TESIS Final

Universidad Católica de la Santísima Concepción.

Facultad de Ciencias / II Semestre 2014

Estudio del sistema S2O82-/MW como tratamiento de un efluente

textil

Tesis entregada a la Facultad de Ciencias de la Universidad

Católica de la santísima Concepción para optar al título

profesional de Químico Ambiental

POR

Felipe Marchant Pérez

Estudiante de Química Ambiental

Profesor Guía: Javier Fernández Zapata

Concepción 2014

A mi familia, en

especial a mi madre

Soledad por su amor,

Página | 2

consejo, apoyo y

trabajo, a mis abuelos

Luis y Ester por su

sabiduría y amor y a

Catalina por estar aquí a

mi lado, dedico mi

trabajo

Scientia quoque si

ambulaveris coram plebe

Página | 3

AGRADECIMIENTOS

Agradezco a mi madre por criarme de la forma en la que lo

hizo, por amarme y por darme esa hambre de querer aprender.

Agradezco a todos mis tíos y primos por apoyarme y tenderme

una mano cuando lo necesite a lo largo de esta campaña en la

que decidí envolver mi vida hace ya 6 años.

Agradezco a catalina por estar a mi lado, escucharme, sonreír

y darme su amor

Agradezco a mis profesores por compartir su conocimiento y

experiencias para formarme como científico y profesional

Agradezco a mi profesor guía Javier Fernández por su apertura

y disposición para escuchar mis ideas, compartir las suyas,

discutir y escuchar no por obligación sino por vocación de

enseñar y de aprender.

Agradezco a mis amigos “Máximos” por siempre estar ahí para

despejar mi mente y dar un consejo.

Agradezco a cada uno de aquellos que aportaron en mi vida

estudiantil los compañeros de curso, de facultad, de Toma, de

ideas etc.

Agradezco a todas esas series de ciencia ficción que me

inspiraron a seguir soñando con la ciencia uno de los más

grandes amores de mi vida.

Página | 4

Este trabajo se lo dedico a todos y cada uno ellos y ellas.

Página | 5

INDICE

I. RESUMEN................................................8II. INTRODUCION............................................9II.1 Situación mundial del agua............................9II.2 Industria textil.....................................11II.3 Colorantes azoicos...................................11II.4 Tratamiento de riles textiles........................12II.5 Procesos de oxidación avanzada.......................14II.6 Persulfato – MW......................................15

III. HIPOTESIS:............................................17IV. IV. OBJETIVO GENERAL..................................17V. V. OBJETIVO ESPECÍFICO................................17VI. METODOLOGIA...........................................18VI.1 Materiales y reactivos...............................18VI.2 Reacción de decoloración.............................18VI.3 Análisis multivariado................................18VI.4 Determinación de Carbono Orgánico Total (COT)........19VI.5 Determinación de Demanda Química de Oxígeno (DQO)....19VI.6 Determinación de Demanda Bioquímica de Oxígeno (DBO5) 19VI.7 Determinación de persulfato..........................20VI.8 Determinación de cloruros............................21VI.9 Determinación de Nitratos............................21VI.10 Determinación de hierro............................21VI.11 Determinación de Calcio............................22

VII. RESULTADOS Y DISCUSIÓN................................23

Página | 6

VII.1 Análisis preliminares..............................23VII.2 Caracterización del efluente.......................24

VII.2.1 Influencia del Cl-.............................25VII.2.2 Detección e Influencia Fe2+....................27VII.2.3 Detección e Influencia del Ca2+................28

VII.3 Variación e Influencia del pH......................29VII.4 Concentración de oxidante y tiempo.................31VII.5 Diseño de la matriz experimental...................34VII.6 Validación estadística del método..................35VII.7 Análisis de varianza de la regresión a 513nm.......36VII.8 Polinomio de respuesta para respuesta a 513 nm.....37VII.9 Analisis de varianza de la regresión a 696nm.......40VII.10Polinomio de respuesta respuesta a 696nm..........41VII.11Superficies de respuestas..........................43VII.12Estudio de mineralización..........................45

VII.12.1.......................COT. Carbono orgánico total45

VII.12.2..................DQO. Demanda química de oxigeno47

VII.12.3........Determinación de la formación de nitratos48

VII.13Determinación de persulfato........................50VII.14Ensayos de biodegradabiliad........................51

VII.14.1.....................Demanda Bioquímica de Oxigeno52

VII.14.2..................................Biodegradabilidad53

Página | 7

VIII.................................................CONCLUSIONES55

IX. BIBLIOGRAFIA..........................................57X. ANEXO 1...............................................64X.1 Curvas de calibración para la determinación de Fe 2+y Ca+ 64X.2 Curva de calibración yodometría......................66

XI. Anexo 2...............................................67XI.1 Tabla análisis de varianza para respuesta a 513 nm...67XI.2 Tabla análisis de varianza para respuesta a 696 nm..68

Página | 8

INDICE DE FIGURAS

Figura 1: Espectro de absorción desde los 280 nm a los 900 nmde efluente suministrado por Crossville S.A................23Figura 2: Variación del ion cloruro presente en el efluente durante 120 min de tratamiento.............................26Figura 3: Variación de pH de la solución tratada en el tiempo(0, 10, 20, 40, 60 min )...................................29Figura 4: Variación en la decoloración del efluente a distinto pH seguido a 513 nm en condiciones de 1mn de persulfato a distintos tiempos de reacción en el reactor de microondas.................................................30Figura 5: Variación en la decoloración del efluente a distinto pH (4,03, 6,8, 9,3) seguido a 696nm en condiciones de 1mn de persulfato a distintos tiempos de reacción en el reactor de microondas......................................31Figura 6: Influencia de la variación de persulfato en la degradación a longitud de onda de 513 nm de un efluente textil.....................................................32Figura 7: Influencia de la variación de persulfato en la degradación a longitud de onda de 696 nm de un efluente textil.....................................................33Figura 8: validación estadística para 513 nm...............36Figura 9: Efecto de los factores en el polinomio de respuestapara 513 nm................................................38Figura 10: Valores predichos vs. Observados para la respuestaa 513nm. A partir del polinomio de respuesta estadístico. .38Figura 11: Validación estadística para 696 nm..............40Figura 12: Efecto de los factores en el polinomio de respuesta para 696 nm......................................42Figura 13: Valores predichos vs. Observados para la respuestaa 699nm. A partir del polinomio de respuesta estadístico.. 42Figura 14: Superficie de respuesta 513 nm..................43Figura 15: Superficie de respuesta para 696 nm.............44

Página | 9

Figura 16: Carbono orgánico total disponible en la degradación expresada en mg/l de carbono a diferentes tiemposde reacción a condiciones óptimas de 5mM de persulfato.....46Figura 17: Determinación de la Demanda Química de Oxigeno. .48Figura 18: Determinación de Nitratos.......................50Figura 19: Disminución de la concentración de persulfato a medida que transcurre la degradación a una concentración de 5mM de persulfato..........................................51Figura 20: Demanda Bioquímica de Oxigeno a distintos tiempos de tratamiento.............................................53Figura 21: Relación DQO/DBO5 durante el tiempo de decoloración...............................................54

INDICE DE TABLAS

Tabla 1: Caracterización química del efluente textil.......25Tabla 2: Condiciones experimentales obtenidas a partir de las pruebas preliminares...................................34Tabla 3: Matriz experimental...............................34

Página | 10

I. RESUMEN

En la presente investigación se sometió a estudio la

degradación del efluente textil proporcionado por

Crossville Fabric Chile S.A utilizando un proceso de

oxidación avanzado o POA basado en la generación de

radicales sulfato a partir del ion persulfato por medio de un

proceso de calefacción térmica mejorada vía microondas (MW).

Para establecer condiciones de referencia e identificar

factores de influencia en la reacción se llevo a cabo una

caracterización del efluente donde fueron detectados analitos

de iteres (Ca, Fe, Cl-), se realizaron ensayos de

mineralización y se midieron parámetros de calidad de agua.

Para determinar los rangos de estudio se hicieron análisis

preliminares a distintas concentraciones de oxidante y a

distintos tiempos, además de establecerse las absorbancias de

trabajo para la detección fotométrica de la remoción de

color, estas fueron usadas como variables respuesta para la

determinación del grado de decoloración del efluente.

Página | 11

Por otra parte con el fin de obtener un optimo de degradación

se elaboró una matriz experimental usando el software modde

7.0 ésta se confecciono utilizando un diseño experimental de

tipo D- optimal del que se obtuvo la validación del modelo

estadístico y los valores óptimos para la decoloración del

efluente, estos fueron 4,99 mM de persulfato y 29,99 min

alcanzando un 96% de remoción.

Palabras clave: POAs, Microondas, Persulfato, efluente textil

II. INTRODUCION

II.1 Situación mundial del agua

El agua resulta indispensable para la salud y el bienestar

humano así como para la preservación del medio ambiente. A

pesar de ello, cuatro de cada diez personas en el mundo

carecen de acceso a una simple letrina y casi dos de cada

diez no tienen acceso a una fuente segura de agua potable.

Cada año, millones de personas, la mayoría niños, mueren por

enfermedades relacionadas con un abastecimiento de agua, un

saneamiento y una higiene inadecuados. De acuerdo con la

Organización Mundial de la Salud, cada día mueren alrededor

Página | 12

de 3.900 niños a causa del agua sucia y de la falta de

higiene. (´El agua fuente de vida`2005-2015 .,ONU-DAES). Sin

embargo, la demanda global de agua sigue aumentando sin

parar. En cien años la población mundial se ha triplicado,

pero el consumo de agua se ha multiplicado por seis. Al

incremento de la población mundial –y de las poblaciones de

animales domésticos- es preciso añadir el hecho de que los

recursos al alcance de todo el mundo disminuyen por el

incremento de los procesos de contaminación. Las proyecciones

indican que la extracción global de agua para 2025 habrá

aumentado un 22 % con respecto a su nivel de 1995. En

conjunto, el consumo de agua con fines domésticos,

industriales y ganaderos –es decir, todo el consumo con

excepción del riego- registrará un fuerte aumento de un 62 %

entre 1995 y 2025.

Debido al rápido crecimiento de la población y al aumento del

consumo de agua per cápita, el consumo doméstico total

aumentará un 71 %, y más de un 90 % de este aumento

corresponderá a los países en vías de desarrollo, (Rosegrant

y col., 2004) La industria consume entre un 5 y un 20% del

agua disponible y a su vez genera una significativa parte de

la contaminación de las aguas (WWAP-UNESCO). En comparación

con el bajo volumen de agua utilizado, los efluentes

industriales generan una significativa presión en el medio

debido a su alta potencialidad contaminante. Este hecho es

Página | 13

especialmente preocupante si se tiene en cuenta que cerca del

70% de las aguas de consumo han tenido un anterior uso

productivo (Nairobi., 2010.).

