CUICULTURA Y PROCESAMIENTO PESQUERO - mod. 10.pdf

1. ICAP “ARGDEBRA”
1
INDICE
1. TECNOLOGÍAS CONVENCIONALES DE TRATAMIENTO DE
AGUA Y SUS LIMITACIONES.
2. TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES DE UNA INDUSTRIA
PROCESADORA DE PESCADO EN REACTORES ANAERÓBICOS
DISCONTINUOS.
3. PLANTA DE TRATAMIENTO DE AGUA.
4. IMPACTO DEL AGUA DE COLA DE LA INDUSTRIA PESQUERA:
TRATAMIENTOS Y USOS.

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2
1. TECNOLOGÍAS CONVENCIONALES DE
TRATAMIENTO DE AGUA Y SUS LIMITACIONES
María TeresaLeal Ascencio
Instituto Mexicano de Tecnología del
Agua. Paseo Cuauhnáhuac 8532, Col
Progreso, Jiutepec, Morelos, México, co-
rreoelectrónico:tereleal@tlaloc.imta.mx.
1.Introducción
En la Visión Mundial del Agua para 2025 que fue dada a conocer en el Segundo
Foro Mundial del Agua de La Haya, Holanda se establece «Todo ser humano debe
tener acceso seguro al agua para satisfacer sus necesidades de consumo, saneamiento
y producción de alimentos y de energía, a un costo razonable. El abastecimiento del
agua para la satisfacción de estas necesidades básicas debe realizarse en armonía
con la naturaleza» 1 (Ver también Capítulo 1).
El agua es indispensable para la vida y es necesario poner a disposición de los
consumidores un abastecimiento satisfactorio, haciendo todo lo posible para obtener
la mejor calidad que la tecnología permita. El primer objetivo es proteger al agua de
la contaminación, lo que se obtiene mediante la protección de la fuente de
abastecimiento, antes que la remoción de contaminantes del agua para hacerla
apta para consumo 2.
En el ámbito doméstico, el agua que se usa es potable, esto es, apta para consumo
humano. Sin embargo, el agua es utilizada en otras actividades como el lavado de
ropa, de aceras y autos, aseo personal y de hogares, así como cocinar. Finalmente,
para beber se destinan sólo 800 litros por persona al año, mientras que el consumo
para todo uso per cápita anual puede ascender a entre diez y mil veces más.
Para seraptapara consumo humano el aguarequierede unaseriede tratamientos
que se establecen acordes a su calidad inicial. La fuente de abastecimiento y las
circunstancias en el sitio en particular son lo que definirán la calidad del agua de dicha
fuente, las dificultades que tendrán que enfrentarse para hacerla potable y las
complejidades de los tratamientos que se deberán aplicar para convertirla en inocua
(una de las características principales que debe cumplir el agua para ser considerada
apta para consumo humano). Puede decirse que, en general, el agua subterránea es
de mejor calidad y requiere menos tratamiento para su uso puesto que no acarrea
sedimentos suspendidos, mientras que el agua superficial, por esa razón, requiere de

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tratamientos diferentes y más complejos para la remoción de esos sólidos suspendidos
y sustancias asociadas.
El primer paso para potabilizar agua es determinar la calidad inicial del agua en
la fuente de abastecimiento, lo que permitirá diseñar el tratamiento necesario. Es
posible que el agua contenga metales, materia orgánica disuelta o particulada, color,
sabor y olor desagradables, bacterias, virus, parásitos y otros microorganismos, grandes
cantidades de calcio y magnesio, hierro y manganeso, carbonatos, bicarbonatos,
cloruros o sulfatos en exceso, sustancias orgánicas de toxicidad elevada, etc. La lista
puede ser muy larga y sin embargo, son pocas las sustancias cuya presencia se
verifica en el agua para consumo 3.
Existen tratamientos físicos, químicos, biológicos y combinaciones de ellos para
la potabilización. Todos los tratamientos tienen limitaciones y tanto sus ventajas como
sus limitaciones son los que definen sus campos de aplicación. En este capítulo se
presentan aquellos tratamientos que pueden competir con un proceso de fotocatálisis
para el tratamiento de agua para consumo humano. A través del análisis de sus
ventajas y limitaciones se definirán los casos en los que la fotocatálisis puede resultar
una alternativa más exitosa.
2. Filtración convencional
En el caso de que la fuente de abastecimiento de agua es una fuente de agua
subterránea, el suelo a través del cual pasa ésta en el acuífero actúa como un filtro
natural que remueve la mayor parte de los sedimentos suspendidos acarreados por
la lluvia. Para el caso de las aguas superficiales, es necesaria la filtración
convencional que puede ser efectuada como primer paso en el tratamiento o hasta
después de una serie de procesos. Los métodos de filtración pueden ser a través de
filtros de arena rápidos o lentos, filtros de tierras diatomáceas, filtración directa o
filtración empacada.
Los procesos convencionales de filtración están precedidos por coagulación,
floculación y sedimentación. Sin embargo, puede ser que el agua se someta a
filtración directamente después de la coagulación y floculación y que los flóculos
sean removidos directamente por los filtros. La filtración es una combinación de
procesos químicos y físicos. La filtración mecánica remueve las partículas
suspendidas porque las atrapa entre los granos del medio filtrante (por ejemplo,
arena). La adhesión juega un papel importante dado que parte del material
suspendido se adherirá a la superficie de los granos filtrantes o a material
previamente depositado.
Existen diversos sistemas de filtración, como son: filtros lentos de arena, filtros
de tierras diatomáceas, filtros directos, filtros empacados, filtros de membrana y filtros
de cartuchos.
2.1. Filtros de arena
En el primer caso, los filtros consisten de camas de arena fina de un metro de
grosor sobre una cama de grava de 30 cm de altura y un sistema de drenado. En el
caso de los filtros lentos de arena, también son importantes los procesos biológicos,
ya que los filtros forman unapelícula delgada demicroorganismos quienes atrapan y

