Materiales

Las muestras de agua residual textil se tomaron, al final del proceso, en el tanque de homogenización de efluentes residuales -el cual almacena los efluentes resultantes de los procesos de lavado, desengomado y tinturado- de una empresa del sector textil dedicada a la fabricación de pantalones localizada en Medellín, Colombia. Las muestras de agua residual fueron refrigeradas (< 4 ºC) durante su almacenamiento y transporte, para evitar la degradación de compuestos, de acuerdo con los procedimientos estándar (^{APHA 2012}). La caracterización inicial del agua se realizó por triplicado, obteniéndose una variación en los resultados inferior a 5 %. Los valores promedio obtenidos se presentan en el cuadro I, junto con los límites permisibles establecidos en la legislación colombiana, de acuerdo con la Resolución 0631 de 2015. El FeSO₄∙7H₂O (99 % w/w) y el H₂O₂ (30 % w/w) (Panreac), se usaron sin modificación en los procesos F y FF. Para la coagulación química se empleó Al₂(SO₄)₃∙18H₂O al 99 % de pureza (Panreac). El pH se ajustó con H₂SO₄ al 99.1 % (Merk). Las diluciones requeridas se prepararon con agua ultra pura del sistema Milli-Q (resistividad: 18 mΩ ∙ cm).

CUADRO I CARACTERÍSTICAS FISICAS Y QUÍMICAS DEL AGUA RESIDUAL TEXTIL 

pH: potencial de hidrógeno; conductividad: capacidad de conducción eléctrica; UNT: unidades nefelométricas de turbidez; DQO: demanda química de oxígeno; COT: carbono orgánico total; DBO₅: demanda bioquímica de oxígeno; ST: sólidos totales; DBO₅/DQO: relación de biodegrabilidad; Res.: resolución del Ministerio de Medio Ambiente, Colombia, marzo de 2015

Métodos analíticos

Para el seguimiento de la degradación del índigo y materia orgánica, se utilizó la técnica de espectrofotometría (espectrofotómetro, Nanocolor de Macherey-Nagel). Las concentraciones se determinaron a partir de sus características de absorbancia en el UV-Vis (200-700 nm) con una celda de 1 cm de paso óptico y se midieron con base en la variación de la longitud de onda de máxima absorbancia (660 nm). El procedimiento empleado para medir la DQO fue el método estándar de reflujo cerrado (método 5220D, Kit test 0-26, DQO 160, Macherey-Nagel). La medición de la turbidez se realizó de acuerdo con el método 2130-B. La medición del carbono orgánico total (COT) se llevó a cabo usando el método estándar de oxidación húmeda con medición colorimétrica (método 5310D, Kit test 0-94, COT 60, Macherey-Nagel). Para la medición de la DBO₅ se empleó el método estándar respirométrico 5210D (^{APHA 2012}). En estos procedimientos se utilizó un termorreactor Spectrocuant TR 420 Merck y el equipo Nanocolor 500D Macherey-Nagel. El pH y la conductividad de las muestras se determinaron con el equipo multiparamétrico (pHmetro y conductímetro) Thermo Scientific Orion 5 Stars. La concentración de H₂O₂ se cuantificó mediante titulación yodométrica con Na₂S₂O₃ al 99 % de pureza (Merk). Para evitar la interferencia de H₂O₂ durante las mediciones de la DQO, el H₂O₂ residual se inhibió con MnO₂, grado reactivo 90 % w/w (Sigma-Aldrich).

Pretratamiento de coagulación-floculación

El proceso de CQ se realizó en un equipo para prueba de jarras (Centricol) equipado con seis compartimentos iguales de 2 L de capacidad. La prueba se efectuó realizó de acuerdo con el procedimiento estándar ASTM D2035:2008, que consiste en tres etapas: 1) mezcla rápida simultánea de dosis de 400, 500, 600, 700, 800 y 900 mg/L de Al₂(SO₄)₃∙18H₂O, con agitación de 500 rpm durante 1 min para la disolución uniforme del coagulante; 2) agitación lenta a 20 rpm durante 20 min para promover la formación de flóculos, y 3) 15 min de sedimentación sin agitación. El proceso de coagulación se efectuó al pH natural del agua de acuerdo con ensayos preliminares. Al final del proceso se midió la DQO, el color y la turbidez residual del sobrenadante para cada una de las dosis evaluadas. El ensayo que reportó la menor concentración de colorante, DQO y turbidez residual se seleccionó para efectuar el pretratamiento.