Chile no es ajeno a esta realidad a pesar de ser considerado

un país privilegiado por la abundante disponibilidad de este

recurso, el sostenido crecimiento económico y desarrollo

social de las últimas décadas ha generado y seguirá generando

demandas cada vez mayores sobre los recursos hídricos por

parte de los diferentes tipos de usuarios.

En este escenario y dada la disponibilidad natural del agua y

su demanda en las distintas regiones del país, es posible

obtener un balance hídrico a nivel nacional que nos permite

concluir que ya al año 2010, desde la Región Metropolitana

al norte la demanda superaba con creces la disponibilidad

de este recurso. En esta zona del país se observa un déficit

en la disponibilidad de agua comparado con la demanda, que

en algunas regiones es cercano al 100%. De no tomarse

medidas este déficit se verá agravado para el año 2025, dado

que se espera un aumento en la demanda por el recurso en

estas regiones que en algunos casos superará el 50%.

(Estrategia nacional de recursos hídrico 2012-2005 del MOP).

Por todo esto, es imperante el desarrollo de mejores y más

eficaces tecnologías en la descontaminación de las aguas. Es

precisamente en este punto donde el rol de la ciencia y más

aun de los científicos se hace determinante y no se deben

Página | 14

escatimar los recursos en la búsqueda de alternativas para el

tratamiento de las aguas residuales.

Página | 15

II.2 Industria textil

Industria textil es el nombre que recibe el sector económico

dedicado a la producción de trapos, tela, hilo, fibra y

productos relacionados. Los textiles son productos de consumo

masivo y se comercializan en grandes cantidades. La industria

textil genera gran cantidad de empleos directos e indirectos

y tiene un peso importante en la economía mundial.

Esta industria se caracteriza igualmente por un uso

intensivo de agua en la limpieza de la materia prima y lavado

en todo el proceso productivo. El agua de residuos textiles

contiene adiciones de una amplia variedad de tintes y

productos químicos que hacen que la composición química de

los efluentes textiles industriales sea un desafío ambiental

considerable. La eliminación del color en los efluentes

representa una preocupación ambiental importante. Su impacto

más fuerte en el medio ambiente se relaciona con el consumo

de agua (80-100 m3/ton de los acabados textiles) y la

descarga de residuos líquidos, la que se caracteriza por

contener de115 a 175 kg de DQO / ton de acabados textiles,

una amplia gama de productos químicos orgánicos de baja

biodegradabilidad, color intenso y alta salinidad (Savin y

Butnaru, 2008). Por lo tanto, la reutilización de los

efluentes representa un desafío económico y ecológico para

todo el sector (Li Rosi y col., 2007).

Página | 16

II.3 Colorantes azoicos

Los colorantes azoicos son utilizados por un gran número de

industrias, textiles predominantemente, pero también se

pueden encontrar en la industria alimentaria, farmacéutica,

de papel y las industrias de impresión, cuero y cosmética. Es

por ello que no es de extrañar que estos compuestos se hayan

convertido en una preocupación ambiental importante, ya que

conservan la integridad del color y su estructura bajo la

exposición a la luz solar, el suelo, las bacterias, el sudor

y también exhiben una alta resistencia a la degradación

microbiana en los sistemas de tratamiento de aguas residuales

(Brown y De Vito., 1993). Estos compuestos se caracterizan

por la presencia de un grupo peculiar que contiene nitrógeno

unido a anillos aromáticos.

Por otra parte numerosos estudios han demostrado la actividad

mutagénica de los efluentes de la industria textil e

industrias relacionadas con colorantes (McGeorge et al, 1985;

Sanchez. et al, 1988;. Wells et al, 1994). En una potencia

comparativa los residuos textiles y los residuos de las

industrias relacionadas a colorantes se clasifican como

mutagenicidad moderada (Houk, 1992).

La estructura química de este tipo de colorantes, se

caracteriza por la presencia del grupo azo (-N=N-) como

cromóforo, asociados a grupos auxocromo de tipo amino o

Página | 17

hidroxilo. La fabricación de los colorantes azo tiene lugar

mediante la diazotación de una arilamina primaria,

obteniéndose la sal de diazonio. Cuando el grupo azo está

conjugado con dos anillos aromáticos, el compuesto que lo

contiene absorbe radiación electromagnética en el espectro

visible, por lo que presenta coloración intensa. Por esto son

empleados como colorantes en la industria textil, papelera,

alimentaria, etc. (Clarke y Kirner ,1941).

II.4 Tratamiento de riles textiles.

En el tratamiento físico-químico (coagulación, floculación,

adsorción en carbón activado y membranas, entre otros),

utilizado usualmente en las industrias textiles para remoción

de color de los efluentes, existe solamente transferencia de

fases de los poluentes y colorantes, sin resolver

esencialmente el problema, (R. N. Araújo.,2010) En las

plantas convencionales de tratamiento de aguas residuales

(PTARs) que utilizan sistemas biológicos, la presencia de

compuestos recalcitrantes se convierte en un factor

perjudicial. De manera general, las plantas de tratamiento de

efluentes operadas en las industrias consiguen atender los

valores de vertimientos correspondientes a la materia

orgánica biodegradable medida como DBO5; sin embargo, los

valores relativos a DQO (demanda química de oxígeno) y color

Página | 18

resultan más difíciles de cumplir. Los procesos biológicos

generalmente no remueven elementos recalcitrantes y consiguen

bajas reducciones de DQO y/o COD (carbono orgánico disuelto).

Inclusive, en la mayoría de los casos, altas concentraciones

de estos compuestos pueden inhibir el rendimiento y ser

tóxicos para la biota responsable de la remoción de los

contaminantes, con diversas consecuencias y efectos negativos

a los ecosistemas acuáticos, (C. B. C. Raj, H. L. Quen.,

2005)

De esta forma, los efluentes industriales que poseen

compuestos recalcitrantes presentan un desafío para los

sistemas de tratamiento biológico. Por los costos

relativamente más bajos, muchas industrias, aún optan por el

tratamiento de los efluentes basado en procesos biológicos

que permiten obtener eficiencias razonables (R. S. Freire y

col., 2000) Si observamos el panorama actual en nuestro país

es evidente que las plantas de tratamiento necesitan un

recambio tecnológico ya que si bien pueden cumplir la

normativa de descarga de sus efluentes estos contiene

compuestos no detectables por los análisis de rutina

realizados que son justamente los descritos en la normativa

actual.

En una revisión exhaustiva sobre la biodegradación de

colorantes textiles, se demostró que la mayoría de los

colorantes no muestran una biodegradación significativa en

medios aeróbicos y que la desaparición del color del efluente

Página | 19

se atribuye principalmente a la adsorción de las moléculas

intactas de colorante en el lodo (N. Pagga y D. Brown,

Chemosphere., 1986) .

Shaul y colaboradores concluyeron que muchos de los productos

de biodegradación de los colorantes azo pueden constituir

una fuente de sustancias tóxicas a través de sus productos

de degradación, tales como las aminas aromáticas. En

consecuencia, azo diazo tiazol triazina antraquinona

ftalocianina Tratamiento de residuos líquidos de la industria

de celulosa y textil el empleo de tecnología avanzadas de

pre- o post-tratamiento biológico puede constituir una

alternativa viable para la remoción de los colorantes

disueltos en un efluente textil.

II.5 Procesos de oxidación avanzada

Los procesos de oxidación avanzada (POA) se han desarrollado

para degradar compuestos orgánicos biorecalcitrantes en el

agua potable y los efluentes industriales. Casi todos los POA

se basan en la generación de especies reactivas o radicales

que degrada un amplio rango de contaminantes orgánicos de

forma rápida y no selectiva (Klavarioti et al, 2008)

En las últimas décadas las tecnologías de oxidación avanzada

se han consolidado como una alternativa eficiente en la

destrucción de sustancias tóxicas, incluyendo las orgánicas,

inorgánicas, metales o patógenos. En general en el

Página | 20

tratamiento de aguas las tecnologías de oxidación avanzada se

utilizan cuando los efluentes contaminados tienen una alta

estabilidad química y/o una baja biodegradabilidad (Poyatos.

J.M., 2010) Es cada vez más común la utilización de la

oxidación avanzada en los tratamientos terciarios y

especialmente en las plantas depuradoras de ciertas

industrias.

Estas tecnologías se han utilizado asimismo en la remediación

de suelos contaminados, aguas subterráneas superficiales y

sustancias gaseosas (Gogate P.R., 2005, USEPA).

La oxidación por persulfato activado es un proceso de

oxidación avanzada emergente para la degradación de

contaminantes orgánicos (Yang et al., 2008). Es la nueva forma

de oxidante que se utiliza actualmente para oxidación química

in situ (CIUO) para transformar las aguas subterráneas o los

contaminantes del suelo en sustancia menos dañinas (Huling y

Pivetz, 2006). La activación térmica (Huang et al, 2002;. Liang

et al, 2003;. Liang y Bruell, 2008), fotoquímica (Hori et al.,

2005) o a través de iones metálicos (Liang et al., 2004)

activan la descomposición del anión persulfato (S2O82-)

produciendo un poderoso oxidante conocido como el sulfato

radical libre (SO4. -) , (su potencial E0 varía entre 2,5 y

3,1 V) (Neta et al., 1988)

.

II.6 Persulfato – MW

Página | 21

El uso de la oxidación UV-persulfato es un método ya

reportado por diversos autores para la degradación de

contaminantes o como tratamiento de residuos industriales

líquidos, sin embargo, sólo unos pocos informes han discutido

la directa degradación de compuestos orgánicos tales como los

colorantes azoicos usando persulfato activado por radiación

de microondas (MW). El acoplamiento de MW a POA puede mejorar

sustancialmente el rendimiento de la degradación de varios

contaminantes orgánicos. Trabajos publicados han mostrado

mejoras entre 30 y 1300 %. Mejoras como aquellas

justificarían fácilmente los costos adicionales de capital y

electricidad (Nascimento et al., 2013).

Recientemente, las reacciones asistidas por microondas (MW)

están bien establecidas y han ganado popularidad como se

indica por una gran número de publicaciones (Kappe., 2004).

Las aplicaciones MW para tratar residuos (Abramovitch et al.,

1999;. Jones et al., 2002.; Xia et al, 2003; Bo et al., 2008) han

estado creciendo debido a que la calefacción a nivel

molecular de MW conduce a reacciones térmicas homogéneas y

rápidas (Menéndez et al., 2002).