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destruyen algas, bacterias y materia orgánica, incluso antes de que el agua llegue a
los filtros propiamente dichos. Sus ventajas residen en que son de bajo costo, confiables,
pueden remover algunos microorganismos hasta en 99,9% y la operación y control
del proceso son muy sencillas. Sus limitaciones principales son que no pueden remover
turbiedades elevadas y que requieren de grandes superficies pues se operan bajo
velocidades pequeñas 4.
2.2. Filtros de tierras diatomáceas
Los filtros de tierras diatomáceas o filtros de diatomitas forman una capa de
medio centímetro de altura en un filtro puesto a presión o al vacío. Este filtro es muy
adecuado cuando el agua presenta conteos bajos de bacterias y poca turbiedad (menor
a 10 unidades nefelométricas de turbiedad), lo que representa sus principales limitantes,
así como que es potencialmente difícil mantener el grosor de la capa de tierra
diatomácea en el interior de los filtros.
Cuando se cuenta con filtros directos, el agua es procesada directamente de la
fuente con coagulantes para aumentar la retención de material, pero no incluye una
etapa de sedimentación. En ese caso, la remoción de virus puede llegar a ser de 90 a
99%. Este proceso se usa a presión para mantener la presión en la línea y evitar el
rebombeo después de la filtración. Este sistema es aplicable sólo en sitios donde el
agua posee una alta calidad y la turbiedad no se incrementa más allá de 10 unidades
y un color máximo de alrededor de 30 unidades.
2.3. Filtros empacados
Los filtros empacados contienen todas las etapas de la filtración montadas en
una unidad: adición de reactivos, floculación, sedimentación y filtración. Se utiliza
mucho para tratar agua superficial para la remoción de turbiedad, color y organismos
coliformes. Sus ventajas residen en el tamaño compacto de las plantas, efectividad
de costo / beneficio, relativa facilidad de uso y operación. Su principal desventaja es
que si la turbiedad del influente varía mucho con respecto al tiempo, es necesario que
el operador esté atento a ello y tenga la suficiente capacitación para responder a los
cambios de calidad del agua entrante.
En todas lasvariedades de sistemasdefiltraciónantesmencionadas, lasventajas
de estos sistemas es la sencillez del manejo, la eficiencia en remoción de partículas
suspendidas y hasta el 90% de la flora bacteriana que lleve el agua. Las principales
desventajas que presentan es que no retienen sustancias orgánicas o metales disueltos
en el agua y requieren áreas grandes para la filtración 5.
2.4. Filtros de carbón activado
Los filtros de carbón activado son utilizados cuando se desean remover malos
olores, sabores o color desagradable del agua, compuestos orgánicos volátiles,
plaguicidas e incluso radón. El carbón activado tiene una gran área superficial y por
lo tanto alta capacidad de adsorción de compuestos, que quedan adheridos a la
superficiedelmismo.
Estos filtros son económicos, fáciles de mantener y operar, por lo que su uso
es muy común. Entre las limitaciones que presentan es que deben recibir

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mantenimiento frecuente y periódico para evitar obstrucción de tuberías. Es difícil
percibir cuándo un filtro ha dejado de funcionar adecuadamente, por lo que una
de sus limitaciones es que pueden haber dejado de funcionar y que el usuario no
se haya percatado de ello. Otras limitaciones están relacionadas a que no
remueven bacterias, metales, nitratos, pero principalmente que generan un residuo-
el carbón ya saturado- que no es de fácil disposición, especialmente si el agua
contiene compuestos orgánicos tóxicos que son retenidos en el filtro de carbón
activado 6.
3. Desinfección
Debido a que la presencia de microorganismos patógenos en agua genera, las
más de las veces, problemas agudos, se da mucho énfasis en la desinfección del
agua, una vez que ésta es químicamente apta para el consumo humano.
La desinfección mata o inactiva organismos causantes de enfermedades,
mas la efectividad de la desinfección se juzga por la capacidad de controlar a
los organismos indicadores que son las bacterias coliformes totales y fecales.
Estos organismos son inocuos al ser humano, pero su presencia indica que
organismos patógenos pueden estar presentes o haber sobrevivido la desinfección
(ver Capítulo 2).
Como sustancia viables para la desinfección existen el cloro (por medio de cloro
gas, hipoclorito de sodio o hipoclorito de calcio), cloramina y ozono; también se usa la
irradiación conluz ultravioleta de baja longitud de onda 4.
3.1. Cloro
La cloración se efectúa con cloro gas o una sustancia que libere este gas, una
vez que se encuentra en el agua. En el primer caso el cloro gas a presión normal es
un gas verde-amarillento y sumamente tóxico. Es muy efectivo para remover casi
todos lo patógenos microbianos y apropiado para desinfección en plantas de
tratamiento, tanto como para la desinfección secundaria, en la red de distribución.
El cloro gas se distribuye en forma de líquido a presión en tanques y es inyectado
en el agua a través de un orificio de Venturi, para que el cloro pase rápidamente al
agua y se mezcle. Se requiere un tiempo de contacto entre el cloro y el agua para
asegurar la desinfección y controlar al mismo tiempo el pH del agua. El manejo del
cloro gas es complicado y merece mucha atención y medidas de seguridad
adicionales, como equipos autónomos de respiración que deben estar disponibles
en la cercanía de la instalación.
Otra forma de clorar es a través de hipoclorito de sodio o de calcio que están
en forma líquida o sólida, respectivamente. Ambas son muy corrosivas y con un
fuerte olor a cloro, por lo que el almacenamiento debe ser adecuado para evitar
daños por corrosión. En el caso del hipoclorito de sodio reacciona en forma
espontánea con el aire y no debería ser almacenado por más de un mes pues pierde
su efectividad. El hipoclorito de calcio, por el contrario, es muy estable y puede ser
almacenado hasta un año.
Adicionalmente puede generarse hipoclorito de sodio in situ por electrólisis al
hacer reaccionar sal común y agua. Como subproducto de la reacción se genera

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hidrógeno, que debe ser dispersado del sitio en forma segura, dada la explosividad
inherente a este gas. La calidad de los reactivos debe cumplir ciertos estándares
pues son añadidos al agua para consumo humano y por lo tanto deben estar libre de
sustancias tóxicas 6.
Otra limitante adicional del cloro es la generación de subproductos
halogenados que se producen cuando el cloro reacciona con la materia orgánica
contenida en el agua, proveniente aquélla de las sustancias húmicas o fúlvicas del
suelo 7. La formación de estas sustancias halogenadas dependen del tipo y
concentración de la materia orgánica presente cuando se añade el cloro, la dosis
de cloro, la temperatura y pH del agua, así como el tiempo de reacción. Los
productos generados pueden ser diversos pero los más importantes se conocen
como trihalometanos, de comprobada toxicidad al ser humano 2. Otro factor
importante que aumenta la presencia de subproductos halogenados es la recloración
dentro del sistema de distribución 8.
3.2. Cloramina
La cloramina se forma cuando se añade cloro al agua que contiene amoniaco o
cuando se añade amoniaco a agua que contiene cloro. Esta sustancia es un bactericida
efectivo y genera menos subproductos que el uso de cloro. Sus limitaciones provienen
de que tiene un poder desinfectante menor que el del cloro y de que dentro de las
reacciones posteriores puede generarse tricloruro de nitrógeno que tiene sabor y olor
desagradables. Es apropiado para prevenir el recrecimiento en el sistema de
distribución, propiamente dicho. Por lo general, se aplica cloro gas en el sistema,
seguido de amoniaco gas o hidróxido de amonio, tras un mezclado adecuado y tiempo
de contacto suficiente, la desinfección es efectiva.
Para la generación de la cloramina puede ser usado como fuente de cloro el
gas cloro puro; como fuente de amoniaco puede ser utilizado solución gaseosa
anhidra de amoniaco, hidróxido de amonio u otros compuestos químicos como sulfato
de amonio 6.
3.3. Ozono
El ozono es una forma alótropa del oxígeno que tiene tres átomos en cada
molécula, en lugar de la forma usual de dos átomos. Es un oxidante poderoso y
agente desinfectante. Se forma a partir del oxígeno del aire, que pasa a través de un
sistema de electrodos de alto voltaje.
Las ventajas principales del ozono se deben a que requiere de tiempos de contacto
y dosis menores que el cloro, por lo que ha sustituido al cloro en plantas altamente
tecnificadas. Por regla general, el ozono no produce subproductos halogenados, a
menos que el agua contenga bromuros.
Debido a la inestabilidad de la molécula de ozono, el gas debe ser generado
in situ y ser utilizado de inmediato. Los voltajes elevados que se manejan en los
equipos los hacen técnicamente complejos en su mantenimiento y operación y
caros en su costo de operación. Adicionalmente, tiene la desventaja de que el
ozono no mantiene un poder desinfectante residual en el agua, una vez terminada
la aplicación.