Sistema de reacción para US/F y US/FF

Una vez efectuado el pretratamiento de CQ, el PAO comienza con la adición de las dosis correspondientes de FeSO₄•7H₂O en estado sólido y H₂O₂ en estado líquido al agua residual textil. La mezcla se agita mecánicamente a 500 rpm con el fin de homogenizar la solución y mejorar fenómenos de transferencia de masa. Para los procesos F y FF, el reactor se ubica en un baño de ultrasonido BRANSON 1800 con frecuencia de operación de 40 kHz. El proceso F se realizó por lotes usando un reactor de borosilicato de 150 ml de capacidad. Para los experimentos de FF se emplea una lámpara tubular Black Light con longitud de onda característica λ = 365 nm, 15 mm de diámetro y 225 mm de longitud (modelo F6T5/BL Philips, 6 W, flujo fotónico de 1.47 × 10¹⁹ 1/m²/s, flujo radiante 0.5 mW/cm²).

Modelo estadístico y diseño de experimentos

Las variables de operación para la optimización del proceso US/F se seleccionaron de acuerdo con la revisión bibliográfica y experiencia del grupo de investigación. El pH es uno de los factores significativos para los procesos Fenton; el hierro tiende a formar complejos insolubles con el agua a pH por encima de 4 (^{Malato et al. 2009}), lo que reduce la cantidad de hierro disponible como catalizador, disminuyendo la eficiencia del proceso. Sin embargo, se ha reportado que el US permite realizar los procesos Fenton satisfactoriamente a pH superiores. ^{Papoutsakis et al. (2015}) lograron la remoción completa del fenol con el proceso US/F a pH de 5.5. En esta investigación el intervalo de operación para el pH fue de 3 a 5. Otro factor significativo es la [Fe²⁺], que cataliza la descomposición del H₂O₂, generando las especies reactivas oxidantes que promueven la reacción Fenton (^{Blanco et al. 2014}). Adicionalmente, las vibraciones US pueden suscitar la regeneración de Fe²⁺ (^{Sheydaei y Khataee 2015}), lo cual determina que el proceso US/F requiera menor [Fe²⁺] o menos tiempo de operación que en el proceso F tradicional. El intervalo de operación para la [Fe²⁺] fue de 0 a 1 mM, debido a que diferentes estudios demuestran que a [Fe²⁺] ˃ 1 mM se generan incrementos muy leves en la eficiencia del proceso (Malato et al. 2009). El último factor operacional considerado fue la [H₂O₂]. En los procesos US/F, las ondas de US promueven la generación adicional de radicales ^●OH a partir de la hidrolisis del agua, sin consumo de H₂O₂ (^{Ammar 2016}). Con base en trabajos previos (^{GilPavas et al. 2015}), se estableció la [H₂O₂] entre 0 y 19.4 mM. Se consideró el nivel inferior 0 para la [Fe²⁺] y [H₂O₂], con el fin de evaluar en el DDB los procesos US/H₂O₂ y US/Fe²⁺. El tiempo de reacción para el proceso fue de 30 min.