Se ha reportado que las MW son un método atractivo para

activar persulfato, y por lo tanto a producir sulfato de

radicales libres SO4.- que es un potente oxidante y puede

degradar compuestos orgánicos eficazmente (Shiying, et al., 2009)

Página | 22

La descomposición térmica promovida (conocido como

"activación térmica") del anión persulfato en una fase acuosa

se muestra en la siguiente ecuación

S2O82- + Calor→2SO4

.-

( Ec.1)

En condiciones térmicamente mejoradas (es decir, la

temperatura 30-100 ° C), existen evidencias considerables

(Dahmani et al, 2006;Liang et al, 2008) que indican que S2O8 2 -

puede ser convertido en SO 4. - con un electrón desapareado.

Reacción de degradación de materia orgánica por el radical

sulfato es :

SO4.- + 1e- → SO4 2-

( Ec.2)

SO4 .- + RH → SO42- + RH.+

( Ec.3)

R.+ + O2 → CO2(g) + H2O(g)

( Ec.4)

Página | 23

III. HIPOTESIS:

Es posible decolorar eficientemente (sobre el 70%) el

efluente textil mediante el sistema S2O82 /MW

El sistema de tratamiento S2O82 /MW aumenta la

biodegradabilidad de el efluente textil.

IV. IV. OBJETIVO GENERAL

Evaluar el sistema S2O82-/MW como tratamiento de un efluente

textil.

V. V. OBJETIVO ESPECÍFICO

Estudiar los factores que inciden en la decoloración mediante

un análisis multivariado y obtener los óptimos para el rango

estudiado.

Determinar para el optimo, el grado de mineralización que

produce este proceso.

Evaluar la capacidad del sistema S2O82-/MW para aumentar la

biodegradabilidad del efluente

Página | 24

VI. METODOLOGIA

VI.1 Materiales y reactivos

Persulfato de potasio p.a (<=0.001%N) ENSURE® ACS Reag.Ph

Uer, Efluente textil de la empresa Crossville Fabric Chile

S.A, Test en cubetas DQO Spectroquant, Test en cubetas TOC

Spectroquant, Detectores OXITOP® TWT, Test en cubetas NO3

Aquamerck, Test de cloruro Merck Spectrocuant, microonda

daewoo Modelo Kor 23 Ms de 800 watts de potencia, reactor de

vidrio de doble cámara con sistema de refrigeración y

mangueras de alta resistencia de 8 mm de diámetro y GCB 902.

VI.2 Reacción de decoloración

Se realizó la decoloración del efluente utilizando persulfato

de potasio activado por microondas esto se llevo a cabo en un

reactor de vidrio de 500 ml de doble cámara y con

refrigeración constante, en rangos de tiempo controlados se

obtuvo una muestra que seanalizo utilizando el

Página | 25

espectrofotómetro Spectrocuant® modelo Pharo 300 (Merck), a

dos longitudes de onda determinadas experimentalmente.

VI.3 Análisis multivariado

Se realizó un análisis multivariado utilizando el programa

modde 7.0 para determinar los factores que inciden de mejor

manera en la degradación del efluente, que serán determinados

en experimentos previos. Se diseñará un modelo de análisis D-

optimal del que se obtuvo una matriz experimental de un

total de 16 experimentos, la variable respuesta fue la

remoción a dos longitudes de ondas seleccionadas

experimentalmente obteniéndose un polinomio de respuesta, la

superficie de respuesta y la validación estadística de estos.

VI.4 Determinación de Carbono Orgánico Total (COT)

Los compuestos que están conformados por carbono dentro de su

estructura molecular se oxidan mediante disgregación con H2SO4

y S2O82- este carbono es transformado a CO2. Este reacciona con

una solución indicadora cuya coloración se determina

fotométricamente. El carbón unido inorgánicamente (CO2

disuelto y aniones del acido carboxílico) es expulsado

Página | 26

previamente como gas después de acidificar. El procedimiento

es análogo a DIN 38401 A 51 e ISO 8466-1 para esto se utilizó

el kit en cubetas TOC Spectroquant

VI.5 Determinación de Demanda Química de Oxígeno (DQO)

Mediante el análisis de DQO, el cual se basa en la oxidación

de la muestra con una solución sulfúrica caliente de

Dicromato de Potasio y sulfato de plata como catalizador, se

determinó la mineralización del efluente. La DQO indica la

cantidad de oxígeno procedente del dicromato potásico que,

bajo las condiciones de trabajo del procedimiento indicado,

reacciona con las sustancias oxidables contenidas en 1L de

agua. (1mol de K2Cr2O7 corresponde a 1.5mol de O2). El

procedimiento es análogo a EPA 410.4,US. Estándar Methods

5220 D e ISO15705 se utilizó el kit en cubetas DQO

Spectroquant.

VI.6 Determinación de Demanda Bioquímica de Oxígeno

(DBO5)

Se realizó mediante la preparación de: una solución tampón

fosfato: esta se preparó mediante dilución a 1L de 8,5 g de

KH2PO4, 21,75 g de K2HPO4, 1,7 g de NH4Cl y 33,4 g de Na2HPO4 x

7 H2O, en donde el pH de dicha solución fue de 7,0, luego se

hicieron diluciones de 13,7 g de CaCl2 en 100 mL de H2O

destilada, 11,25 g de MgSO4 x 7 H2O en 100 mL de H2O y 0,125

Página | 27

g de FeCl3 en 100 mL de H2O. Finalmente se tomó 1 mL de cada

solución y se diluyó en 100 mL de agua ultra pura, la

preparación de la botella de reacción consistió en una

botella ambar de 300 mL se colocó 1 mL de agua de dilución, 4

ml de solución tampón, 97 mL de muestra y 1 mL de bacteria

(caldo de cultivo de Pseudomona aeruginosa), además se añadió 3

pastillas de NaOH en la boquilla de la botella de reacción,

para la medición se procedió por medio del método oxitop se

tapó la botella con el oxitop ( sensor de presión parcial de

oxígeno) y se colocó en agitación constante a 20 ºC y

oscuridad durante 5 días. Este análogo Standard Methods 5210

D y se expresan los resultados en mgO2L-1.

VI.7 Determinación de persulfato

Para la determinación de la cantidad de Persulfato existente

en la muestra se realizó una medición espectrofotométrico de

yodo (I2) a 351nm Para ello se confeccionó una curva de

calibrado utilizando diferentes soluciones de persulfato con

concentraciones desminadas por experimentos previos

preparadas a partir de una solución madre de este compuestos

de 10 mM. De estas soluciones se tomo 0.1 ml de cada una y

son aforadas a 10ml, de esta nueva solución diluida se tomo

ahora 1 ml y se agrega a un matraz aforado de 10 ml y se le

adicionan 0.004 g de NaHCO3 y 0.8 g de KI y con esto hecho se

Página | 28

aforan los matraces, luego se esperan 15 min para que se

produzca la reacción de formación del complejo,

posteriormente se analizan las muestras en un espectrofometro

Spectrocuant modelo Pharo 300 (Merk) a los 351 nm.

A partir de la curva de calibrado se obtiene la ecuación de

la recta que es la que se utiliza para determinar la

concentración PMS de la muestras reales.

Para el análisis de una muestra de degradación, se toma 0.1

ml de la solución a un tiempo determinado y se afora a 10 ml.

Posteriormente se tomo de la solución diluida 1 ml que es

agregado a un matraz de 10 ml y se le agregan 0.004g de

NaHCO3 y 0.8 g de KI, se aforan los matraces, y se esperan

los 15 min de reacción. Finalizado el tiempo se realizó la

medición espectrofotométrica a los 351 nm.

Se podrá determinar la concentración persulfato que existe en

las muestras analizadas interpolando al valor de absorbancia

a cada muestra en la cura de calibrado (chenju L. et al, 2008).

VI.8 Determinación de cloruros

Se determinó la concentración de iones cloruros en el

efluente por medio de kit cloruro spectroquant® los iones

cloruro reaccionan con tiocianato de mercurio (II) dando

cloruro de mercurio (II) poco disociado. El tiocianato

Página | 29

liberado forma con iones hierro (III) tiocianato de hierro

(III) que se determina espectrofotométrica mente el

procedimiento es análogo a EPA325.1 y US standard methods

VI.9 Determinación de Nitratos

El metodo consiste en que los nitratos, en solucion sulfurica

y fosforica, forman con 2-6-dimetilfenol el compuesto

anaranjado 4-nitro-2,6-dimetilfenol que se determina

fotometricamente (procedimiento analogo a DIN 38405 D9 o

resp. ISO 7890/1).

VI.10 Determinación de hierro

Se determinó la concentración de hierro por medio de método

de curva de calibrado usando espectrometría de absorción

atómica utilizando el equipo GCB 902 a condiciones de

lámpara de 10 m.A, flama de oxido nitroso – acetileno,

longitud de onda 248 nm, ancho de rendija 0.2 nm y con una

sensibilidad de detección de 0.05 ppm.

Página | 30

VI.11 Determinación de Calcio

Se determinó la concentración de calcio por medio del método

de curva de calibrado utilizando espectrometría de absorción

atómica utilizando el equipo GCB 902 a condiciones de

lámpara de 7 m.A y una flama de aire– acetileno, longitud de

onda 222.7 nm, ancho de rendija 0.5 nm y con una sensibilidad

de detección de 0.02 ppm.

Página | 31

VII. RESULTADOS Y DISCUSIÓN

VII.1 Análisis preliminares

Se determinó el espectro de absorción del efluente textil

utilizando el espectrofotómetro Spectrocuant® modelo Pharo

300 (Merck), sin embargo dada la naturaleza del efluente se

decidió utilizar solo el segmento correspondiente a la

emisión visible con la finalidad de encontrar los picos de

absorción más significativos en el rango de longitud de onda

entre 400 y 900 nm.

En la figura 1 se puede observar el espectro de absorción del

efluente textil

Página | 32

240 340 440 540 640 740 840 9400

0.1

0.2

0.3

0.4

0.5

0.6

0.7

0.8

Longitud de onda (nm)

Absorbancia

Figura 1: Espectro de absorción desde los 280 nm a los 900 nm

de efluente suministrado por Crossville S.A.

