una estimación d e los costo s que conlleva el
consumo de los reactivos de Fenton y la radiación UV. Esto se realiza con el fin
de definir un tratamiento no solo por la eficacia de remoción de los contaminantes,
sino también en función del costo por m 3 de agua tratada. En la Tabla 9.9 se
presenta un resumen de los proceso s aplicados, junto con el costo para cada uno
de ellos.
Para la determinación del coste por aplicación de radiación UV se emplea
el parámetro EE/O (Electrical Energy per order) dado por la Ec. 6 [48].
 /  
60    lo g 󰇡 
 󰇢 Ec. 6
Donde P es la potencia de la lámpara, t es el tiempo de exposición, V es el
volumen de la muestra, Co es la Concentración de materia orgánica inicial, C es
la Concentración de materia orgánica final. S e considera un volumen de agua
tratada en cada experimento de 0,25 litros y el uso de 4 lámparas de UV de 16
Watts c/u en los tratamientos de foto-F enton efectuados a 254 nm y 15 Watts c/u
al utilizar lámparas de 365 nm.
Tabla 9.9. Resultados de la remoc ión de contaminantes en el agu a contaminada por
hidrocarburos, por diferentes trata mientos.
Proceso Dosis (mM) Remoción COT (%) Costes de
tratamiento
($/m 3 )
H 2 O 2 Fe(II)
Fenton 200 1 76 14.16
Foto-Fenton
(365 nm) 200 1 86 15.25

455 
Proceso Dosis (mM) Remoción COT (%) Costes de
tratamiento
($/m 3 )
H 2 O 2 Fe(II)
Foto-Fenton
(254 nm) 200 1 89 16.28
* Calculado a partir del USD/kWh [49]
Actualmente no se realiza un tratam iento a las aguas contaminadas con
diesel y gasolina en las estaciones de serv icio. Lo único que se realiza es la
separación de las fases y la fase no acuosa s e envía a un gestor ambiental, para
incineración. El agua que queda es enviada al alcantarillado público. Se ha
encontrado contaminación del agua de poz os aledaños a la zona por presencia de
hidrocarburos. Se recomienda el tratamient o de Fent on el cual podría ser aplicado
in situ con el fin de descontaminar aguas de forma puntual.
9.9. Conclusiones
• El agua de los pozos de monitoreo de las estaciones de servicio
investigadas, al presentar una contaminación m ayor por diesel, evidencia
una menor concentración de compuestos aromáticos. Los compuestos
alifáticos del diesel fueron minerali zados hasta un 79% por el proceso de
Fenton. Se evidenció que el pr oceso de foto- Fenton no incrementó de forma
significativa la eficiencia de mineralización de los compuestos alifáticos.
• Los compuestos aromáticos se mineralizan de forma más eficiente por el
proceso de foto-Fenton que por el proces o de Fenton, lo cual se observa en
las aguas contaminadas con benceno, tolue no y xileno, así como en la
muestra sintét ica con diesel y gasolina, donde la c oncentración de
aromáticos fue predominante.
• El proceso de foto-Fenton es 34% más eficiente que el proceso de Fenton,
en cuanto a la mineralización de los compuestos orgánicos pre sentes para
las aguas contaminadas con benceno tolueno y xileno.

456 
• Se alcanzó una degradación de más del 90% del total de hidrocarburos a las
2 horas de reacción tant o en la muestra sintética como en la mue stra r eal de
agua contaminada.
• Dado que el tratamiento se lo aplica general mente en el sitio de
contaminación, se recomienda el tratamiento de Fent on con una dosis de
200 mM H 2 O 2 + 1 mM de Fe(II). De esta forma se alcanza un a
destoxificación total de efluente, y se llega a los límites máximos permisibles
en parámetros como fenoles y DQO.
• El tratamiento de foto-Fenton permite la degradación de los co mpuestos
orgánicos tóxicos presente s en la muestra contaminada con benceno,
tolueno y xileno, convirtiéndolos en un 84% en CO 2 y en un 16% en
compuestos orgánicos no tóxicos a 4 horas de reacción.
• Las reacciones de foto-Fenton permiten la degradación del 90% de l os
hidrocarburos presentes en las aguas c ontaminadas con die sel y gasolina, lo
que permite descargar el efluent e de sitios de expendio de combustibles con
un TPH inferior al l ímite permisible según la norma ecu atoriana (20 mg/L).
• La radiación UV permite incrementar la eficien cia y cinética de las
reacciones de Fenton en la d egradación y mineralización de compuestos
orgánicos y la destoxificación del agua. No existe una di ferencia significativa
en la eficiencia de remoción de COT al variar la longitud de onda de la
radiación UV durante el proceso de foto-Fenton.