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Una variedad de la aplicación anterior, es la generación de ozono a partir de
oxígeno puro, no de aire. Esta variedad es ventajosa desde el punto de vista de
los costos, pues el costo de energía, que es el más importante, disminuye. Asimismo,
el ozono generado tiene una mayor densidad, tanto que puede verse duplicada la
cantidad de ozono generado por unidad de volumen. Al tener el ozono una mayor
concentración, se desinfectan iguales volúmenes de agua con menores volúmenes
de ozono 6.
3.4. Luz ultravioleta
La radiación ultravioleta se genera con una lámpara especial. Cuando la radiación
penetra la pared celular de un organismo, el material genético es modificado y la
célula es incapaz de reproducirse.
La luz ultravioleta destruye virus y bacterias, sin embargo, como en el caso del
ozono, es necesario del uso posterior de cloro, para prevenir el recrecimiento de
bacterias. La luz ultravioleta provee un método de operación y mantenimiento
sencillo, es útil con tiempos cortos de contacto y no genera residuos tóxicos o
subproductos.
Entre sus principales limitaciones se encuentran su incapacidad de inactivar
protozoarios, y su ineficiencia para tratar aguas turbias con sólidos suspendidos,
color o materia orgánica soluble. En estos casos la radiación será absorbida por
estas sustancias y la desinfección se verá seriamente limitada. La efectividad de la
radiación ultravioleta con vías a desinfectar agua depende de la dosis absorbida por
los organismos, en función de la intensidad de la lámpara utilizada y el tiempo de
exposición. Si la dosis no es suficiente, el material genético puede verse dañado
pero no destruido, lo que permitirá el recrecimiento bacteriano una vez que cese el
tratamiento 5.
4.Filtraciónpormembranas
Una alternativa a la filtración convencional la ofrecen los filtros de membrana
que consisten en materiales finos capaces de separar sustancias cuando una presión
es aplicada a través de ellos. La filtración por cartuchos es un proceso físico en el
cual el agua se hace pasar a través de una membrana con poros de tamaño variable,
que puede estar entre 0,2 y 1,0 micrómetros.
La exigencia mundial de disponer de agua de mayor calidad ha favorecido el
desarrollo de la tecnología de membranas, dado que estos procesos tienen una
capacidad excelente de separación de sustancias disueltas y se han desarrollado
productos que corresponden a ultra-, nano- y micro- filtración.
4.1. Micro filtración
La separación por membrana micrométrica contiene poros de
aproximadamente 0,03 a 10 m, retiene pesos moleculares mayores a 100.000
daltons y usa presiones de influente relativamente bajas, como 100 a 400 kPa.
Generalmente es capaz de remover material particulado como arena, arcilla,
Giardia, Cryptosporidium, algas y algunas especies bacterianas. No retiene
virus pero tiene cierta capacidad de remoción de compuestos orgánicos lo que

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reduce el potencial de descomposición de la membrana, problema común con
esta tecnología.
Los filtros son pequeños, pueden ser operados en forma automática y son
efectivos para remoción de material particulado, bacterias y materia orgánica natural,
que llegan a impartir color, sabor y olor desagradable al agua. Existen varios tipos de
membrana como la espiral, tubular y de fibra capilar hueca, siendo más usadas las
dos últimas porque permiten un lavado automático de la membrana.
Para aumentar la vida media de las membranas se pueden incluir pre-filtros o
usar carbón activado o coagulantes como pretratamientos. Estos filtros son fáciles
de operar y mantener cuando se tienen índices bajos de turbiedad. En caso de que
la turbiedad sea elevada, los filtros se descomponen rápidamente y será necesario
el reemplazo en el corto plazo, por lo que con frecuencia se hace uso de
desinfectantes químicos para prevenir la descomposición y el lavado periódico de
la membrana.
El lavado de la membrana se realiza a contra flujo haciendo pasar agua o aire a
presión a través de la membrana para remover los sólidos acumulados en la superficie
de la membrana misma.
El uso de desinfectantes químicos después de la filtración implica que se podrán
generar subproductos de la cloración, mencionados con anterioridad 4, 5.
La micro filtración se usa también como pretratamiento en la potabilización por
ósmosis inversa o por nano filtración.
4.2. Ultra filtración
La ultra filtración se realiza por medio de membrana de tamaño de poro
aproximado entre 0,002 y 0,1 µm y ejercicio de presión para que el agua atraviese la
membrana. Con este tamaño de poro pueden retenerse moléculas con pesos
moleculares mayores a 10.000 daltons y se opera a presiones que oscilan entre 200 y
700 kPa. La ultra filtración impide el paso de bacterias y la mayoría de los virus, pero
es permeable a algunos tipos de virus y de materia disuelta, como sustancias húmicas.
Se recomienda la desinfección con cloro después de la ultra filtración.
Este tipo de procesos puede ser completamente automatizado, no requiere el
uso de compuestos químicos, produce un agua de calidad buena y constante y es de
manejo sencillo. El costo de inversión y operación no es bajo pues se renueva
continuamente lamembrana.
La mayor parte del material coloidal, especies de alto peso molecular, material
particulado, especies orgánicas e inorgánicas son retenidos en estas membranas. De
las especies biológicas se retienen protozoarios, bacterias y la mayoría de los virus
conocidos. En cuanto a especies metálicas como quelatos de hierro y manganeso
requieren un proceso previo de separación para evitar la descomposición de la
membrana.
Las membranas para ultrafiltración se fabrican en forma tubular o de hojas
planas con las que se elaboran los filtros.
La ultrafiltración está limitada por el proceso de descomposición de la
membrana, ya mencionado en relación a la micro filtración, y por el costo
relativamente elevado 6,9.