De acuerdo a lo observado no existen picos claramente

representativos en el espectro visible lo que tiene estricta

relación con que el efluente está compuesto por una mezcla

indeterminada de colorantes, esto como resultado de un

proceso de relavado de fibras en las que se usó distintas

combinaciones y concentraciones de tientes que mas que estar

definidas por un protocolo establecido dependen directamente

de las demandas del mercado textil, cosa que dificulta la

detección de un color predominante. En consecuencia se

decidió utilizar dos longitudes de trabajo 696nm y 513nm ya

que estos representan ligeros saltos en la absorbancia

Página | 33

De acuerdo a los datos entregados por la textil de origen

Crossville fabric chile S.A el colorante predomínate en el

proceso de teñido de las fibras es el Negro Lanasol cuya

longitud de onda se encuentra alrededor de los 690 nm. Esta

información no se ve representada en el espectro de absorción

del efluente, que como ya fue mencionado, no muestra picos

claramente definidos. Sin embargo la longitud a la que se

detecta este colorante está significativamente cercana a las

pequeñas variaciones que serán usadas como respuesta de la

remoción del color

VII.2 Caracterización del efluente

Para establecer condiciones de referencia previas al

tratamiento se realizó una caracterización química del

efluente donde se detectaron y cuantificaron analitos que de

acuerdo a la literatura pueden influenciar la reacción de

decoloración, el proceso de mineralización o las mediciones

fotométricas.

A continuación se presenta en la Tabla 1: Caracterización

química del efluente textil un resumen de los analitos

detectados y las condiciones de referencia iniciales para los

ensayos de mineralización y biodegradabilidad

Página | 34

Tabla 1: Caracterización química del efluente textil

Análisis Valor

Cl- 30,9 mg/L

Fe total 0,36 mg/L

Ca total 1,68 mg/L

DQO 1290 mg/L

TOC 480 mg/L

Biodegradabilidad (DBO5/DQO) 0,217

VII.2.1 Influencia del Cl-

Numerosas investigaciones han reportado que la presencia de

cloruro podría disminuir la eficiencia de los POAs (Lachheb

et al., 2002) como es el caso descrito para el radical hidroxilo

• OH (2,8 V) que puede oxidar el Cl- a especies de cloro

menos reactivos , Cl2/2Cl- ( 1,36 V ) y HOCl/Cl- (1,48 V ).

Sin embargo estudios más recientes indican que las

concentraciones más altas de cloruro (> 50 mM ) en conjunto a

POAs basados en oxidación por medio de radicales sulfato

(SO4 •-) podrían aumentar la tasa de decoloración de un

colorante AZO , aunque el mecanismo subyacente de reacción

aún no ha sido bien dilucidado (Z.H. Wang et al., 2011).

Por su parte Yuan y col (2011) reportaron que el efecto del

ion cloruro entre 0,005 y 5mM muestran una disminución en la

decoloración de colorantes azo por medio de POAs que utilizan

Página | 35

el radical sulfato como oxidante a demás reporta que existe

una disminución en la mineralización de los colorantes dada

la formación de intermediarios clorados, la presencia de

estos compuestos intermedios órgano halogenados es factor

importantísimo a la hora de establecer la viabilidad de un

sistema de tratamiento, dada su toxicidad y características.

La formación de estos compuestos tiene una estrecha relación

al hecho de que los átomos de cloro son electrofílicos (el

elemento es electronegativo y Cl • puede dar fácilmente un

electrón para completar su octeto) y, por lo tanto, pueden

añadirse fácilmente al doble enlace de compuestos orgánicos.

Ya se ha observado la formación de AOX en otros sistemas POA

tales como reacción de Fenton (Muthukumar et a., 2007) y de

reportado por Kiwi y col (2000) quienes informaron la

producción de AOX en la degradación del colorante AO7 usando

Fenton y foto - Fenton debido a las reacciones en cadena de

radicales de iones cloruro con radicales hidroxilo.

En la presente investigación se observo el comportamiento de

la concentración del ion cloruro presente el efluente a

distintos tiempos de tratamiento con el sistema persulfato/MW

por medio de kit cloruro spectroquant® el cual se detecta

espectrofotométricamente, el procedimiento es análogo a

EPA325.1 y US standard methods.

Página | 36

Tiem po (m in)0 20 40 60 80 100 120 140

Cl

- mg/L

20

25

30

35

40

tiem po vs Cl-

Figura 2: Variación del ion cloruro presente en el efluente

durante 120 min de tratamiento

Como se observa en la tabla 2 el ion cloruro se encuentra

disponible en el efluente presentado una concentración de

0.87 mM (30,9 mg/L), es decir se encuentra en el rango

descrito por Yuan y col (2011) quienes reportaron que el

efecto del ion cloruro entre 0,005 y 5mM muestran una

disminución en la decoloración y en la mineralización de

colorantes azo dada la formación de intermediarios clorados

sin embargo en la figura 1 se observa que no se detectan

variaciones significativa de la concentración de iones

cloruros durante los 120 min de tratamiento por lo que su

Página | 37

participación en la reacción es descartada como factor de

influencia significativa en decoloración o en la disminución

de la mineralizacion por formación a intermediarios AOX .

VII.2.2 Detección e Influencia Fe2+

La detección de hierro en el efluente se procedió por medio

de la fabricación de una curva de calibrado utilizando un

estándar de hierro usando espectrometría de absorción

atómica a condiciones de lámpara de 10 m.A, flama de oxido

nitroso – acetileno.

Se detectó la presencia de 0,36 mg/L de Fe en el efluente .

Este metal en su forma Ferrosa (Fe2+) ha sido ampliamente

estudiado como metal activador en diversos procesos de

oxidación avanzada para tratar contaminantes orgánicos en el

agua, esto principalmente por su comportamiento como metal

divalente. Estos metales se oxidan por una transferencia de

electrones hacia el ion persulfato al producir radicales

intermediarios (Lente et al, 2009).

Si el Fe (II) se emplea como activador la reacción global

entre hierro y PS se describe por la ecuación 5 :

S2O82- + Fe2+ → Fe 3+ + SO4

2- +SO4.-

(5)

Sin embargo solo se consideró la detección inicial de este ya

que su influencia ha sido ya ampliamente estudiada y para

Página | 38

términos de factibilidad de aplicación real del tratamiento

persulfato/MW la presencia de este en los efluentes textiles

significa una ventaja pero no se considera en la optimización

del proceso ya que variar la concentración de este ion en el

efluente a tratar considera gastos operacionales que

encarecen la aplicación del sistema de tratamiento por lo que

se decide no variar la concentración y descartarlo como

factor en la matriz experimental.

VII.2.3 Detección e Influencia del Ca2+

Se detecto la presencia de 1,86 mg/L de calcio en el

efluente. La presencia de calcio (Ca2+) en el efluente

significó un problema considerable dado que al transcurrir el

tiempo de tratamiento se observaba un precipitado de color

blanquecino el que fue atribuido la precipitación por efecto

de la disponibilidad de iones SO42- y CO3

2- cuyas constates de

producto de solubilidad Kps son 2,0*10-4 y 4.8*10-9

respectivamente. Estos iones se encuentra en la solución

producto de la reacción de los radicales sulfato con la

materia orgánica y la mineralización de esta a CO2 cuyo

equilibrio en fase acuosa esta descrito por las ecuaciones 6,

7,8 y 9. Este precipitado enturbia la muestra lo que provoca

interferencia en la lectura de la señal del espectro

fotómetro uv – visible lo que se tradujo en la necesidad de

centrifugar las muestras luego de los ciclos de tratamiento

por 8 min a 6000 revoluciones para eliminar la turbiedad.

Página | 39

CO2 (g) + H2O ↔ CO2 (ac) + H2O (6)

CO2 (ac) + H2O ↔ H2CO3 (7)

H2CO3 + ↔ H+ + HCO3− (8)

HCO3− ↔ H+ + CO3

2-

(9)

Previo a la detección realizó por medio de espectrometría de

absorción se realizó un ensayo cualitativo con HCl. Esto

permitió identificar cualitativamente la presencia de calcio

en el efluente.

VII.3 Variación e Influencia del pH

Se realizo un estudio de seguimiento del comportamiento delpH a lo largo de la reacción de mineralización los resultadosde este análisis se expone a continuación

En la Figura 3 se presenta la Figura 3: Variación de pH de la

solución tratada en el tiempo (0, 10, 20, 40, 60 min ), de

esta no se observa variaciones significativas en el pH (≤ 1

punto de pH) es decir que el pH se mantiene durante la

reacción de decoloración manteniéndose neutro de principio a

fin.

Página | 40

0 10 20 30 40 50 60 701

3

5

7

9

11

13

TIEMPO (min)

pH

Figura 3: Variación de pH de la solución tratada en el tiempo

(0, 10, 20, 40, 60 min )

Para determinar el potencial efecto del pH en la decoloración

del efluente se realizó un análisis preliminar de la

decoloración del efluente a 3 distintos pH, registrando la

variación de sus absorbancias a las longitudes de onda de

trabajo seleccionadas, todo esto en condiciones de 1 mM de

persulfato

Las figuras 4 y 5 nos muestran que no existe una clara

influencia del pH sobre la decoloración ya que no es posible

establecer una tendencia y dado que el efluente presenta un

pH cercano a neutro a lo largo de la reacción, no se

considera como un factor a considerar en la matriz

experimental, dado que la poca variación y neutralidad del pH

Página | 41

a lo largo del tratamiento es una condición favorable para

aplicación real de este tratamiento a gran escala dado que no

necesita neutralización de las aguas para su descarga o

reutilización.

Figura 4: Variación en la decoloración del efluente a

distinto pH seguido a 513 nm en condiciones de 1mn de

persulfato a distintos tiempos de reacción en el reactor de

microondas.

Página | 42

Figura 5: Variación en la decoloración del efluente a

distinto pH (4,03, 6,8, 9,3) seguido a 696nm en condiciones

de 1mn de persulfato a distintos tiempos de reacción en el

reactor de microondas

VII.4 Concentración de oxidante y tiempo

Para la determinación del rango de concentraciones de

persulfato que se utilizará se realizaron 3 diferentes

pruebas donde se varió la concentración de oxidante y se

Página | 43

determinó cual de las degradaciones producía mayor

variabilidad entre y dentro de las pruebas.

De las figuras 6 y 7 expuestas anteriormente se observa que

existe una clara variabilidad de la decoloración a distintas

concentraciones de persulfato lo que nos dice que es un

factor a considerar para el diseño experimental con el fin de

determinar las condiciones optimas para la degradación del

efluente por medio del sistema persulfato/MW. Esto se

observa tanto para la respuesta a 513 nm como para la

respuesta a 696 nm. Además es posible identificar una

variabilidad aceptable entre las tres concentraciones

utilizadas, siendo seleccionadas como niveles para el factor

persulfato las concentraciones de menor magnitud, dado que

una menor utilización de reactivos aumenta la viabilidad de

aplicación a escala real además estas presentan una mayor

diferencia en la disminución de la coloración del efluente

entre sí.

Los rangos para el factor tiempo se obtuvieron de los

descrito por las figuras 5 y 6, ya que la mayor pendiente se

encuentra entre los 10 y los 30 minutos. Posterior a este

tiempo se observa una tendencia constante lo que se resume en

una menor variabilidad entre los datos.