457 
9.10. Bibliografía
[1] Ministerio de Trabajo y asunto So ciales, España. Fichas Internacionales de
Seguridad Química. Butano (gas licuado) y Tolueno. Instituto Nacional de
Seguridad e Higiene en el Trabajo.

[2] Ministerio de Trabajo y asunto Sociales, España. Fichas Internacionales de
Seguridad Química. Tolueno. Inst ituto Nacional de Seguridad e Higiene en
el Trabajo.

[3] Torrades, F., P érez, M., Mansilla, H. D., & Peral, J. (2003). Experimental
design of Fenton and photo-Fenton reactions for the treatment of cellulose
bleaching effluents. Chemosphere , 53 (10), 1211-1220.

[4] Kavitha, V., & Palanivelu, K. (2004). The role of ferr ous ion in Fenton and
photo-Fenton processes for the degradation of
phenol. Chemosphere , 55 (9), 1235-1243.

[5] García, A. y Martínez, C. (2005). Análisis de metodologías para la
caracterización y remediación de acuíferos contaminados por líquidos en
fase no acuosa . Bol. Geol ógico y Minero, 116 (1): 65-78.

[6] EPA. (2007). Treatment Technologies for Site Cleanup: Annual Status
Report. 20 th Edition, United States.

[7] Jou, C. J. G., & Huang, G. C. (2003). A pilot study f or oil refiner y
wastewater treatm ent using a fixed-f ilm bioreactor. Advances in
Environmental Research , 7 (2), 463-469.
[8] Habs et al., 1980. Local carcinogenicity of some environmentally relevant
polycyclic aromatic hyd rocarbons aft er lifelong topical application to mouse
skin. Arch. Gerschwulstforsch. 50: 266-274.

458 
Yan, L., Ma, H., Wang, B ., Mao, W., & Chen, Y. (2010). Advanced
purification of petroleum refinery wastewa ter by catalytic va cuum
distillation. Journal of Hazardous Materials , 178 (1), 1120-1124..
[9] El-Naas, M. H., A l-Zuhair, S., Al-Lobaney, A ., & Mak hlouf, S. (2009).
Assessm ent of electrocoagulation for the treatment of petroleum refinery
wast ewat er. Journal of E nvironmental Management , 91 ( 1), 180-185.
[10] Yan, L., Ma, H., Wang, B., Wang, Y., & Chen, Y. (2011). Electrochemical
treatment of petroleum refinery wastewater with three-dimensional multi-
phase electrode. Desalination , 276 (1), 397-402.
[11] Teodosiu, C. C., Kenned y, M. D., Van Straten, H. A., & Schi ppers, J. C.
(1999). Evaluation of secondary refinery effluent treatment using
ultrafiltration membranes. Water Researc h , 33 (9), 2172-2180..
[12] Misiti, T., Tezel, U., & Pavlostathis, S. G. (2012). Fate and effect of
naphthenic acids on oil refinery activated sludge wastewater treatment
sy ste m s. Water Research 47(1), 449-60 .
[13] Mizz ouri, N. S ., & Shaaban, M. G. (2013). K inetic and hydrodynamic
assessment of an aerobic purification system for petroleum refinery
wastewater treatment in a continuous regime. International Biodeterioration
& Biodegradation ,Vol 83 , 1- 9.
[14] Cheryan, M., & Rajagopalan, N. (1998). Membrane proces sing of oily
streams. Wastewater treatment and waste reduction. Journal of Membrane
Science , 151 (1), 13-28..
[15] Rajkumar, K., Muthukumar, M., & Sivakumar, R. (2010). Novel approach for
the treatment and recycle of wastewater from soy a edible oil refinery
industry—An economic perspective. Resources, Conservation and
Recycling , 54 (10), 752-758.