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4.3. Nanofiltración
Las membranas de nanofiltración poseen un tamaño de poro aún menor a
las anteriores, de 0,001 µm. En ellas se retienen moléculas de peso molecular
mayor a 1.000 daltons. Las presiones a las que deben trabajar estas membranas
son sensiblemente mayores que las anteriores y usualmente pueden estar entre
600 kPa y 1.000 kPa. Pueden remover virtualmente todo tipo de bacterias, virus,
quistes y material disuelto húmico. Dado el bajo contenido de materia orgánica
presente después de la nanofiltración, no se generan subproductos de la cloración,
si se añade esta sustancia para impartirle un efecto desinfectante residual al
agua.
Dado que se remueve una gran cantidad de sustancias disueltas en el agua,
incluso alcalinidad (carbonatos y bicarbonatos), el agua adquiere características
corrosivas una vez tratada por este proceso por lo que generalmente se requiere la
adición de algún álcali para reducir este problema.
La presión elevada a la que se maneja el agua genera altos costos de energía y
esto ha provocado un uso muy limitado de esta tecnología 6,9.
4.4. Ósmosis inversa
Este proceso, también conocido como hiperfiltración, se basa en el uso de una
membrana semipermeable que permite el paso de agua, mas no de iones disueltos.
La membrana tiene poros menores a 10 Å (1 nm). El agua es sujeta a una alta
presión que la obliga a pasar a través de la membrana; todas las sales disueltas
permanecen en una solución que se concentra de sales, motivo por el cual se le
conoce como salmuera o agua de rechazo o retrolavado.
La proporción de volumen entre el agua de rechazo y el agua producida da
una idea de la eficiencia del sistema. Si bien la ósmosis inversa puede remover
prácticamente cualquier contaminante orgánico o inorgánico del agua, tiene como
desventaja los altos costos de capital y de operación necesarios, el manejo del
agua de rechazo puede convertirse en un problema pues los contaminantes se
concentran en ésta, los pretratamientos son indispensables, las membranas tienen
la tendencia a descomponerse y el agua de rechazo puede llegar a ser 25 a
50% del caudal de alimentación, lo que significa un gran desperdicio de agua 5,
6.
Todas estas tecnologías compiten de cierta manera con la fotocatálisis, cuya
efectividad se centra en dos áreas principales: la desinfección y la remoción de
compuestos orgánicos. En la tabla siguiente se presenta una descripción de las
capacidades y limitaciones de las tecnologías mencionadas. Como se observa,
los métodos convencionales de filtración son de manejo sencillo, costos moderados
y eficiencias medias. Por otro lado, los métodos de filtración por membranas son
de manejo más complicado, con costos elevados y eficiencias altas. Las
limitaciones se indican en cada rubro pero en general puede decirse que se agrupan
en la generación de residuos que pueden llegar a considerarse residuos peligrosos,
descomposición de las membranas por presencia de bacterias, desperdicio de
agua por la generación de salmuera o agua de rechazo y recrecimiento de
bacterias.

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Tabla1.Tecnologíasconvencionalesdepotabilizacióndeaguaysuslimitaciones
Adaptado de [1, 4 y 5].

11. ICAP “ARGDEBRA”
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Queda por describir en otros capítulos las ventajas que la fotocatálisis ofrece
ante estas tecnologías. Someramente, puede decirse que se tendrán ventajas en los
costos, en la potabilización del agua sin generación de agua de rechazo o retrolavado,
no hay materiales que puedan descomponerse, ni hay recrecimiento bacteriano, lo
que se demostrará a lo largo de este libro.
Referencias
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Water Council, LaHaya, Holanda, (2000).
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(1995).
[3].AmericanWaterWorksAssociationyAmericanSocietyofCivilEngineers,WaterTreatmentPlant
Design, McGraw-Hill, Nueva York, (1998).
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water treatment facilities, EPA/625/4-89/023, 209, (1989).
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treatmentforsmallcommunities,EPA/625/5-90/025,82,(1990).
[6].EnvironmentalProtectionAgency,Smallsystemscompliancetechnologylistforthesurfacewater
treatmentruleandtotalColiform, EPA/815/R/98/001,82,(1998).
[7].N.M.Ram,R.F.ChristmanyK.P.Cantor,Significanceandtreatmentofvolatileorganiccompounds
inwatersupplies,LewisPublishers,USA,(1990).
[8].M.T.Leal,E.R.Bandala, S.GeloveryS.Pérez,Trihalometanosenagua paraconsumo humano,
Ingeniería Hidráulica en México, XIV(3), 29-35, (1999).
[9]. J.G. Jacangelo, J.M. Laine, E.W. Cummings, A. Deutschmann, J. Mallevialle y M.R. Wiesner,
Evaluation of Ultrafiltration membrane pretreatment and nanofiltration of surface waters, American
WaterWorksAssociationyAWWAResearchFoundation,Denver,(1994).

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2. TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES DE UNA
INDUSTRIA PROCESADORA DE PESCADO EN
REACTORES ANAERÓBICOS DISCONTINUOS
Julio César Marín Leal1
, Carlos Aníbal Chinga Panta2
, Abrahan Isaac Velásquez Ferrín3
, Pierre Andrés González Cabo4
,
Luz María Zambrano Rodríguez5
Fecha de recepción: 21 de Julio de 2014
Fecha de aprobación: 13 de Febrero de 2015
Referencia: J.C. Marín Leal, C.A. Chinga Panta, A.I. Velásquez Ferrín, P.A. González Cabo, L.M. Zambrano Rodríguez.
(2015). Tratamiento de aguas residuales de una industria procesadora de pescado en reactores anaeróbicos
discontinuos. Ciencia e Ingeniería Neogranadina, 25 (1), pp. 27 - 42
RESUMEN
En el presente trabajo se evaluó el tratamiento de las aguas residuales de una industria procesadora
de pescado de la ciudad de Manta (Ecuador), en reactores anaeróbicos discontinuos, y se estableció
su adecuación a las normas ambientales vigentes en materia de vertido. Para ello, se realizaron
ensayos de laboratorio en reactores discontinuos de 1 L, con un tiempo de contacto de 24 h y
provistos de un lodo anaerobio procedente de una planta de tratamiento de aguas residuales
domésticas. Dicho efluente fue diluido con agua destilada en proporciones de 33%, 66% y 100%,
correspondientes a las etapas I, II y III, respectivamente. Durante cada etapa se monitorearon los
1. Biólogo, M.Sc., Ph.D.,Investigador del Programa Prometeo. Departamento Central de Investigación (DCI),Universidad Laica “EloyAlfaro” de Mana-
bí (ULEAM).Manta, Provincia de Manabí, Ecuador.ProfesorTitular,Facultad deIngeniería.Escuela de Ingeniería Civil, Departamentode Ingeniería
SanitariayAmbiental(DISA).UniversidaddelZulia,Maracaibo,Venezuela,jmarin@fing.luz.edu.ve
2. Biólogo Marino, M.Sc., Investigador II. Departamento Central de Investigación (DCI). Universidad Laica “Eloy Alfaro” de Manabí (ULEAM). Manta,
Provincia de Manabí, Ecuador, carlos.chinga@uleam.edu.ec
3. Biólogo Marino, M.Sc., Docente-Investigador, Departamento Central de Investigación (DCI). Universidad Laica “Eloy Alfaro” de Manabí (ULEAM),
Manta, Provincia de Manabí, Ecuador, abrahan.velasquez@uleam.edu.ec
4. Auxiliar de Investigación, Estudiante de Ingeniería de Recursos Naturales y Ambiente, Departamento Central de Investigación (DCI). Universidad
Laica“EloyAlfaro”deManabí(ULEAM),Manta,ProvinciadeManabí,Ecuador,andres-pag@hotmail.com
5. Auxiliar de Investigación, Estudiante de Ingeniería de Recursos Naturales y Ambiente, Departamento Central de Investigación (DCI). Universidad
Laica “Eloy Alfaro”de Manabí (ULEAM), Manta, Provincia de Manabí, Ecuador,lucy_zambrano@hotmail.es