Página | 44

Figura 6: Influencia de la variación de persulfato en la

degradación a longitud de onda de 513 nm de un efluente

textil.

Página | 45

Figura 7: Influencia de la variación de persulfato en la

degradación a longitud de onda de 696 nm de un efluente

textil.

Página | 46

VII.5 Diseño de la matriz experimental

En la tabla 2 se entregan los factores que se usaran para la

obtención del optimo de decoloración con sus respectivos

niveles y unidades, estos fueron utilizados para la

confección de la matriz experimental descrita en la tabla 3.

Tabla 2: Condiciones experimentales obtenidas a partir delas pruebas preliminares.

Factores Niveles Unidades Respuestas

Tiempo 10,20,30 minutos % rem(513 nm)

Persulfato 1,3,5 mM % rem (696

nm)

Tabla 3: Matriz experimental

Exp

No

Persulfato

(mM)

Tiempo

(min)%REM 513 nm %REM 696 nm

1 1.00 10.00 46.00 48.62

2 3.00 10.00 48.62 59.78

3 5.00 10.00 52.70 65.85

4 1.00 20.00 56.10 70.00

5 3.00 20.00 61.37 80.80

6 5.00 20.00 66.46 87.95

7 1.00 30.00 50.34 70.00

8 1.00 30.00 59.01 80.29

9 3.00 30.00 68.01 86.29

10 5.00 30.00 76.97 97.00

11 5.00 30.00 79.09 99.78

Página | 47

12 1.00 10.00 43.98 50.00

13 5.00 10.00 53.00 66.90

14 5.00 30.00 77.06 98.50

15 5.00 30.00 76.96 96.00

16 5.00 30.00 70.00 87.00

De la tabla 3 se observa que la mejor decoloración se obtuvo

a los 30 min y a una concentración de persufato de 5 mM tanto

para la respuesta a 513 nm como a 696.

VII.6 Validación estadística del método

Para establecer la valides del modelo utilizado para la

respuesta a 513 nm se determino la validación estadística de

este por medio del software Modde 7.0. los resultados de los

análisis realizados se describen a continuación.

En la figura 7 se observa que no existe una diferencia

significativa entre los valores observados y los valores

predichos que sea atribuibles a la desviación estándar de los

resultados. Este modelo estadístico, establecido mediante la

matriz experimental descrita en la tabla 3, posee una alta

reproducibilidad con un coeficiente de regresión de 0,954

valores que se obtiene del cociente entre la suma de

cuadrados debida a la regresión y la suma de cuadrados

totales. Este valor es muy cercano a 1, es decir la relación

lineal que existe entre las variables es casi exacta, no hay

Página | 48

variación significativa con respecto a la tendencia central y

por lo tanto puede ser reproducido sin problema.

En lo que respecta al valor de R ajustado o R2 Adj. 0,937

observamos que también es cercano a 1. Este valor se utiliza

para determinar el ajuste de la regresión con relación alos

datos dado que que se consideran dos variables

independientes, Del mismo modo el valor Q2 o valoración

cruzada corresponde a 0,898, este valor representa la

capacidad del modelo de predecir uno de los datos por medio

de los demás.

En lo que respecta a la validación (barra de color amarillo)

se observa que existe validez significativamente alta ya que

es de mayor envergadura que los valores obtenidos de Q2 y R2

dado que para obtener la validez del modelo se compara la

diferencia entre cualquier punto, la media y la diferencia

entre los últimos tres puntos obtenidos en la matriz que son

básicamente la reproducibilidad del método.

Página | 49

Q2 R2 Validez Reproducibilidad

Figura 8: validación estadística para 513 nm

VII.7 Análisis de varianza de la regresión a 513nm

A continuación se describe el análisis de ANDEVA o Análisis

de Varianza (la tabla de ANDEVA se presenta en el Anexo 2),

que nos muestra la validación estadística del modelo.

Para que el modelo se valide por este medio es necesaria

la comparación del valor de F Experimental (4,11) = 56,8239

obtenido de la ecuación Ec. n F (4,11) ´= CM residual/CM total y el

F de tabla (4,11) = 3,357 .De esta comparación se determina que

el F Exp. (4,11) > F tabla (4,11) y probabilidad asociada es p α=0.05<

0,001 es decir, los residuales son despreciables.

Página | 50

Por otra parte el F Experimental (4,7) = 0,2572 obtenido de la

ecuación ec n F(4,7) ´= CMFalta de ajuste/CMerror puro, se compara con

el F de tabla (4,7) = 4,120.

De esta comparación se determina que: F Exp. (4,7) > F tabla (4,7), la

probabilidad asociada es p α=0.05= 0,896 es decir, no existe

error sistemático en el modelo.

VII.8 Polinomio de respuesta para respuesta a 513 nm

El polígono de respuesta o ecuación polinomica de respuesta

nos permite cuantificar la magnitud del efecto tanto de tipo

lineal como cuadrático esta se presenta a continuacion

Y% = 79,58 (+2,17) + 9,43(+ 1,09) X 1 + 13,80 (+1,09) X2 -

7,56 (+2,42) X2 2

Y = % de decoloración medida a 513 nm

X1 = Concentración de persulfato

X2 = Tiempo

En la figura 9 se observan los factores obtenidos a partir

del polinomio de respuesta para 513 nm, en esta se muestra

claramente que el factor tiempo tiene un efecto positivo en

Página | 51

la degradación y de mayor significancia que el efecto

asociado al persulfato que también es positivo.

En lo que respecta a la interacción entre el tiempo y el

persulfato se observa que existe un efecto significativo y

positivo en la decoloración del efluente por lo que podemos

inferir un efecto sinérgico al aumentar simultáneamente estos

factores, lo que se evidencia claramente en la matriz donde

ya que el máximo de decoloración se obtiene con las

concentración más alta de persulfato y a los 30 min de

reacción.

En lo que respecta al efecto cuadrático del tiempo podemos

observar que este presenta un efecto negativo y de magnitud

significativa, esto quiere decir que la influencia del tiempo

no es permanente ya que si proyectamos la reacción hacia el

infinito, el efecto del tiempo alcanza un máximo en el optimo

y luego deja de ser un factor a considerar esto se podrá

observar más claramente con las superficies de respuesta.

Página | 52

Figura 9: Efecto de los factores en el polinomio de respuesta

para 513 nm

La figura 10 muestra la linealidad existente entre los

valores predichos y observados con una tendencia lineal

determinada por un valor de coeficiente de regresión R2=

0,954 lo que nos dice que el modelo se ajusta de manera

optima a la linealidad ideal R2= 1

Figura 10: Valores predichos vs. Observados para la respuesta

a 513nm. A partir del polinomio de respuesta estadístico

La figura 11 muestra la inexistencia de una diferencia

significativa entre los valores observados y predichos,

que sea atribuibles a la desviación estándar de los

resultados en este caso para la respuesta a 696 nm, El modelo

estadístico para 696 nm, establecido mediante la matriz

Página | 53

experimental posee una alta reproducibilidad con un

coeficiente de regresión de 0,96 valor que se obtiene del

cociente entre la suma de cuadrados debida a la regresión y

la suma de cuadrados totales. Este valor es muy cercano a 1,

es decir la relación lineal que existe entre las variables es

casi exacta, no hay variación significativa con respecto a la

tendencia central y por lo tanto puede ser reproducido sin

problema este valor presenta una magnitud mayor que el

coeficiente para la respuesta a 513nm.

Del valor de R ajustado o R2 Adj correspondiente a 0,95

observamos que este también es cercano a 1. Del mismo modo

el valor Q2 o valoración cruzada que corresponde a 0,935

siendo este último del mismo modo anterior significativamente

cercano a 1, este valor representa la capacidad del modelo de

predecir uno de los datos por medio de los demás.

En lo que respecta a la validación (barra de color amarillo)

se observa que existe validez significativa y de mayor

envergadura que para la respuesta a 513 nm dado que para

obtener la validez del modelo se compara la diferencia entre

cualquier punto y la media, y la diferencia entre los últimos

tres puntos obtenidos en la matriz que son básicamente la

reproducibilidad del método que para este caso es

considerablemente alta.

De la figura 11 es posible observar que la validez,

reproducibilidad, Q2, R2 son significativamente aceptables.

Página | 54

Figura 11: Validación estadística para 696 nm

VII.9 Analisis de varianza de la regresión a 696nm

La valides estadística del modelo se comprueba estadística

mente por medio de un análisis de varianza.

Para que el modelo se valide por este medio es necesaria

la comparación del valor de F Experimental (3,12) =

95,6182obtenido de la ecuación Ec. n F (3,12) ´= CM residual/CM

total y el F de tabla (3,12) = 3,77 de esta comparación se

determinó que el F Exp. (3,12) > F tabla (3,12) y la probabilidad

asociada es p α=0.05= 0,000 es decir, los residuales son

despreciables por lo que el modelo es valido

Si comparamos F Experimental (3,7) = 0,1164 obtenido de la

ecuación ec n F(3,7) ´= CM residual/CM total, con el F de tabla (3,7)

= 4,16 se obtiene que : F Exp. (3,7) > F tabla (3,7), con una

Página | 55

probabilidad asociada de p α=0.05= 0,985 es decir, no existe

error sistemático en el modelo.

VII.10 Polinomio de respuesta respuesta a 696nm

La ecuación de modelado fue desarrollada a partir del diseño

experimental con respecto a la influencia de cada

variable .Por lo tanto, la expresión polinomial o ecuación

polinomica representa una relación empírica entre la

respuesta y las variables donde Y representa la decoloración

medida en términos de porcentaje y X1 y X2 la influencia de

los factores medidos en el modelo experimental

Y% = 79,58(+2,17) + 9,29 (+1,13) X 1 + 13,66 (+1,13) X2 -

7,69 (+2,49) X2 2

Y = % de decoloración medida a 696 nm

X1 = concentración de persulfato

X2 = tiempo

Página | 56

De la figura 12 se puede observar que el factor tiempo tiene

un efecto positivo en la degradación y de mayor significancia

que el del persulfato que también es positivo. En lo que

respecta al efecto cuadrático del tiempo tal como fue el caso

para la respuesta a 513 nm podemos observar que presenta un

efecto negativo de importante significancia, esto quiere

decir que la influencia del tiempo no es permanente y luego

de alcanzar el óptimo este factor deja de influenciar la

decoloración.

Figura 12: Efecto de los factores en el polinomio de

respuesta para 696 nm

En la Figura 13 se muestran que la linealidad existente

entre los valores predichos y observados presenta una

tendencia lineal determinada por un valor de coeficiente de

Página | 57

regresión R2= 0,961 esto que decir que existe buena

correlacion entre los valores observados y los predichos por

el modelo.