459 
[16] Shahrezaei, F., Mansouri, Y., Zinat izadeh, A. A. L., & Akhbar i, A. (2012).
Process modeling and kinetic e valuation of petroleum refinery wastewater
treatment in a photocatalytic reactor using TiO 2 Nanoparticles. Powd er
Technology , 221 , 203-212.
[17] Shariati, S. R. P., Bonakdarpour, B. , Zare, N., & Ashtiani, F. Z. (2011). The
effect of hydraulic retention time on the per formance and fouling
characteristics of membrane sequencing batch reactors used for the
treatment of synthetic petroleum refinery waste water. Bioresource
Technology , 102 (17), 7692-7699.
[18] Zhong, J., Sun, X., & Wang, C. (2003). Treatment of oily wastewater
produced from refinery processes using flocculation and ceramic membrane
filtration. Separation and P urification Technology , 32 (1), 93-98.
[19] Yavuz, Y., Koparal, A. S., & Ö ğ ütveren, Ü. B. (2010). Treatment of
petroleum refinery wastewater by electrochemical
methods. Desalination , 258 (1), 201-205.
[20] Dem ı rc ı , Ş ., Er do Ğ an, B., & Özc ı mder, R. (1998). Wastewater treatment at
the petroleum refinery, K irikkale, Turkey using some coagulants and Turkish
clays as coagulant aids . Water Research , 32 (11), 3495-3499.
[21] Gao, B. Y., Yue, Q. Y., & Wang, Y. ( 2007). Coagulation performance of
polyaluminum silicate chloride (PASiC) for water and wastewater
treatment. Separation and Purification Technology , 56 (2), 225-230.
[22] Abdelwahab, O., Amin, N. K. , & El -Ashtoukhy, E. S. ( 2009). Electrochemical
removal of phenol from oil refinery wastewater. Journal of Hazardous
Materials , 163 (2), 711-716.
[23] R.B.A. Souza, L.A.M. Ruotolo. (2013). Electrochem ical treatment of Oil
Refinery Using Boron-Doped Diamond Anodes. Journal of Environmental
Chemical Engineering, Vol 1( 3), 544-551.

460 
[24] J.C. Zhang, Y.H. Wang L.F. Song, J.Y. Hu, S.L. (2004). Feasibility
Investigation of Refinery Wastewater Treatment by Combination of PACs
and Coagulant with Ultra filtration. Dasalination, Vol 174 (3) , 247-256.
[25] Yeh, C., Hsu, C. Y., Chiu, C. H., & Huang, K. L. ( 2008). Reac tion
efficiencies and rate constants for the goethite-catalyzed Fenton-like
reaction of NAPL-form aromatic hydrocarbons and chloroethylenes. Journa l
of Hazardous Materials,151(2), 562-569.
[26] Oh, S. Y., & Shin, D. S . (2013). Treatment of Diesel-Contaminated Soil by
Fenton and Pers ulfate Oxidation wit h Zero-Valent Iron. Soil and Sediment
Contamination: An Int ernational Journal , Vol 23 (2), 180-193.

[27] Pérez, M., Torr ades, F., Garc ı  a-Hortal, J. A., Domènech, X., & Peral, J.
(2002). Removal of organic contaminants in paper pulp treatment effluents
under Fenton and photo-Fenton conditions. Applied Catalysis B:
Environmental , 36 (1), 63-74.

[28] Nam, K., Rodriguez, W., & Kukor, J. J . (2001). Enhanced degradation of
polycyclic aromatic hydrocarbons by biodegradation combined with a
modified Fenton reaction. Chemos phere , 45 (1), 11-20.