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siguientes parámetros, de acuerdo con los métodos estándares: pH, alcalinidad total, DBO5.20,
DQO, nitrito, amonio, nitrógeno total Kjeldahl (NTK), ortofostato, sulfato, sólidos suspendidos
totales (SST) y sólidos suspendidos volátiles (SSV). Los resultados muestran porcentajes de
remoción de materia orgánica, expresados como DBO5.20 (37.9±4.1%; 41.8±7.6% y 46.2±3.2%) y
DQO (34.7±9.7%; 36.9±9.2% y 43.8±4.1%, para las etapas I, II y III, respectivamente), relativamente
bajos como resultado del origen del inóculo usado, así como del contenido relativo de sales en el
efluente industrial. Las remociones de amonio, NTK y ortofosfato estuvieron entre 60-95%, 25-
37% y 6-25%, respectivamente. Bajo las condiciones de los ensayos realizados, el efluente tratado
requiriere de la aplicación de un postratamiento para reducir el contenido de materia orgánica y
nutrientes a los límites permisibles de descarga establecidos en la República de Ecuador.
Palabras clave: Efluente industrial, materia biodegradable, lodo anaerobio, reactores discontinuos,
tratabilidad anaeróbica.
ABSTRACT
In this paper, the treatment of wastewater from a fish processing industry (Manta, Ecuador) in
batch anaerobic reactors was evaluated and its adjustment to current environmental standards for
discharge was established. For this purpose, laboratory tests were performed in 1 L reactors supplied
with sludge from an anaerobic treatment plant of domestic wastewater, with a contact time of 24
h. The effluent was diluted with distilled water in proportions of 33%, 66%, and 100% corresponding
to the stages I, II, and III respectively. During each stage, the following parameters were monitored
according to standard methods: pH, total alkalinity, BOD5.20, COD, nitrite, ammonium, total Kjeldahl
nitrogen (TKN), orthophosphate, sulfate, total suspended solids (TSS) and volatile suspended solids
(VSS). Results show removal percentages of organic matter, expressed as BOD5.20 (37.9±4.1%,
41.8±7.6%, and 46.2±3.2%) and COD (34.7±97%, 36.9±9.2%, and 43.8±4.1%, for the stages I, II and
III, respectively), relatively low as a result of the inoculum source used, as well as the salt relative
content in industrial effluent. The removals of ammonium, TKN and orthophosphate were between
60-95%, 25-37%, and 6-25%, respectively. The treated effluent requires a post-treatment to reduce
organic matter contents and nutrients to the discharge limits allowed in the Republic of Ecuador.
Keywords: Anaerobic sludge, anaerobic treatability, batch reactor, biodegradable matter,
industrial effluent.
INTRODUCCIÓN
La ciudad de Manta constituye el primer puerto
pesquero del Ecuador y es considerada como la
capital del atún en la costa del Pacífico oriental.
Su estratégica ubicación en la zona costera
desencadenó el asentamiento de numerosas
industrias pesqueras a lo largo de los años,
lo cual ha generado importantes problemas,
particularmente de índole ambiental. Esto se
debe a que la mayoría de estas empresas no
cuenta con sistemas propios de tratamiento de

14. ICAP “ARGDEBRA”
14
aguas residuales y opta por evacuarlas, en unos
casos, al sistema de alcantarillado doméstico,
en otros, a las quebradas y ríos más cercanos
a sus instalaciones, o en su defecto, al mar, a
través de conexiones directas, sin atender la
normativa ambiental vigente [1].
Entre las consecuencias generadas en la zona
de influencia de estas empresas se tienen las
siguientes: i) contaminación de ríos (Manta
y Burro) y áreas costeras, ii) problemas
de insalubridad en las zonas de descarga,
iii) contaminación atmosférica por malos
olores, iv) pérdida del potencial turístico de la
región (Playas La Poza, Tarqui, Los Esteros,
El Murciélago, otras), v) incumplimiento de la
normativa legal vigente en materia de vertido
y disposición de efluentes, y vi) colapso del
sistema de drenaje urbano y pérdida de
eficiencia de la planta de tratamiento local.
La situación antes descrita justifica el desarrollo
y evaluación de tecnologías de tratamiento
encaminadas a reducir los impactos
ambientales ocasionados por el inadecuado
manejo y disposición de efluentes industriales,
considerando su composición y efectos
sobre los ecosistemas naturales. En este
sentido, el tratamiento biológico surge como
alternativa viable, ya que utiliza la versatilidad
metabólica de los microorganismos para la
oxidación de la materia orgánica presente en
los efluentes (fuente de carbono y/o energía),
con la subsecuente reducción del contenido de
nutrientes y otros contaminantes [2-5].
Eneltratamientoanaeróbico,loscontaminantes
orgánicos (expresados como demanda
química de oxígeno, DQO, y/o como demanda
bioquímica de oxígeno, DBO5.20) son convertidos
en lodo biológico y biogás (metano y dióxido
de carbono), y queda un pequeño remanente
que no es susceptible a la biodegradación.
Las principales ventajas de esta tecnología,
especialmente para plantas de tratamiento de
grandes dimensiones, son: i) bajos costos de
operación, ii) poco requerimiento de espacio,
iii) producción de biogás (posible fuente de
energía), y iv) baja producción de lodos. De
esta manera, los sistemas anaerobios resultan
muy adecuados para el tratamiento de
aguas residuales de industrias procesadoras
de pescado, debido a su alta capacidad de
eliminación de materia orgánica. Con ellos es
posible conseguir una reducción significativa
de los costos de inversión, en comparación a
los sistemas aeróbicos, y se generaría además,
una cantidad más pequeña de lodo altamente
estabilizado y con mayor tendencia a la
deshidratación [3, 6-7].
El objetivo de este trabajo consistió en evaluar
el tratamiento de las aguas residuales de una
industria procesadora de pescado de la ciudad
de Manta (Ecuador), en reactores anaeróbicos
discontinuos, y establecer su adecuación a las
normas ambientales vigentes en materia de
vertido al mar y al sistema de alcantarillado.
1. MATERIALES Y MÉTODOS
A continuación se describen los materiales
y métodos empleados en la presente
investigación para evaluar el tratamiento de las
aguas residuales de una industria procesadora
de pescado de la ciudad de Manta (Ecuador),
en reactores anaeróbicos discontinuos, bajo
condiciones de laboratorio.
1.1 EFLUENTE INDUSTRIAL
El efluente industrial se obtuvo de una
empresa procesadora de pescado de la ciudad
de Manta (Ecuador), la cual maneja unas 20