Se seleccionó el diseño experimental de metodología de superficie de respuesta (MSR) Box-Behnken (DBB) con tres puntos centrales, a fin de establecer el efecto de los factores operacionales seleccionados y sus interacciones sobre el porcentaje de degradación de materia orgánica. El modelo DBB es útil para determinar las condiciones óptimas de operación, debido a que permite: 1) la estimación de los parámetros de un polinomio de segundo orden, el cual describe la variable respuesta en función de las condiciones de operación; 2) la detección del ajuste del modelo generado mediante los coeficientes de determinación R² y R² _adj, y 3) la construcción de diseños secuenciales y en bloques. La MSR no se usa para establecer los mecanismos del proceso; su objetivo es la determinación de las condiciones de operación que maximicen o minimicen la variable respuesta de interés. Para el análisis estadístico se realizó, en primer lugar, un análisis de varianza, que junto con el diagrama de Pareto proporciona información acerca de las condiciones de operación más significativas en el proceso. Posteriormente se efectuaron diagramas de interacciones y superficies de respuestas, con el objeto de evaluar los efectos individuales e interacciones de cada uno de los factores. Los detalles de esta metodología se encuentran descritos en otros trabajos (^{GilPavas et al. 2014}). El cuadro II presenta los factores de operación y niveles evaluados en el DBB.

CUADRO II VARIABLES (FACTORES) CON SUS NIVELES PARA EL DISEÑO BOX-BEHNKEN 

Pretratamiento de coagulación-floculación

El principal propósito de aplicar el proceso CQ como pretratamiento es alcanzar una alta remoción de los sólidos suspendidos totales (SST) (^{Silva et al. 2016}). La turbidez residual es una medida indirecta de la cantidad de SST, cuya medición es fácil y rápida (^{APHA 2012}) y proporciona una idea precisa de la eficiencia del proceso de coagulación. En este proceso, las sales de aluminio inducen iones positivamente cargados a la mezcla, los cuales reducen el grado de repulsión electrostática entre partículas coloidales; esto permite que las fuerzas de atracción superen las de repulsión, lo cual rompe la dispersión y hace que la mezcla se flocule (^{Amor et al. 2015}). El objetivo de la prueba de jarras fue determinar la dosis óptima de coagulante para efectuar el proceso. La figura 1 muestra la evolución de la turbidez residual y el porcentaje de disminución de la demanda química de oxígeno (% DDQO) , empleando dosis de 400 a 900 mg/L de Al₂(SO₄)₃ a pH natural (7). Se observa que los incrementos en las dosis de coagulante generan una reducción en la turbidez residual y un aumento en el % de DDQO hasta los 800 mg/L. A partir de este punto, mayores dosis de coagulante no promueven algún efecto sobre la eficiencia del proceso, por lo tanto la dosis óptima para efectuar el pretratamiento se fijó en 800 mg/L.

Fig. 1 Prueba de jarras: dosis de coagulante vs. turbidez* y % de degradación de la demanda química de oxígeno (% DDQO). UNT: unidades nefelométricas de turbidez 

Mediante el proceso de coagulación, la DQO se reduce de 420 a 195 mg/L y la DBO₅ pasa de 36.5 a 25.5 mg/L, lo que indica que los sólidos suspendidos representan alrededor de la mitad de la materia orgánica presente en la muestra. La otra mitad está conformada por compuestos solubles resistentes a la coagulación que requieren procesos adicionales para su eliminación. La relación DBO₅/DQO al final de la etapa de coagulación es igual a 0.2, lo cual significa que los tratamientos biológicos serán ineficientes en la remoción de la carga orgánica remanente y que procesos como los PAO son idóneos en estos escenarios (^{Rodríguez et al. 2002}, ^{GilPavas et al. 2017}). La etapa de pretratamiento fue 100 % eficiente para la remoción del colorante (principalmente índigo y trazas de otros colorantes) y no reportó absorbancia en el espectro visible (350 a 700 nm). Por lo tanto, el porcentaje de degradación de color no se consideró como variable de respuesta para los procesos posteriores. Al usar 800 mg/L de coagulante, el pH final fue 5 y se consideró como uno de los factores a evaluar en el diseño de optimización Box-Behnken para el proceso US/F.