[29] Moraes, J. E. F., Quina, F. H., Nascimento, C. A. O., Silva, D. N., &
Chiavone-Filho, O. (2004). Treatment of saline wastewater contaminated
with hydrocarbons by the photo-Fenton process. Environmental Sc ience &
Technology , 38 (4), 1183-1187.
[30] Galvão, S. A. O., Mota, A. L., Silva, D. N., Moraes, J. E. F., Nascimento, C.
A., & Chiavone-Filho, O. (2006). Application of the photo-Fenton process to
the treatment of wa stewaters contaminated with diesel. Science of the Tot al
Environment , 367 (1), 42-49.

461 
[31] Aranda, E., Marc o-Urrea, E., Caminal, G., Arias, M. E., Garc ía-Romera, I.,
& Guillén, F. (2010). Advanced oxidatio n of benzene, toluene, et hylbenzene
and xylene isomers (BTEX) by Trametes versicolor . Journal of Hazardou s
Materials , 181 (1) , 181-186..

[32] Rivas, F. J., Beltran, F. J., Fr ades, J., & Buxeda, P. (2001). Oxidation of
phydroxybenzoic acid by Fenton's reagent. Water Research , 35 (2), 387 -
396.

[33] Texto Unificado de la Legislación Ambiental (TULSMA). (2007). Control y
Prevención de la Contaminación, Tomo V. De la Calidad Ambiental, Anexo
1.

[34] Lin, S. H., & Lo, C. C. (1997). Fent on process for treatment of desizing
wast ewat er. Water Research , 31 (8), 2050-2056.

[35] Bax endale, J. H., & Wilson, J. A. (1957). The photolysis of hydrogen
peroxide at high light intens ities. Transactions of the Faraday Society , 53 ,
344-356.

[36] Prat, C., Vicente, M., & Esplugas, S. (1988). Treatment of bleaching waters
in the paper industry by hydrogen peroxide and ultraviolet radiation. Water
Research , 22 (6), 663-668.

[37] Prat, C., Vicente, M., & Esplugas , S . (1988). Treatment of bleaching waters
in the paper industry by hydrogen peroxide and ultraviolet radia tion. Water
Research , 22 (6), 663-668.

[38] Glaze, W. H., K ang, J. W., & Chapin, D . H. (1987). The chemistry of water
treatment processes involving ozone, hydrogen peroxide and ultraviolet

0
20
40
60
80
100
Agropecuaria
Alimentos  (cerezas)
470 


Figura 10.1. Comparación del porcentaje de reducción del COT con los tratamientos de
oxidación aplicados a la s aguas residuales de las diferentes industrias.

Figura 10.2. Comparación del porcentaje de reducción de la DQO con los tratamientos de
oxidación aplicados a la s aguas residuales de las diferentes industrias .
H2O2 Fenton foto ‐ Fenton
Reducción del  CO T  (%)
Gráfica
Textil
Hidrocarburos
H 2 O 2 
0
20
40
60
80
100
120
Agropecuaria
Alimentos  (cerezas)
H2O2 Fenton foto ‐ Fenton
Reducción de la DQO (% )
Gráfica
Textil
Hidrocarburos
H 2 O 2 

0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
Inicial Fenton
Relación DBO 5 /DQO
Agropecuaria
Alimentos  (cerezas)
Gráfica
Textil
Figura 10.3. Comparación de la evolución de la biodegrad abilidad expre sada como relació n
DBO 5 /DQO despué s de los tratam ientos de ox idación aplic ados a las agua s
residuales d e las diferente s industrias.
471 


10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Inicial H
Figura 10.4. Comparación del porcentaje de reducción de la toxicidad con los tratamient os de
oxidación aplicad os a las aguas re siduales de la s diferentes indu strias.
2O2 Fenton foto ‐ Fenton
Inhibición del crecimiento (%)
Gráfica
Textil
Hidrocarburos
H 2 O 2 

472 

0
20
40
60
80
100
120
Agropecuaria
Alimentos  (cerezas)
Figura 10.5. Comparación del porcentaje de redu cción del color con los tratamie ntos de oxidación
aplicados a las agu as residuale s de las diferentes industrias.