15. ICAP “ARGDEBRA”
15
Compuesto Cantidad
MgCl2.6H2O 0,085 g/L
(NH4)6Mo7O24.4H2O 40 µg/L
NiSO4.6H2O 500 µg/L
CoCl2.6H2O 50 µg/L
FeCl2.6H2O 0,64µg/L
H3BO3
100 µg/L
NH4Cl Variable
CaCl 0,04 g/L
MnCl2.4H2O 500 µg/L
KH2PO4 + K2HPO4
Variable
ZnSO4.7H2O 500 µg/L
(NH4)2SO4
0,13 g/L
NaHCO3
1,0 g/L
CuSO4.5H2O 5 µg/L
toneladas diarias de atún para la fabricación
de conservas (atún en aceite vegetal) y
empaques herméticos (sachet y lomos
de atún). Dicho efluente correspondió a la
mezcla de los residuos líquidos de todos los
procesos de la empresa (descongelamiento,
limpieza, cocción, envasado, esterilización,
etc.), los cuales son almacenados en un
tanque de estabilización antes de su
incorporación al sistema de alcantarillado
público. Las muestras fueron recogidas en
recipientes plásticos de 20 L y transportadas
al laboratorio, donde se mantuvieron a 4°C
hasta su tratamiento.
1.2 REACTORES ANAERÓBICOS
DISCONTINUOS
Se conformaron cuatro reactores en matraces
Erlenmeyer de 1 L, con un contenido de 20%
de lodo biológico anaerobio y 80% de efluente
en tratamiento (Figura 1). El lodo fue obtenido
del sedimento de unas lagunas anaeróbicas
de la localidad, que eran alimentadas con
aguas residuales domésticas. Dicho lodo fue
aclimatado con los efluentes durante dos
semanas antes de iniciar las pruebas.
mientras que los dos restantes sirvieron
como controles, los cuales fueron
alimentados con un efluente sintético
(Tabla 1). Estos reactores control sirvieron
como referencia de comparación para la
biodegradabilidad anaeróbica del efluente
industrial, ya que contenía glucosa como
única fuente de carbono y energía [8].
Tabla1.Proporcionesdenutrientesempleadasparael
efluente sintético usado en el presente estudio.
2
Figura 1. Conformación de los reactores anaeróbicos
discontinuos usados en la presente experimentación.
Dos reactores se utilizaron para el
tratamiento de los efluentes industriales,
Fuente:Chacín,1993 [8].
Todos los reactores fueron cerrados
herméticamente y funcionaron de manera
discontinua, a un tiempo de retención
hidráulico (TRH) de 24 h, bajo condiciones
mesofílicas y con agitación manual dos veces
al día.

16. ICAP “ARGDEBRA”
16
1.3 TRATAMIENTO ANAERÓBICO DE
EFLUENTE INDUSTRIAL
La digestión anaeróbica de los efluentes
de la industria procesadora de pescado se
evaluó en tres etapas (Tabla 2), mediante su
dilución con agua destilada, a fin de prevenir
los choques orgánicos y el efecto de la
salinidad sobre la comunidad microbiana del
lodo [9-11]. El contenido de glucosa en los
reactores control también fue aumentado
en las diferentes etapas, con una proporción
de DQO un poco mayor que la del efluente
industrial, considerando la naturaleza
altamente biodegradable de este compuesto
orgánico. Cada etapa experimental se
extendió hasta observar una estabilidad en
las concentraciones de DQO finales (efluente
tratado), lo cual se logró aproximadamente a
los 25 días de experimentación.
Tabla2.Etapasdeexperimentaciónenlosreactores
anaeróbicos discontinuos para el tratamiento de los
efluentesdelaindustriaprocesadoradepescado.
Etapa
Duración
(días)
Tratamiento Control
Proporción
de efluente
industrial(%)
DQO teórica
del afluente
(mgGlucosa)/L)
I 25 33 1000
II 26 66 2500
III 24 100 5000
Transcurrido el TRH (24 h), los reactores
eran descargados usando una manguera
a manera de sifón y cargados nuevamente
con una porción fresca de efluente
industrial. El efluente tratado se usaba
para realizar los análisis fisicoquímicos
correspondientes.
1.4 CONTROL Y ANÁLISIS DEL SISTEMA
EXPERIMENTAL
Los parámetros monitoreados para
establecer la calidad del efluente final fueron
los siguientes, de acuerdo con los métodos
estándares:pH,alcalinidadtotal,DBO5.20,DQO,
nitrito, amonio, nitrógeno totalKjeldahl (NTK),
ortofosfato, sulfato, sólidos suspendidos
totales (SST) y sólidos suspendidos volátiles
(SSV) [12]. Todoslos análisis fueron realizados
por duplicado sobre muestras filtradas
(filtros de fibra de vidrio MERCK de 0.7 µm de
tamaño de poro),conlafinalidad deeliminar la
interferencia debida a la presencia de sólidos
suspendidos. No fue posible cuantificar
el volumen de biogás producido, debido a
problemas de fuga en las conexiones de los
reactores (Figura 1).
1.5 ANÁLISIS ESTADÍSTICO DE DATOS
Se calcularon las medias aritméticas y las
desviaciones estándares empleando el
programaMicrosoftExcel2010paraWindows
7. Se utilizó el programa IBM SPSS Statistics
Ver. 20 para realizar un análisis de varianza
(ANOVA) de dos vías, con la finalidad de
determinar las diferencias significativas en
los parámetros fisicoquímicos, considerando
el tipo de efluente (tratamiento vs. control)
y las etapas experimentales (I, II y III). Antes
de realizar el ANOVA se comprobaron, tanto
la homogeneidad de las varianzas (Test de
Bartlett), como la distribución normal de
los residuos (Test de Kolmogorov-Smirnov).
Adicionalmente, se estableció un estudio de
correlación de Pearson entre los parámetros
fisicoquímicos dentro de los reactores para
conocer su intervención sobre la remoción
de la materia orgánica, considerando n=75 y
rteórico=0.274 (p<0.01).

17. ICAP “ARGDEBRA”
17
2. RESULTADOSY DISCUSIÓN
En esta sección se describen y discuten los
resultados obtenidos durante el tratamiento
de las aguas residuales de una industria
procesadora de pescado de la ciudad de
Manta (Ecuador), en reactores anaeróbicos
discontinuos, bajo condiciones de laboratorio.
2.1 CARACTERIZACIÓNDELEFLUENTE
INDUSTRIAL
En la Tabla 3 se muestran los resultados de la
caracterización fisicoquímica inicial del efluente
de la industria procesadora de pescado y su
comparación con los límites permisibles de
descarga de la República de Ecuador. Estos
Tabla 3. Características fisicoquímicas iniciales del efluente de la industria procesadora de pescado usado en el presente
estudio, y límites máximos permisibles para descarga en la República de Ecuador.
Parámetro X±DE
Límite descarga
agua marina*
Límite descarga
alcantarillado*
pH 7.41±0.52 6-9 5-9
Alcalinidadtotal(mgCaCO3/L) 1105.2±67.3 - -
Conductividadeléctrica (mS/cm) 9.89±2.7 - -
Potencial redox (mV) -14.1±1.9 - -
Oxígeno disuelto (mg/L) 1.92±0.33 - -
Salinidad(mg/L) 5730.3±87.5 - -
Cloruro (mg/L) 1620.7±84.7 - -
DBO5.20 (mg/L) 2290.3±121.7 100 250
DQO (mg/L) 2565.6±237.2 250 500
Nitrito (mg/L) 0.39±0.02 - -
Amonio (mg/L) 79.71±2.64 - -
NTK (mg/L) 327.08±5.69 40 40
Ortofosfato (mg/L) 42.67±1.32 10 (P-total) 15 (P-total)
Aceites y grasas (mg/L) 6.49±1.07 0,3 100
Sulfato (mg/L) 1290.60±54.18 - 400
SDT (mg/L) 5070.4±93.2 - -
SST (mg/L) 421.6±64.7 100 220
SSV (mg/L) 360.9±35.6 - -
n=6, X: media aritmética, DE: desviación estándar,
Fuente: República de Ecuador,2008 [13].