Figura 13: Valores predichos vs. Observados para la respuesta

a 699nm. A partir del polinomio de respuesta estadístico.

VII.11 Superficies de respuestas

A continuación se presentan las superficies de respuesta para

ambas longitudes de onda:

Página | 58

Figura 14: Superficie de respuesta 513 nm

De acuerdo a lo predicho por la superficie de respuesta, la

mejor degradación para la respuesta a 513 nm es 34 min y 4,98

mM correspondiente a 77% de remoción.

Figura 15: Superficie de respuesta para 696 nm

Página | 59

De acuerdo a lo que predicho por la superficie de respuesta,

la mejor degradación se lleva a cabo en 4,99 mM y 29,99 min

alcanzando un 96% de remoción.

De acuerdo a lo descrito tanto en la figura 13 como en la

figura 14 se observa la tendencia expresada en el polinomio

de respuesta por la influencia cuadrática negativa del tiempo

se traduce como una influencia limitada dado que una vez

transcurrido el tiempo optimo de degradación deja de ser un

factor en la decoloración del RIL en estudio, esto se observa

en las superficies de respuesta de ambos óptimos.

La mejor decoloración se obtuvo en la superficie de respuesta

medida a 696 nm que alcanzó una decoloración del 96 % y de

acuerdo a los resultados obtenidos en la validación

estadística para ambas respuestas dispuestas en las figuras 7

y 9 el modelo asociado a la respuesta a 696 nm tiene una

reproducibilidad y validez estadística mayor que su homóloga

a 513 nm es por esto que el optimo calculado para esta

respuesta será el utilizado para realizar los cálculos de

mineralización.

Página | 60

VII.12 Estudio de mineralización

VII.12.1 COT. Carbono orgánico total

El carbono orgánico total es la suma del carbono orgánico

disuelto (COD) y el carbono orgánico particulado (COP)

(Eguía, 1998). El carbono orgánico disuelto, que ejerce una

demanda de oxigeno en el agua, a menudo esta en forma de

sustancias toxicas para el hombre y es indicador general de

contaminación en el agua. Por consiguiente su medida es

bastante importante. La medida del carbono orgánico total COT

(TOC total organic carbón), se considera, en la actualidad,

como el mejor medio para evaluar el contenido orgánico de una

muestra de agua. La medida de este parámetro se ha facilitado

por medio del desarrollo de métodos que, en su mayoría oxidan

totalmente el material orgánico disuelto para producir

dióxido de carbono. La cantidad de dióxido de carbono

generada en dicha oxidación se toma como una medida del COT

(Manahan, 2007).

En la figura 16 se observa la disminución del 91,2% del

carbono orgánico total en los intervalos de tiempo de

exposición al tratamiento a condiciones optimas de en un

tiempo de 120 min. Los resultados de las mediciones

establecen que existe una disminución del carbono orgánico

total del efluente luego de ser tratado con el sistema

Página | 61

http://www.google.cl/search?hl=es&tbo=p&tbm=bks&q=inauthor:%22Emilio+Egu%C3%ADa+L%C3%B3pez%22


persulfato/microondas que puede ser subdividido en tres

etapas.

La primera etapa se observa en el intervalo de 0 a 15 min en

esta ocurre una remoción del 57,3% del carbono orgánico total

COT. En lo que respecta a la segunda etapa durante el

intervalo de tiempo entre los 30 y los 90 minutos se observa

una mineralización con una menor pendiente con promedio de

mineralización de 69.4 %del COT y por ultimo en los minutos

finales se observa una mineralización del 91,2 % del total de

carbono orgánico lo que se observa en la figura como un

aumento en la pendiente de la curva. Lyman y col. (2005)

informaron que la degradación de compuestos orgánicos por

medio del reactivo Fenton puede ser dividido en tres etapas

distintas: primaria, aceptables y finales.

La etaoa denominada degradación primaria provoca cambios

estructurales en la matriz de los compuestos que pueden

mejorar la biodegradabilidad, en la etapa denominada como

disminución aceptable se reduce la toxicidad, y por ultimo la

etapa denominada degradación de COT final da lugar a la

mineralización completa de los compuestos orgánicos a dióxido

de carbono, agua y otros compuestos inorgánicos. Es posible

observar en la figura 14 una tendencia similar del

comportamiento del carbono orgánico total donde es posible

identificar tres etapas claramente demarcadas en la curva de

lo que se podría inferir que sigue un comportamiento similar

al descrito para el reactivo Fenton.

Página | 62

Dada la alta disminución del carbono orgánico total es

posible observar que existe mineralización promovida por el

sistema persulfato –MW esto nos dice que existe poca

posibilidad que se formen compuestos órgano clorados como

intermediarios por la presencia de cloruros en el efluente.

Figura 16: Carbono orgánico total disponible en la

degradación expresada en mg/l de carbono a diferentes tiempos

de reacción a condiciones óptimas de 5mM de persulfato.

VII.12.2 DQO. Demanda química de oxigeno

Otro parámetro utilizado para hacer mediciones de la

mineralización de el contenido de carbono orgánico disuelto

en un efluente de origen industrial es la demanda química de

oxigeno, este parámetro reporta en mg/L de O2 la materia

Página | 63

oxidable presente en una determinada muestra (Domènech et al.,

2006)

De la figura 17 se observa que la disminución más

significativa de la demanda química de oxigeno ocurre en los

primeros 30 minutos esta alcanza un 66,3 %. En el intervalo

de 30 a 60 minutos se observa una diferencia en la

mineralización de tan solo 2 % alcanzado un 68 % En lo que

respecta a los minutos finales se observa un leve aumento en

la pendiente de la curva alcanzada en el intervalo de 60 a

120 min donde se produce una dimisión del 77,9 % de la DQO

inicial

De lo aterior es posible inferir que existe una evidente

relación con las etapas descritas para la disminución del

TOC.

Por otra parte la demanda química de oxigeno disminuye

significativamente menos que el carbono orgánico total, este

fenómeno ya ha sido reportado por Torrades y col. (2004) en

la degradación de colorantes que contienen triazina

utilizando el proceso de oxidación avanzada foto-Fenton,

también ha sido reportado en trabajos anteriores que

Crossville Fabric Chile S.A utiliza colorantes azo que

contienen el grupo triazina como por ejemplo el rojo cibacron

y rojo diamaren.

Página | 64

http://www.google.cl/search?hl=es&tbo=p&tbm=bks&q=inauthor:%22Xavier+Dom%C3%A8nech%22

Figura 17: Determinación de la Demanda Química de Oxigeno

VII.12.3 Determinación de la formación de nitratos

Si bien los nitratos no constituye un parámetro para la

descarga de los efluentes industriales a cuerpos de agua (D.S

90/2000), en el marco de la presente investigación la

determinación y el seguimiento de este compuesto durante la

decoloración y posterior mineralización cobra impórtate

significancia, esto ya que el estudio de este parámetro

establece una medida de la mineralización del nitrógeno

aportado por los colorantes azo, además la medición de los

nitratos es propuesta como método indirecto por la presente

Página | 65

investigación para esclarecer la naturaleza de la diferencia

significativa existente entre la mineralización de carbono

medida por medio del ensayo de carbono orgánico total TOC y

la mineralización total establecida por la Demanda Química de

Oxigeno.

La importancia de establecer si existe una mineralización

completa o parcial de los nitratos radica en la posible

formación de compuestos intermediarios nitrogenados tales

como las triazinas que como ya se menciono anteriormente son

compuestos altamente complejos, difícilmente biodegradables y

pueden ser tóxicos. Es por esto que usando el test

Spectroquant ® para la detección de nitratos se determino si

el tratamiento usando Persulfato activado por medio de

microondas produce mineralización del nitrógeno proveniente

estos colorantes. Los resultados a distintos tiempos se

presentan en la figura 18.

De la figura 18 se observa que hasta los 60 minutos no se

observan variaciones significativas en los nitratos

existentes en el efluente, sin embargo, luego de este tiempo

se observa una formación considerablemente alta de nitratos

entre los 60 y 80 minutos, la cual se mantiene en el tiempo

restante hasta los 120 min. De acuerdo a lo planteando por

Xavier Florenza y col en su estudio de la relación entre la

decoloración, la mineralización y productos en la degradación

del colorante azo Acid Red 1 usando distintos métodos de

Página | 66

oxidación, el mecanismo por el cual se mineraliza este

colorante azo lleva a la formación de intermediarios

nitrogenados los que posteriormente producen NH4+ y NO3

-

estando este ultimo en menor proporción(entre 10,5 y 16,5%),

la formación de estos compuestos corresponde a

aproximadamente al 60% del nitrógeno total. En lo que

respecta al 40% restante puede liberarse como nitrógeno

molecular N2 es decir solo una fracción del nitrógeno se

oxida por lo que es posible que un fenómeno similar a este

sea el responsable de la diferencia en los porcentajes de

mineralización del Carbono orgánico total y la DQO ya que a

diferencia del carbono el nitrógeno puede estar formando

compuestos parcialmente oxidados.

Figura 18: Determinación de Nitratos

Página | 67

VII.13 Determinación de persulfato

Para corroborar que la totalidad del oxidante está siendo

utilizado en la reacción de oxidación se realizó un ensayo de

yodometria en un tiempo de 120 min tomando muestras cada 15

min y siendo analizadas espectrofotométricamente cuyos

resultados se presentan en la figura 19.

De la figura 19 se observa que en los primeros 15 min existe

un mayor consumo de persulfato correspondiente al 59,52%. En

los intervalos posteriores se observa una disminución con una

pendiente significativamente menor en relación a los primeros

minutos alcanzando a los 120 min un 89,4 % es decir, 0,527mM

remanente.

Página | 68

Figura 19: Disminución de la concentración de persulfato amedida que transcurre la degradación a una concentración de5mM de persulfato.

VII.14 Ensayos de biodegradabiliad

Para determinar si existen variaciones en la

biodegradabilidad del efluente es necesario realizar ensayos

usando microorganismos adecuados para establecer una medida

de la fracción biodegradable inicial y posterior a la

decoloración del efluente, esto se realiza por medio de

mediciones del consumo de oxigeno por parte de estos

microorganismos. A continuación se presentan los resultados

de dichos ensayos:

Página | 69

VII.14.1 Demanda Bioquímica de Oxigeno

La de manda bioquímica de oxigeno o DBO5 es una medida del

cantidad de oxigeno disuelto consumido por los

microorganismos en un periodo de 5 días para oxidar la

materia biodegradable de un efluente (Nagel et al., 1992). Esta

prueba permite dilucidar la porción biodegradable de la DQO

dado que como se menciono anteriormente la DQO oxida todo los

compuestos oxidables del efluente.