Figura 10.6. Comparación del porcentaje de reducció n de la desinfección con lo s tratamientos de
oxidación aplicad os a las aguas re siduales de la in dustria agro pecuaria.
H2O2 Fenton foto ‐ Fenton
Reducción del color (% )
Gráfica
Textil
H 2 O 2 
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
H2O2 Fenton foto ‐ Fenton
Desinfección (% )
H 2 O 2 

473 


Tabla 10.1. Relaciones [H 2 O 2 ]/ [COT] y [H 2 O 2 ]/DQO iniciales y finales e mpleando las dosis
óptimas en cada industria investigada.
Proceso [H 2 O 2 ]
(mM)
[Fe 2+ ]
(mM
[H 2 O 2 ]/
[COT](mM)
(inicial)
[H 2 O 2 ]/
[COT](mM)
(degradado)
DQO/[H 2 O 2 ]
(inicial)
[H 2 O 2 ]/DQO
[mM]/mg
(degradado)
Agropecuaria
H 2 O 2 14 0 1,0 2,29 23,2 0,11
Fenton 14 0.7 1,0 2,81 23,2 0,15
Foto-Fenton 14 0.7 1,0 2,20 23,2 0,12
Alimentos (cerezas)
H 2 O 2 50 0 1,0 1,07 34,2 0,03
Fenton 100 2.5 2,0 3,74 17,1 0,19
Foto-Fenton 100 2.5 2,0 4,55 17,1 0,24
Gráf ica
H 2 O 2 -- -- 1,7 1,72 51,0 0,02
Fenton 200 3 3,4 9,92 25,5 0,32
Foto-Fenton 200 3 3,4 6,30 25,5 0,20
Textil
H 2 O 2 20 0 0,8 1,21 80,0 0,02
Fenton 40 0.8 1,6 3,04 40,0 0,08
Foto-Fenton 40 0.8 1,6 3,27 40,0 0,08
Hidrocarburos
H 2 O 2 200 0 12,1 18,75 11,1 0,33
Fenton 200 1 12,1 38,71 11,1 6,45
Foto-Fenton 200 1 12,1 126,32 11,1 7,41
El H 2 O 2 sólo se ha mostrado eficiente en la reducción del COT y DQO de
las aguas residuales agropecuar ias, textil e hi drocarburos, siendo la eficiencia en
la reducción de estos parámetros, en la prim era de estas industrias, similar a la del

474 
Fenton. Esto podría ser debido a la pres encia de compuestos orgánicos fácilmente
oxidables directamente por este oxidante.
2 H + (aq) + H 2 O 2 (aq) + 2 e − → 2 H 2 O (l) E o red = 1,77 V
H 2 O 2 (aq) → O 2 (g) + 2 H + + 2 e − E o red = 0,67 V
Esta eficiencia del H 2 O 2 sólo también podría ser debido a la posibl e
presencia de pequeñas concentraciones de metales tales como hierro, cobre,
manganeso u otros metales de transici ón que estén actuando c omo catalizadores
para la formación de radicales ·OH. La similitud e n la reducción de aquellos
parámetros en los estudios realizados con H 2 O 2 sólo y Fenton podría ser debido a
la presencia de estos metales.
Por otra parte, el H 2 O 2 sólo no es eficiente en la e liminación de la toxicidad
y relativamente eficiente en la decolor ación de algunas aguas industriales.
Por otra parte no se observan signifi cativas diferencias en los parámetros
estudiados entre los t ratamientos de Fent on y foto-Fenton con las distintas aguas
residuales de las industrias gráfica, te xtil, agropecuaria y alimentaria. La
presencia de color puede estar condicionando el efecto de la radiación en el
proceso. Sin embargo, para las aguas c ontaminadas con hidrocarburo s, las
reacciones de foto-Fenton muestran tener una mayor eficiencia en la reducción del
COT
En todas las aguas residuales estudiadas se ha logrado eliminar el color y
aumentar la biodegradabilidad mediante el tratamiento de Fenton (Fig. 10.3). Por
este método se ha logrado también detoxif icar totalmente la s aguas residuales
provenientes de la industria gráfica, te xtil e hidrocarburífera. La significativa
reducción del COT, DQO y toxicidad ha permi tido que la combinación del Fenton
con biofiltros pueda ser efectiva para ve rter todos los residuos industriales
estudiados.