Optimización del proceso sono-Fenton (US/F)

Las condiciones de operación de los 15 ensayos del DBB se presentan en el cuadro III junto con los resultados obtenidos. En la primera columna se presentan las mediciones del % de DDQO (Y_exp) para los ensayos experimentales y en la segunda columna los resultados predichos (Y_pred) por el modelo polinómico de segundo orden (Ec. 3), cuyos coeficientes de regresión se obtuvieron a partir del análisis estadístico y se emplean para realizar la optimización del proceso. Se observa que el mayor % de DDQO fue de 46.15 %, y corresponde a pH 3, [Fe²⁺]: 1 mM y [H₂O₂]: 9.7 mM.

CUADRO III RESULTADOS EXPERIMENTALES (YEXP) Y PREDICHOS (YPRED) PARA LA DEGRADACIÓN DE LA DEMANDA QUÍMICA DE OXÍGENO (% DE DDQO) MEDIANTE EL TRATAMIENTO US/F 

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Análisis estadísticos

El análisis de varianza se utilizó para establecer si las contribuciones de los factores operacionales y sus interacciones inducen un efecto significativo sobre la variable respuesta. Las pruebas se realizaron con un intervalo de confianza de 95 % y un valor de p ≤ 0.05, lo cual implica que el factor produce una variación estadísticamente significativa sobre la variable respuesta (^{Montgomery 2005}). El cuadro IV presenta el análisis de varianza para el % de DDQO en función de los factores [Fe²⁺], [H₂O₂] y pH. De acuerdo con este análisis, cada uno de los factores individuales evaluados presentan un valor de p ≤ 0.05, por lo tanto, son estadísticamente significativos en el proceso US/F. Adicionalmente, la interacción pH-H₂O₂ y el termino cuadrado de H₂O₂ generan variaciones significativas sobre el % de DDQO. El hecho que los tres factores sean significativos, implica que influyen en la eficiencia del proceso. A continuación se realiza un análisis estadístico complementario para conocer la forma y magnitud de cada uno de los factores.

CUADRO IV ANÁLISIS DE LA VARIANZA PARA LA DEGRADACIÓN DE DEMANDA QUÍMICA DE OXÍGENO (% DDQO) EN FUNCIÓN DE [Fe²⁺], [H₂O₂] Y pH 

*Los valores en negritas indican variables estadísticamente significativas

R² _adj: coeficiente de regresión que indica el ajuste del modelo

El diagrama de Pareto (Fig. 2) proporciona en forma gráfica información similar al cuadro IV, donde se muestran los resultados del análisis de varianza. En dicha figura, los factores o interacciones que sobrepasan la línea vertical son los que tienen un efecto significativo sobre la eficiencia del proceso. El diagrama de Pareto es útil para establecer si los factores producen un efecto directo o inversamente proporcional sobre la variable respuesta. En este caso la [H₂O₂] y [Fe²⁺] tienen signo (+), lo que significa que un aumento en su concentración produce un incremento sobre el % de DDQO, en tanto que el pH presenta signo (-), evidenciando que en el intervalo evaluado valores menores de pH producen eficiencias mayores en el tratamiento.

Fig. 2 Diagrama de Pareto para A: [Fe²⁺], B: [H₂O₂], C: pH y sus interacciones 

De acuerdo con el análisis estadístico, el resultado obtenido para el pH concuerda con lo reportado por diversos autores respecto de que las mayores eficiencias se obtienen con pH cercanos a 3. Esto se atribuye a que los complejos de hierro que se forman en el agua son más estables a pH bajos, mientras que a pH ˃ 4 presentan muy baja solubilidad y se precipitan (^{Miralles-Cuevas et al. 2014}. Por otro lado, el signo (+) encontrado para las [H₂O₂] y [Fe²⁺] también concuerda con lo esperado: a medida que se aumenta su concentración se incrementa la disponibilidad de reactivos para efectuar la reacción Fenton y por tanto se obtienen mayores eficiencias de degradación. Otras investigaciones (^{Gernjak et al. 2006}, ^{Malato et al. 2009}) han reportado que aumentos en las dosis de los reactivos Fenton hasta de 1 mM de Fe²⁺ y 20 mM de H₂O₂ conducen a un incremento en la eficiencia del proceso.