La exactitud del ensayo de DBO ah sido ampliamente

cuestionada, por lo que en Standard Methods se indica que la

exactitud del ensayo es de 30,5 mg/l para un residuo de

concentración 198 mg/l. El umbral mínimo de detección

indicado es de 2mg/L, pero en términos prácticos los valores

bajo 10mg/L no son fiables.

A continuación en la figura 20 se observa la demanda química

de oxigeno a distintos tiempos de tratamiento, de esta figura

se observa una clara disminución de la demanda de oxigeno

disuelto por parte de los microorganismos (pseudomona

aeruginosa), por lo que se deduce que el tratamiento aumenta

la fracción biodegradable del efluente, sin embargo, la DBO

no es una medida de la biodegradabiidad sino más bien una

Página | 70

medida de la cantidad de materia orgánica degradable por

microorganismos,

Para el caso particular de este ensayo se realizaron pruebas

a 0, 30,90 y 120 min siendo esta ultima descartada ya que se

obtuvo un valor cercano a 10 mg/L por o que su fiabilidad es

cuestionable.

Figura 20: Demanda Bioquímica de Oxigeno a distintos tiemposde tratamiento.

VII.14.2 Biodegradabilidad

La relación entre la demanda biológica de oxígeno y la

demanda química de oxígeno (DBO5/DQO) puede emplearse también

como parámetro indicador de la mejora de la biodegradabilidad

Página | 71

(García-Montaño,2006). Esta relación indica qué fracción de

la materia orgánica total presente en el agua residual es

susceptible de ser descompuesta biológicamente. Por lo tanto,

el parámetro DBO5/DQO se puede utilizar como estimación del

grado de biodegradabilidad de un agua residual. Los

siguientes valores son utilizados como guía (Sirtori et al.,

2009, Wang et al., 2009, Lapertot et al., 2007, García- Montaño

2006):

- DBO/DQO > 0,60: Contenido orgánico fácilmente biodegradable

- DBO/DQO ≈ 0,41 -0,59: Contenido orgánico parcialmente

biodegradable

- DBO/DQO < 0,40: Contenido orgánico persistente, no

biodegradable

A partir de los datos obtenidos en este ensayo y los datos

obtenidos de la DQO es posible determinar la relación

DQO/DBO5 se determinó esta fracción considerando los tiempos

0, 30 y 90 min. Estos resultados se exponen en la figura 21.

De la figura 21 se observa que el tratamiento del efluente

por medio de persulfato activado vía microondas es efectivo

en el aumento de la biodegrabilidad desde 0,22 alcanzando un

valor de 0.73 es decir alrededor el 73% de la materia

oxidable presente en el efluente puede ser respirada por

microorganismos lo que comprueba la viabilidad de este

tratamiento para efluentes provenientes de textiles con una

Página | 72

carga orgánica alta y ricos en compuestos bio-recalcitrantes

como lo son los colorantes azo.

Figura 21: Relación DQO/DBO5 durante el tiempo dedecoloración.

Página | 73

VIII. CONCLUSIONES

De la presente investigación se obtuvieron las siguientes

conclusiones:

El sistema de tratamiento propuesto decolora el efluente

textil por sobre el 70% en un tiempo menor a 30 min por lo

que se considera eficiente.

En el efluente se detecto la presencia de 30,9 mg/L Cl-,

0,36 mg/L Fe, 1,68 mg/L Ca

El pH del efluente no sufre variaciones significativas con

la reacción de decoloración por lo que tanto al comienzo

como al final de la degradación el efluente presenta un pH

neutro.

El modelo estadístico valida el diseño experimental

obteniéndose validez, reproducibilidad, Q2y R2 cercanos a 1.

El tiempo presenta una influencia lineal positiva en la

decoloración y a su vez una influencia cuadrática negativa,

lo que se traduce como una influencia limitada en el

tiempo, esto se debe a que una vez transcurrido el tiempo

optimo de degradación deja de ser un factor en la

degradación.

Para la decoloración medida a 513 nm se obtuvo un óptimo de

34 min y 4,98 mM correspondiente a 77% de remoción.

Página | 74

Para la decoloración a 696 nm se obtuvo un óptimo de 29,99

min y 4,99 mM

La mejor decoloración fue medida a 696 nm y presento una

mayor validez estadística que su homóloga a 513.

El consumo de persulfato a los 30 min de tratamiento

alcanza un 70% del total y a los 120 min se observa que

prácticamente no queda persulfato remanente de lo que es

posible inferir que la reacción de oxidación continúa luego

del tiempo optimo hasta el consumo total del oxidante.

El sistema Persulfato/MW promueve la mineralización del

efluente que para el caso del carbono orgánico total

alcanza un 91,2% a los 120 min

Se observa una disminución del 77,9% de la demanda química

de oxigeno a los 120 min de tratamiento.

El efluente aumenta su biodegradbilidad desde un valor de

relación DBO5/DQO de 0,22 hasta 0,73.

Con este trabajo no solo se logro determinar que es posible

degradar eficientemente (96% de decoloración) un efluente

textil utilizando el sistema persulfato activado por

microondas, sino que también determinar el efecto sobre la

mineralización y la biodegradabilidad de los compuestos

presentes en el, cumpliendo así los objetivos generales y

específicos de esta tesis.

Página | 75

Página | 76

IX. BIBLIOGRAFIA

Abramovitch R. A., Huang B Z., Abramovitch D. A., 1999. In

situ decomposition of PCBs in soil using microwave energy.

Chemosphere, 38(10): 2227–2236.

Al-Kdasi A., Idris A., Saed K., Teong Guan C.

2004;Treatment of textile wastewater by advanced oxidation

processes—a review. Global Nest Int J 6: 222–30

Bo L. L., Quan X., Wang X C., Chen S., 2008. Preparation

and characteristics of carbon-supported platinum catalyst

and its application in the removal of phenolic pollutants

in aqueous solution by microwave-assisted catalytic

oxidation. Journal of Hazardous Materials, 157(1): 179–186.

Brown M. A., De Vito SC, 1993., Predicting azo dye

toxicity. Crit Rev Environ Sci Technol.; 23:249–324.

C. B. C. Raj, H. L. Quen. Advanced Oxidation Process for

Wastewater Treatment: Optimization of UV/H2O2 process

through statistical technique”. Chemical Engineering

Science. Vol. 60. 2005. pp. 5305-5311.

Emilio Eguía López (1998) El Problema Del Biofouling en

Intercambiadores de Calor-Condensadores. PAGINA 93 157

páginas

Página | 77

http://books.google.cl/books?id=tcwKhFBpmT4C&printsec=frontcover&hl=es

http://books.google.cl/books?id=tcwKhFBpmT4C&printsec=frontcover&hl=es


El agua fuente de vida`2005-2015, decenio internacional

para la acción.,ONU-DAES

Estrategia nacional de recursos hídrico 2012-2005.

Ministerio de obras públicas. Gobierno de chile. XXX

Francesc Torrades a, Julia Garc_ıa-Monta~no b, Jos_e

Antonio Garc_ıa-Hortal c, Xavier Dom_enech b, Jos_e Peral

b,* (2004) Decolorization and mineralization of commercial

reactive dyes under solar light assisted photo-Fenton

conditions Solar Energy, 77 573–581

García-Montaño J., Doménech X., García-Hortal J. A.,

Torrades Francesca., Peral J. (2006a). Combining photo-

Fenton process with aerobic sequencing batch reactor for

comercial hetero-bireactive dye renoval. Applied Catalysis

B: Environmental, 67, 86-92.

Gogate P.R., Pandit A.B., ‘A review of imperative

technologies for wastewater treatment I: oxidation

technologies at ambient conditions’, Adv. Environ. Res.,

8, pp.501–551, 2004.

G.M. Shaul, C.R. Dempsey, K.A. Dostal y R.J. Lieberman,

Proc. 41st Industrial Waste Conference, Purdue University,

Ann Arbor Sci. Publishers, Ann Arbor, 1987

H. Lachheb, E. Puzenat, A. Houas, M. Ksibi, E. Elaloui, C.

Guillard, J.-M. Herrmann, Photocatalytic degradation of

various types of dyes (Alizarin S, Crocein Orange G,

Página | 78

Methyl Red, Congo Red, Methylene Blue) in water by UV-

irradiated titania, Appl. Catal. B: Environ. 39 (2002)

75–90.

H. T. Clarke and W. R. Kirner (1941). "Methyl Red". Org.

Synt.; Coll. Vol. 1, 374.

Hori H., Yamamoto A., Hayakawa E., Taniyasu S., Yamashita

N., Kutsuna S et al., 2005. Efficient decomposition of

environmentally persistent perfluorocarboxylic acids by

use of persulfate as a photochemical oxidant. Environmental

Science & Technology, 39(7): 2383–2388.

Huling S. G., Pivetz B. E., 2006. In-situ Chemical Oxidation.

Engineering Forum Issue Paper. Washington DC: US

Environmental Protection Agency EPA/600/R-06/072.

J. Kiwi, A. Lopez, V. Nadtochenko, Mechanism and kinetics

of the OH Radical intervention during Fenton oxidation in

the presence of a significant amount of radical scavenger

(Cl−), Environ. Sci. Technol. 34 (2000)2162–2168

Jones D. A., Lelyveld T. P., Mavrofidis S. D., Kingman SW,

Miles N J, (2002). Microwave heating applications in

environmental engineering – A review. Resources, Conservation

and Recycling, 34(2): 75–90.

Kappe C. O., (2004). Controlled microwave heating in

modern organic synthesis. Angewandte Chemie International Edition,

43(46): 6250–6284.

Página | 79

Klavarioti M., Mantzavinos D., Kassinos D., (2009) Removal

of residual pharmaceuticals from aqueous systems by

advanced oxidation processes. Environ Int;35:402–17.

Lacasse K,. Baumann W., Textile chemicals. Environmental

data and facts. Springer; (2006). Lafi WK, Al-Qodah Z.

Combined advanced oxidation and biological treatment

processes for removal of pesticides from aqueous

solutions. J Hazard Mater 2006 ;B137: 489–97.

Lapertot M., Ebrahimi S., Dazio S., Rubinelli A., Pulgarin

C. (2007). Photo-Fenton and biological integrated process

for degradation of mixture of pesticidas. Journal of

Photochemistry and Photobiology A: Chemistry, 187, 40-40.

Li Rosi O., Casarci M., Mattioli D., De Florio L. (2007)

Best available technique for water reuse intextile SMEs

(BATTLE LIFE Project). Desalination;206:614–9..