475 

En la Tabla 10.1 también se muestra la relación molar [H 2 O 2 ]/[COT]
mineralizado, es decir el número de moles de H 2 O 2 necesarios para mineralizar un
mol de carbono orgánico. De estos resultados se puede deducir que para
mineralizar un mol de carbono mediante F enton de aguas residuales procedentes
de hidrocarburos se necesitan 38 moles de H 2 O 2 , para las procedentes de la
industria gráfica aproximadament e 10, para la de alimentos 4, para la de textil y
agropecuaria 3. Estos datos ponen de manifi esto que la facilidad d e mineralización
por medio de estas técnicas sigue la siguiente secuencia:
Agropecuaria = Textil > Alimentos > Gráfica >>>> Hidrocarburos
Estos resultados se pueden relacionar con la mayor concentración de
compuestos recalcitrantes en las aguas provenientes de hidrocarburos.
También se ha comparado la eficiencia de estas técnicas en la disminución
de la DQO (Tabla 10.1). En este caso la secuencia de eficiencia es similar a la
anterior:
Agropecuaria ≈ Textil ≈ Alimentos > Gráfica >>> Hidrocarburos
Por otra parte, en los estudios rea lizados se han c onseguido niveles de
eficiencia en tiempos relativamente cortos . Así para la remoción de la materia
orgánica y color que permita verter las aguas residuales de la industria textil y
agropecuaria el tiempo de tratamiento ha sido de 30 minutos. En cambio para la
industria gráfica y de alimentos s e ha requerido un tiempo de re acción mínimo de
1 hora. Por su parte, para las aguas con compuestos hidrocarbur íferos se requirió
un tiempo mayor de reacción (4 horas). Esto está de acuerdo con la relación
H 2 O 2 /COT observada en la Tabla 1. Do nde se ponía de manifiesto el mayor
carácter recalcitrante de los co mpuestos presentes en esta agua.

476 
Otro aspecto a destacar de los result ados obtenidos en la presente Tesis
Doctoral es que los lodos generados des pués de los procesos avanzados de
oxidación como las reacciones de Fenton y foto-Fenton se enc uentran entre 0.4 a
0.43 kg/m 3 . Es decir alrededor del 80% menos de los lodos que se gener an en
tratamientos convencionales (no menos de 2.17 kg/m 3 de agua tratada) como el
de coagulación-floculación co n s ulfato de aluminio. Además los análisis rea lizados
a los lodos generados después del tratamiento por reacciones de Fenton
mostraron que éstos no son tóxicos, no muestran riesgo biológico, ni son
corrosivos, explosivos, ni inflamables. Es to permitiría reducir los costes de gestión
final de los lodos.
A continuación se destacan otros aspectos importantes logrados en el
tratamiento específico de las dist intas aguas residuales estudiadas.
10.1. Industria agropecuaria
• Con los tratamientos aplicados se ha logrado la elimi nación total de las
bacterias aerobias y anaerobias present es, lo que no se consigue con los
procesos de desinfección convenci onales utilizados hasta ahora.
10.2. Industria de alimentos
• El tratamiento de Fenton es significativamente efici ente para la reducción del
COT de la mayoría de estas aguas residuales.
10.3. Industria gráfica y textil
• La decoloración de los efluentes de las industrias textileras y gráficas se
alcanzó en menos de 30 minutos de reacción al dosificar cantidades óptimas
de los reactivos de Fenton.