Selección de las condiciones óptimas mediante análisis de interacciones y superficie de respuesta

Cuando dos o más factores se involucran en un diseño experimental, el análisis de interacciones permite encontrar si el efecto de cada uno de los factores sobre la variable respuesta es independiente o dependiente de la magnitud de los otros factores (^{Montgomery 2005}). Además, proporciona información importante para la selección de las condiciones óptimas de operación. La figura 3a, b presentan los diagramas de interacciones entre los factores pH-H₂O₂ y Fe²⁺-pH

Fig. 3 Diagramas de interacciones para la degradación de demanda química de oxígeno (% DDQO) 

La figura 3a muestra que en ausencia de H₂O₂ la degradación es mínima, mientras que con 19.4 mM de H₂O₂ se obtienen los mayores % de DDQO cuando el pH es cercano a 3. Esto se explica debido a que en las reacciones Fenton, el H₂O₂ se descompone catalizado por la presencia del Fe²⁺ para generar especies químicas oxidantes que degradan los contaminantes (^{Arslan-Alaton et al. 2009}). En ausencia de H₂O₂ la producción de radicales ^●OH no se inicia; por tanto, la materia orgánica presente no es degradada. Por el contrario, cuando se inyecta H₂O₂ se observa descomposición de materia orgánica, proceso que es más eficiente a pH 3. Al incrementar el pH el hierro tiende a precipitarse y la eficiencia del proceso disminuye (^{Malato et al. 2009}).

En la figura 3b se observa que, en ausencia de Fe²⁺, la eficiencia del proceso disminuye significativamente; en estas condiciones, el proceso de degradación es producido únicamente por la descomposición del H₂O₂. Por otro lado, al emplear una dosis de 1 mM de Fe²⁺, en combinación con H₂O₂ y US, se efectúan las reacciones descritas en las Ecs. (1) y (2), donde el radical ^●OH oxida la materia orgánica presente dando lugar al aumento en el % de DDQO. De igual manera, en la figura 3b se observa que el pH 3 favorece la degradación de contaminantes, lo que se asocia a la mayor estabilidad de los iones Fe²⁺. Con base en los resultados obtenidos, se considera que el pH 3 es un parámetro óptimo para desarrollar el proceso. Valores inferiores de pH no se toman en cuenta debido a que requieren cantidades altas de ácido e implicarían altos costos de operación.

Los diagramas de superficie de respuesta son útiles para determinar el efecto simultáneo de dos factores sobre la variable respuesta. Se construyeron a partir del polinomio descrito en la Ec. (3), dejando constante el pH a un valor de 3, ya que éste presenta las mayores eficiencias. En la figura 4 se observa que en ausencia de Fe²⁺ y H₂O₂, la degradación de materia orgánica es cercana a cero, lo cual permite concluir que las ondas de US de baja frecuencia por sí solas son insuficientes para producir especies oxidantes que descompongan los contaminantes presentes en el agua. A medida que aumentan las [Fe²⁺] y [H₂O₂], se incrementa la eficiencia del proceso. En el caso del H₂O₂ se observa que el incremento que genera sobre el % de DDQO no es lineal: una dosis de 14 mM es suficiente para alcanzar eliminaciones de la DQO mayores que 45 % en 30 min de reacción; por encima de esta concentración, el incremento en el % de DDQO es más lento. Esto se explica porque en presencia de una [H₂O₂] elevada, los radicales ^●OH tienden a recombinarse para formar H₂O₂ y otras especies químicas con menor poder oxidante (^{Doumic et al. 2015}). En el caso del Fe²⁺ se observa una relación lineal con el % de DDQO para el intervalo evaluado, lo cual implica que sería posible encontrar mayores eficiencias con [Fe²⁺] ˃ 1 mM. Sin embargo, involucraría altos costos de reactivos y estaría por encima del límite permisible por la legislación ambiental. El hierro se regenera durante la reacción (^{Malato et al. 2009}), por lo que sería posible alcanzar mayores eficiencias con tiempos de reacción superiores a 30 min.