18. ICAP “ARGDEBRA”
18
resultados reflejan que las concentraciones
de DBO5.20, DQO, NTK, ortofosfato, aceites y
grasas, sulfato y SST no cumplen con la norma
ambiental [13], lo cual justifica la examinación de
tecnologías de tratamiento, dirigidas a minimizar
los impactos ambientales ocasionados por el
vertido de estos efluentes al ambiente.
La composición fisicoquímica del efluente
industrial usado en el presente estudio resultó
comparable a la mostrada en otros trabajos,
observados en los reactores control y entre las
etapas de tratamiento.
Los valores de pH del efluente industrial
tratado estuvieron también dentro del rango
establecido por la normativa ecuatoriana para
la descarga, tanto en agua marina (pH 6-9)
como en la red de alcantarillado (pH 5-9) [13].
La norma no contempla límites permisibles de
descarga para alcalinidad total.
-2
como por ejemplo de Sankpal y Naikwade
[14], quienes reportaron una concentración de
DQO entre 1200 y 2200 mg/L para el efluente
pesquero de una industria en la India. De
igual manera, Cristóvão et al. [4], señalaron
un contenido de SST de 284-653 mg/L y una
conductividad eléctrica de 4.0-20.2 mS/cm
para las aguas residuales de una industria de
conservas de pescado en el Norte de Portugal.
Por otra parte, el factor de biodegradabilidad
(relación DBO5.20/DQO) obtenido para el efluente
de la industria procesadora de pescado fue de
0.89, lo que indica la naturaleza altamente
biodegradable del mismo, así como la factibilidad
de aplicar tratamiento biológico para remover
materia orgánica y nutrientes [9, 15].
2.2 PARÁMETROS FISICOQUÍMICOS
Las variaciones del pH y de la alcalinidad
total durante el tratamiento del efluente
de la industria procesadora de pescado
estuvieron dentro de los rangos considerados
como óptimos para el crecimiento de
microorganismos anaerobios mesófilos [6,
16], los cuales fueron de: 7.13±0.13, 7.62±0.29
y 7.61±0.14; y de 552.1±79.7, 1025.8±46.4 y
1520.8±96.4 mgCaCO3/L para las etapas I, II
y III, respectivamente. Dichos valores fueron
significativamente diferentes (p<0.0001) a los
Por su parte, la concentración inicial de SO4
(1290.60±54.18 mg/L; Tabla 2) del efluente
de procesamiento de pescado se logró
disminuir en 44.8%, 42.7% y 32.9% durante
el tratamiento en los reactores anaeróbicos
discontinuos (etapas I, II y III, respectivamente).
El proceso que domina bajo las condiciones del
ensayo establece que el sulfato se reduzca
a H2S vía reducción desasimilativa [17-18],
mediante el acoplamiento de la oxidación de
la materia orgánica (donador de electrones) a
la reducción de sulfato (aceptor de electrones)
con la participación de bacterias fermentativas
hidrolíticas que degradan materia orgánica
compleja [19].
Los contenidos de SST y de SSV en el efluente
tratado presentaron valores medios de
88.44±24.44, 79.62±9.45 y 104.86±22.68
mg/L; y de 69.84±18.55, 71.58±9.51 y
85.72±13.13 mg/L para las etapas I, II y III,
respectivamente. Las concentraciones de SST
estuvieron por debajo de los límites máximos
permitidos para el vertido en agua marina (100
mg/L) y en el alcantarillado (220 mg/L) [13],
a excepción de las observadas en la etapa III,
como resultado del incremento en la carga
orgánica de los reactores. Por tal motivo, se
hace necesario monitorear minuciosamente
el contenido de sólidos en el efluente final
para verificar la necesidad de implementar un
sistema de sedimentación posterior.

19. ICAP “ARGDEBRA”
19
2.3 MATERIA ORGÁNICA
En cuanto al contenido de materia orgánica
en el efluente tratado, las concentraciones
medias de DBO5.20 estuvieron en 285.36±7.41,
710.71±28.72 y 908.61±4.82 mg/L, mientras
que las de DQO fueron de 429.77±61.21,
1099.48±163.87 y 1361.96±103.70 mg/L para
las etapas I, II y III, respectivamente. Se observaron
diferencias altamente significativas (p<0.0001)
de estas concentraciones con respecto al tipo de
efluente y las etapas experimentales.
La Figura 2 muestra el comportamiento de
la DQO durante el tratamiento del efluente
resultante del procesamiento de pescado en
los reactores anaeróbicos discontinuos. Las
concentraciones de DQO en el efluente tratado
fueron proporcionales a las de entrada, lo que
repercutió sobre los porcentajes de remoción
de DQO conforme se aumentaba la relación
de efluente industrial desde la etapa I hasta la
III. La remoción de materia orgánica, medida
como DQO, fue relativamente semejante en los
reactores cargados con las aguas residuales
industriales y los de control (Tabla 4), y se
obtuvieron medias aritméticas de 34.7±9.7,
36.9±9.2 y 43.8±4.1% para el efluente pesquero
en las etapas I, II y III, respectivamente.
Los valores finales de DQO correlacionaron
significativamente con el pH (r=0.661, p<0.01),
Figura 2. Comportamiento de las concentraciones de demanda química de oxígeno (DQO) durante el tratamiento del
efluente resultante del procesamiento de pescado en reactores anaeróbicos discontinuos. A) Efluente de pescado, B)
Reactor control.

20. ICAP “ARGDEBRA”
20
Tabla 4. Porcentajes de remoción demateria orgánicay nutrientes durante el tratamiento del efluente resultante del
procesamientodepescadoenreactoresanaeróbicosdiscontinuos.
Etapa DBO5.20 DQO Nitrito Amonio NTK Ortofosfato
Efluente de procesamiento de pescado
I* 37.9±4.1 34.7±9.7 - 60.7±1.2 24.6±3.9 6.4±1.7
II** 41.8±7.6 36.9±9.2 61.9±2.89 5.5±1.8 28.9±5.7 10.3±1.8
III*** 46.2±3.2 43.8±4.1 56.3±3.4 85.4±0.7 37.2±1.0 24.8±2.0
Reactor control
I* 40.2±2.6 38.0±6.4 - 97.8±0.4 95.7±0.4 7.3±1.6
II** 37.7±3.8 33.7±4.4 - 99.7±0.1 96.5±0.5 11.6±1.1
III*** 50.3±2.9 47.0±3.4 - 99.7±0.2 97.2±0.3 18.0±2.1
*: n= 25, **: n= 26, ***: n= 24, - : no hubo remoción.
alcalinidad total (r=0.907, p<0.01), nitrito
(r=0,754, p<0,01), amonio (r=-0.754, p<0.01),
NTK (r=0.964, p<0.01), ortofosfato (r=0.950,
p<0.01), sulfato (r=0.870, p<0.01) y SSV
(r=0.343, p<0.01), lo que indica la interacción
de estos parámetros fisicoquímicos
durante el proceso de biodegradación de
la materia orgánica presente en el efluente
industrial.
De manera general, los porcentajes de
remoción de materia orgánica en los reactores
Entre los factores que intervienen sobre la
eficiencia de remoción de materia orgánica
en sistemas de tratamiento biológico,
particularmente en procesos anaeróbicos,
se pueden mencionar la calidad u origen
del inóculo, así como el contenido de sales
en el efluente [10-11]. La salinidad puede
influir sobre las interacciones osmóticas y
electroquímicas de la membrana celular con
el medio externo, interviniendo en el flujo de
solutos y solventes [11]. Por ejemplo, se ha
encontrado inhibición de la metanogénesis a
+
anaeróbicos, expresados como DBO5.20 y DQO, concentraciones de Na por encima de 5.25
fueron relativamente bajos, por ejemplo, al ser
comparados con los reportados por Li et al.
[20], quienes encontraron 79% de remoción
de materia orgánica en un reactor UASB para
un efluente sintético salino que contenía 4050
mgDQO/L. Asimismo, Alexandre et al. [21]
hallaron una remoción entre 48.4% y 82.0%
(expresada como DQO soluble) para el efluente
de una industria procesadora de pescado
brasileña, sometido previamente a hidrólisis
enzimática, cuya DQO inicial era de 6612±4336
mg/L.
g/L durante el tratamiento de efluentes que
contienen insulina en biorreactores UASB
[22]. Este efecto negativo de la salinidad
sobre la eficiencia de biodegradación de
materia orgánica en sistemas de tratamiento
anaeróbico ha sido contrarrestado mediante la
adición de «solutos compatibles» que ayudan a
los microorganismos a confrontar dicho efecto
[23-24]. De igual forma, la codigestión de
aguas residuales de pesquerías con desechos
agropecuarios, como corteza de árboles y
estiércol de vaca, también ha mostrado ser