477 

• El índice de biodegr adabilidad de los eflu entes de las industrias textil y
gráfica fueron incrementados de forma que la primera llegó a ser altamente
biodegradable, mientras que en la segunda la reduc ción del COT, DQO y
toxicidad fue suficiente para que su s efluentes fueran perfectamente
asimilados por un posterio r tratamiento mediante biofiltros con los que se
alcanzaron los niveles permitidos para su vertido.

10.4. Aguas contaminadas con hidrocarburos
• El proceso de foto-Fenton presentó una alt a eficiencia en la mineralizac ión
(90% de remoción de COT) de los com puestos aromáticos presentes en las
aguas contaminadas tanto con diesel y gasolina, como en las aguas
contaminadas con compuestos BTXs. Por otro lado, los compuestos alifáticos
del diesel fueron mineralizados hasta un 79% por el proceso de Fenton no
siendo mejorada esta eficiencia mediante foto-Fenton.
10.5. Filtros biológicos
El uso de biofiltros como un post- tratamiento después de aplicar los
procesos avanzados de oxidación ha permiti do alcanzar los valores límites para
verter los efluentes de las industrias gráficas, textiles y de alimentos. De esta
forma se ha logrado reducir el c onsumo de los reactivos de Fent on e incrementar
la eficiencia de remoción de materia orgánica y color. A continuación se presentan
las conclusiones obtenidas de la investigaci ón realizada sobre los filtros biológicos
de balsa ( Ochroma pyramidale ) y palmera ( Phoenyx canariensis ) así como los
filtros de zeolita y arena.
• Los filtros biológicos con lecho filtr ante de balsa utiliz ados en el tratamiento
del efluente de la industria gráfica pe rmitieron incrementar al menos en un

478 
30% la remoción de la materia orgán ica con respecto a la remoción
alcanzada con solo el proc eso de Fenton. Además, a di ferencia del filtro de
arena, el de triturado de pa lmera fue capaz de destox ificar la muestra,
probablemente por una combinac ión de degradación y adsorción.
• Los filtros biológicos de balsa y palme ra empleados para el tratamiento del
efluente de la industria agropecuaria tanto utilizados como pre- y post-
tratamiento no remueven sign ificativamente la materi a orgánica ni el color
presente en el efluente.
• Los filtros biológicos con lecho de bals a han permitido eliminar el 30 % de la
materia orgánica (30%) de los efluentes obtenidos al procesar cerezas y
tomates. Sin embargo para efluentes con mayor contenido de materia
orgánica como el que se obtiene de l procesamiento de fresas, estos
sistemas no parecen significativamente eficientes.
• Los filtros de arena permiten la remo ción total de los sólidos suspendidos y
del color de efluentes de la industria te xtil. El filtrado del efluent e previo al
tratamiento con reactivos de Fenton incrementó la remoción del COT de 64%
a 94% y la DQO de 80% a 94%, poniendo de manifiesto la importancia de la
remoción de sólidos en suspensión com o tratamiento previo. Los biofiltros
con triturado de hoja de palmera no e liminaron el color del efluent e.

10.6 Evaluación de costes
Finalmente en relación al balance económic o de los tratamientos planteados en la
presente Tesis Doctoral hay que indicar que:
- En la indus tria textil, la combinac ión obtenida de Fenton + biofiltros es más
efectiva y económica que la actualmente utilizada.

479 


- En la industria agropecuaria el tratam iento de Fenton incrementa al doble el
costo del tratamiento ac tual, pero es indispensabl e para eliminar la
concentración de patógenos en las aguas de vertido.

- En las industrias gráficas y de a limentos los costes de los métodos
planteados son también más del doble que los actualmente utilizados. Sin
embargo, los niveles de ef iciencia obtenidos con los métodos propuestos
permiten alcanzar todos los parámetr os de control establecidos por la
legislación, los cuales no se cumplen actualmente.

- Por último, como se ha indicado en el capítulo 9, actualmente no se aplica
ningún tipo de tratamiento a las aguas residuales hidrocarburíferas. En el
presente trabajo se han es tablecido las co ndiciones y los costes para el
tratamiento mediante Fenton de forma que las aguas finales sean inocuas .