Fig. 4 Diagrama de superficie de respuesta para la degradación de demanda química de oxígeno (% DDQO) 

Con base en el análisis estadístico se define que las condiciones óptimas para efectuar el proceso US/F y evaluar su comportamiento en el tiempo son: pH 3, 1 mM de [Fe²⁺] y 14 mM de [H₂O₂].

En la figura 5a se presenta la evolución del % de DDQO y agotamiento de H₂O₂, tanto para el proceso US/F como para los procesos US/FF, F y FF, con el objetivo de analizar las contribuciones de los tratamientos individuales y el efecto sinérgico al emplear los procesos acoplados, en las condiciones experimentales seleccionadas con base en análisis estadístico. Es importante resaltar que en este caso se monitoreó la evolución de la DQO, COT y el barrido espectral durante 90 min de reacción; además, se incluyó la eficiencia de remoción que aportó el tratamiento preliminar CQ; por lo tanto, se registran mayores eficiencias que las reportadas en el diseño experimental. Se observa que el proceso US/F, analizado en el diseño experimental, logra 84 % de eliminación de DQO en los 90 min de reacción, mientras que el proceso US/FF alcanza 95 % de DDQO. En ambos procesos la radiación de ondas US incrementa alrededor de 10 % la eficiencia del proceso, con relación a los procesos individuales; esto se debe al aumento en la producción de radicales ^●OH, de acuerdo con las Ecs. 1 y 2, así como al fenómeno de cavitación acústica que mejora los procesos de transferencia de masa (^{Banerjee et al. 2012}). Los procesos en los que se incluye radiación UV son más eficientes debido a la regeneración de Fe³⁺ a Fe²⁺, al tiempo que se producen más especies oxidantes (^{Gernjak et al. 2006}). El agotamiento del H₂O₂ qeu se muestra en la figura 5a también proporciona una medida de la evolución de la reacción, debido a que se consume para oxidar los contaminantes presentes en la muestra.

Fig. 5 Proceso secuencial coagulación química/ultrasonido/Fenton-foto-Fenton (CQ/US/F-FF) para el tratamiento de aguas residuales textiles. (a) Degradación de la demanda química de oxígeno (% DDQO) y agotamiento de H₂O₂. (b) Degradación del carbono orgánico total (% DCOT). (c) Espectrofotometría ultravioleta/visible 

La figura 5b presenta la evolución del porcentaje de degradación del carbono orgánico total (% DCOT) a medida que avanza la reacción. EL COT proporciona una medida de la cantidad de carbono asociado a compuestos orgánicos en la muestra; por lo tanto, su reducción implica que éstos son mineralizados, es decir, la conversión a CO₂, H₂O y ácidos inorgánicos (^{GilPavas et al. 2017}). Se observa que el proceso de CQ es eficiente para remover 40 % del COT. El remanente corresponde a compuestos orgánicos solubles resistentes a la coagulación, como compuestos orgánicos, detergentes y otros agentes químicos usados en la fabricación de textiles. En la figura 5c se observa que la muestra resultante del proceso de CQ no presenta absorbancia en el espectro visible (350-700 nm), debido a que los colorantes se encuentran suspendidos y son susceptibles de desestabilización y remoción en la etapa de CQ. El proceso US/FF es el más eficiente; alcanza un % DCOT de 78 % después de 90 min de reacción, en tanto que el US/F logra 63 % de mineralización. En ambos casos se obtuvieron mayores eficiencias en presencia de ondas US que en su ausencia. Estos resultados concuerdan con diversas investigaciones en las que se ha demostrado la capacidad del US para incrementar la eficiencia de los procesos Fenton. ^{Ammar (2016}) encontró que al combinar US de 20 kHz con el proceso F se incrementó la velocidad de eliminación del contaminante en casi 20 % a los 90 min de reacción. Por otro lado, ^{Hou et al. (2016}) emplearon el proceso F en fase heterogénea acoplado a US de frecuencia de 20 kHz para el tratamiento de aguas contaminadas con tetraciclina, y encontraron que la eficiencia del proceso se incrementó, aproximadamente el 25 % al utilizar el acoplamiento.