Liang C. J., Bruell C. J., (2008). Thermally activated

persulfate oxidation of richloroethylene: experimental

investigation of reaction orders. Industrial & Engineering

Chemistry Research, 47(9): 2912–2918.

Liang C. J., Bruell C. J., Marley M. C., Sperry K. L.,

(2003). Thermally activated persulfate oxidation of

trichloroethylene (TCE) and 1,1,1-trichloroethane (TCA) in

aqueous systems and soil slurries. Soil and Sediment

Contamination, 12(2): 207– 228.

Página | 80

Liang C. J., Bruell C. J., Marley M. C., Sperry K. L.,

(2004). Persulfate oxidation for in situ remediation of TCE

II. Activated by chelated ferrous ion. Chemosphere, 55(9):

1225–1233. Liang C J, Wang Z S, Bruell C J, 2007.

Influence of pH on persulfate oxidation of TCE at ambient

temperatures. Chemosphere, 66(1): 106–113.

Nagel, B., Dellweg, H., Gierasch, L.M., 1992. Glossary for

chemists of terms used in biotechnology (IUPAC

recommendations 1992). Pure Appl. Chem. 64 (1), 143e168.

M. Muthukumar, N. Selvakumar, (2007) Studies on the effect

of inorganic salts on decolouration of acid dye effluents

by Ozonation, Dyes Pigments 62 (2004)221–228] y la

oxidación UV/H2O2 [N. Baycan, E. Thomanetz, F. Sengül,

Influence of chloride concentration onthe formation of AOX

in UV oxidative system, J. Hazard. Mater. 143171–176.

M.A. Brown., S. De Vito., Predicting azo dye toxicity,

Crit. Rev. Environ. Sci. Technol. 23 (3) 249–324.

Menendez J A., Inguanzo M., Pis J J., (2002). Microwave-

induced pyrolysis of sewage sludge. Water Research, 36(13):

3261– 3264.

Neta P., Huie R E., Ross A B., (1988). Constants for

reactions of inorganic radicals in aqueous solution. Journal

of Physical and Chemical Reference Data, 17(3): 1027–1284.

N. Pagga y D. Brown, Chemosphere, 15, 479 (1986).

Página | 81

Pochana, K., and Keller., J. (1999) Study of factors

affecting simultaneous nitrification and denitrification

(SND). Water Science and Technology, 39(6), 61-68

Poyatos J. M., Muñio M. M., Almecija M. C., Torres J. C.,

Hontoria E., Osorio F., ‘Advanced oxidation processes for

wastewater treatment: state of the art’, Water, Air, Soil

Pollut., 205, pp.187–204, 2010.

R. N. Araújo. Degradação do Corante Azul Reativo 19 usando

UV, H2O2, UV/H2O2, Fenton e Foto-fenton. Aplicação em

Efluentes Têxteis. Dissertação (Mestrado) – Universidade

Estadual de Campinas. Campinas. Septiembre. 2002. pp. 14 -

121.

Randall TL., Knopp V. (1980) Detoxification of Specific

Organic Substances by Wet Oxidation. J Water Pollut

Control Fed;52:2117–30. bleaching of azo dyes by

Co2+/Oxone regent: kinetic analysis, J.

ROSEGRANT, M.W.; CAI, X. and CLINE,S.A. Panorama global

del agua hasta el año 2025: Cómo impedir una crisis

inminente. S.l.: International Food Policy Research

Institute, 2004)

R. S. Freire, R. Pelegrine, L. F. Kubota, N. Duran. “Novas

Tendências para o Tratamento de Resíduos Industriais

Contendo Espécies Organocloradas”. Química Nova. Vol. 23.

2000. pp. 504-511.

Página | 82

Ruixia Yuan, Sadiqua N. Ramjaun, Zhaohui Wang∗, Jianshe

Liu. (2011) Effects of chloride ion on degradation of Acid

Orange 7 by sulfate radical-based advanced oxidation

process: Implications for formation of chlorinated

aromatic compounds; Journal of Hazardous Materials 196

173– 179

Sirtori 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, 661-668.

Sarria V., Deront M., Péringer P., Pulgarin C..( 2003a)

Degradation of a biorecalcitrant dye precursor present in

industrial wastewaters by a new integrated iron (III)

photoassisted-biological treatment. Appl Catal B

Environ;40:231–46.

Savin I-I., Butnaru R., (2008) Wastewater characteristics

in textile finishing mills. Environ Eng Manage J;7:859–64.

Singh-Rai., H Shankar,M.,Singh, J., Bansal, T., Vats, P.,

Banerjee, U. (2005). Removal of dyes from the effluent of

textile an dyestuff manufacturing industrt: a review of

emerging techniques with reference to biological

treatment. Critical reviews in environmental science and

technology,35: 219-238.

Página | 83

Stanley E. Manahan (2007) Introducción a la química

ambiental PAG 668 760 páginas

Ulisses M. Nascimento & Eduardo B. Azevedo (2013)

Microwaves and their coupling to advanced

oxidationprocesses: Enhanced performance in pollutants

degradation, Journal of Environmental Science and Health,

Part A: Toxic/Hazardous Substances and Environmental

Engineering, 48:9, 1056-1072

USEPA, United States Environmental Protection Agency,

‘Handbook of Advanced Photochemical Oxidation Processes’,

Washington, DC, 1998.

UN Habitat-UNEP-GRID Arendal, ‘Sick Water? The central

role of wastewater management in sustainable development,

A Rapid Response Assessment’,Nairobi, 2010

Venceslau MC ., Tom S ., Simon JJ. Characterization of

textile wastewaters (1994) a review.Environ

Technol;15:917–29.

Wang X., Chen S., Gu X., Wang K.. (2009). Pilot study on

the advanced treatment of landfill leachate using combined

coagulation, fenton oxidation and biological aerated

filter process. Waste Management, 29, 1354-1358.

Xavier Domènech, José Peral (2006) Química ambiental de

sistemas terrestres editorial reverte.

Página | 84

http://books.google.cl/books?id=S4bjFOEXRzMC&printsec=frontcover&hl=es

http://books.google.cl/books?id=S4bjFOEXRzMC&printsec=frontcover&hl=es

http://www.google.cl/search?hl=es&tbo=p&tbm=bks&q=inauthor:%22Jos%C3%A9+Peral%22

http://www.google.cl/search?hl=es&tbo=p&tbm=bks&q=inauthor:%22Xavier+Dom%C3%A8nech%22

http://books.google.cl/books?id=5NR8DIk1n68C&printsec=frontcover&hl=es

http://books.google.cl/books?id=5NR8DIk1n68C&printsec=frontcover&hl=es

http://www.google.cl/search?hl=es&tbo=p&tbm=bks&q=inauthor:%22Stanley+E.+Manahan%22

Xavier Florenzaa, Aline Maria Sales Solanoa, Francesc

Centellasa, Carlos Alberto Martínez-Huitleb, Enric

Brillasa, Sergi Garcia-Segura., 2014. Degradation of the

azo dye Acid Red 1 by anodic oxidation and

indirectelectrochemical processes based on Fenton’s

reaction chemistry. Relationship between decolorization,

mineralization and products. Electrochimica Acta 142

(2014) 276–288

Xia L X,. Lu S W,. Cao G Y, (2003). Demulsification of

emulsions exploited by enhanced oil recovery system.

Separation Science and Technology, 38(16): 4079–4094.

Yang S Y,. Chen Y Y,. Xu H Z Wang P,. Liu Y H,. Wang M D,.

( 2008). A novel advanced oxidation technology: Activated

persulfate. Progress in Chemistry, 20(9): 1433–1438.

YANG Shiying ,. WANG Ping,. YANG Xin2,. WEI Guang,. ZHANG

Wenyi, SHAN Liang. (2009) A novel advanced oxidation

process to degrade organic pollutants in wastewater:

Microwave-activated persulfate oxidation. Journal of

Environmental Sciences 211175–

Z.H. Wang, R.X. Yuan, Y.G. Guo, L. Xu, J.S. Liu, Effects

of chloride ions on WWAP-UNESCO, United Nations World

Water Assessment Programme, ‘The United Nations World

Water Development Report 3: Water in a Changing World’,

Paris, 2009

Página | 85

Página | 86

X. ANEXO 1

X.1 Curvas de calibración para la determinación de Fe 2+y Ca+

Fe mg/L Fe

adicionados

A

0 0,013

1 0,046

2 0,088

4 0,155

mg Fe/L 0,357342267

0 0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5 4 4.5020406080

100120140160180

f(x) = 35.8285714285714 x + 12.8R² = 0.99815668202765

Página | 87

0 0.5 1 1.5 2 2.50

50

100

150

200

250

300

f(x) = 68.5714285714286 x + 115R² = 0.993788819875777

Página | 88

Ca mg/L Ca

adicionados

0 0,115

0,5 0,145

1 0,19

2 0,25

mgCa/L 1,677118273

X.2 Curva de calibración yodometría

0 0.001 0.002 0.003 0.004 0.005 0.0060

0.5

1

1.5

2

2.5

f(x) = 371.832081635405 x + 0.122181541103961R² = 0.997384840813787

concentracion de persulfato (mM)

Abso

rbnc

ia

Página | 89

XI. Anexo 2

XI.1 Tabla análisis de varianza para respuesta a 513 nm

REM 513 DF SS MS

(varianc

e)

F p SD

Total 16 62913,2 3932,07

Constante 1 60721,6 60721,6

Total

Corregido

15 2191,63 146,108 12,087

5

Regresion 4 2090,46 522,614 56,8239 <0,00

1

22,860

8

Residual 11 101,168 9,19708 3,0326

7

Falta de

ajuste

4 12,9654 3,24135 0,2572 0,896 1,8003

7

Error Puro 7 88,2025 12,6004 3,5497

N =

16

Q2 =0,898 Cond. no.

=4,7513

DF =

11

R2 =0,954 Y-miss =

0

R2

Adj.=0,93

7

RSD =

3,0327

Página | 90

XI.2 Tabla análisis de varianza para respuesta a 696 nm

REM696 DF SS MS

(varian

ce)

F P SD

Total 16 101058 6316,12

Constant 1 96839,2 96839,2

Total

Corrected

15 4218,76 281,251 16,7705

Regression 3 4049,36 1349,79 95,6182 0 36,7394

Residual 12 169,397 14,1164 3,75718

Lack of

Fit

5 13,0048 2,60096 0,11641

7

0,985 1,61275

(Model Error)

Pure Error 7 156,392 22,3417 4,72671

N =

16

Q2 = 0,935 Cond.

no. =

4,631

DF =

12

R2 = 0,96 Y-miss

=

0

R2 Adj.

=

0,95 RSD = 3,7572

Página | 91

TESIS Final

Documents

Transcript of TESIS Final