21. ICAP “ARGDEBRA”
21
una alternativa viable para mejorar la eficiencia
deltratamiento anaeróbico [25].
Con respecto a la fuente y características
del inóculo, se ha reportado que las mismas
determinan la eficiencia de los sistemas
biológicos de tratamiento. Panswad y Anan
[26] encontraron una reducción del contenido
orgánico de 60% en un reactor anaeróbico/
anóxico/aeróbico a escala de laboratorio
durante el tratamiento de un efluente sintético
compuesto por sacarosa y ácido acético como
fuentes de carbono y, un contenido salino de
30 g/L, utilizando un inóculo no aclimatado,
mientras que dicha reducción aumentó a 71%
cuando incluyeron un inóculo aclimatado.
Adicionalmente, Aspé et al. [27], para el
tratamiento de aguas residuales de pesquerías,
observaron remociones de materia orgánica de
hasta 96% al utilizar sedimentos marinos como
fuente de inóculo en reactores anaeróbicos de
mezcla completa. Este planteamiento anterior
puede explicar la relativa baja eficiencia de los
reactores utilizados en el presente estudio en
Figura 3. Cantidad de materia orgánica y nutrientes removidos durante el tratamiento del efluente resultante del
procesamiento de pescado en reactores anaeróbicos discontinuos. A) DBO, B) DQO, C) Nitrito, D) Amonio, E) NTK y F)
Ortofosfato.

22. ICAP “ARGDEBRA”
22
cuanto a remoción de materia orgánica, ya que
si bien el lodo fue aclimatado paulatinamente
al efluente salino de la industria procesadora
de pescado, el mismo procedía de lagunas
anaeróbicas que trataban efluentes
alimenticios no salinos, lo cual no garantiza
la presencia de una microbiota halófila
dominante.
La cantidad de materia orgánica removida
durante el tratamiento de efluente industrial
en los reactores anaeróbicos discontinuos,
medida como DBO5.20 (Figura 3A) y DQO (Figura
3B), fue de 174.85±4.69, 509.66±12.00 y
781.80±16.94 mg/L y de 229.32±46.36,
642.18±131.61 y 1061.46±69.55 mg/L,
respetivamente, para las etapas I, II y III. En la
Figura 3B puede observarse que, considerando
la concentración de DQO de entrada
(659.09±14.85 mg/L) y salida (429.77±61.21
mg/L), solo el efluente final de la etapa I,
cumplió con el límite permitido en la norma
ecuatoriana para la descarga al sistema de
alcantarillado (500 mgDQO/L) [13].
2.4 NITRÓGENO Y FÓSFORO
La remoción de nitrito durante el tratamiento
del efluente industrial (etapa II de 61.9±2.8%
y etapa III de 56.3±3.4%, Tabla 4) fue
significativamente diferente (p<0.0001)
con respecto al tipo de efluente (glucosa
frente a efluente de pescado) y las etapas
Figura 4. Comportamiento de las concentraciones de nitrógeno total Kjeldahl (NTK) durante el tratamiento del efluente
resultante del procesamiento de pescado en reactores anaeróbicos discontinuos. A) Efluente de pescado, B) Reactor
control.

23. ICAP “ARGDEBRA”
23
2
4 4
de tratamiento, como resultado de su
concentración inicial (0.21±0.06 y 0.32±0.08
mgNO -
/L, respectivamente; Figura 3C) y de
las condiciones de reducción establecidas. Por
+
variabilidad con relación a la proporción
de efluente aplicada (Figura 4), siendo
significativamente diferentes (p<0.0001)
con respecto al tipo de efluente y las etapas
su parte, el contenido de NH4
se pudo reducir experimentales. Los valores medios finales
por encima del 60% tanto en los reactores
alimentados con efluente industrial como
en los controles (Tabla 4) y se obtuvieron
concentraciones finales de 6.04±2.75,
0.25±0.03 y 0.61±0.37 mgNH +
/L y de NH +
removido de 15.27±3.02, 52.45±5.33 y
74.72±4.21 mg/L (Figura 3D) para las aguas
residuales de la industria procesadora de
pescado en las etapas I, II y III, respectivamente.
Las concentraciones de NTK exhibieron cierta
de NTK (63.12±3.31, 128.43±28.08 y
194.38±2.41 mg/L para las etapas I, II y III,
respectivamente) no cumplieron con el límite
de descarga establecido por la legislación
ecuatoriana (40 mgNTK/L) [13], debido a
los porcentajes de remoción obtenidos:
24.6±3.9%, 28.9±5.7% y 37.2±1,0%, durante
las etapas I, II y III, respectivamente (Tabla
4). La Figura 3E muestra la cantidad de NTK
removido durante cada etapa de tratamiento.
Figura 5. Comportamiento de las concentraciones de ortofosfato durante el tratamiento del efluente resultante del
procesamiento de pescado en reactores anaeróbicos discontinuos. A) Efluente de pescado, B) Reactor control.

24. ICAP “ARGDEBRA”
24
-
2
2
4
2 3
Los procesos que determinan las variaciones
de las formas de nitrógeno en los reactores
biológicos son básicamente de naturaleza
microbiana. La desnitrificación es un proceso
respiratorio anaerobio heterotrófico, a través
-
2), y se obtuvo mayor remoción a medida
que se aumentó la proporción de efluente
industrial entre las etapas experimentales.
Dicho comportamiento fue significativamente
diferente (p<0.0001) considerando el tipo de
del cual ocurre la reducción de NO3 hasta N2
efluente y las etapas de tratamiento. De esta
en una serie de etapas y con la intervención de
la actividad de diferentes enzimas. El proceso
general de reducción podría establecerse de la
manera, los porcentajes de remoción de PO4
3
para las aguas residuales de pescado fueron
de 6.4±1.7%, 10.3±1.8% y 24.8±2.0% (Tabla 4),
siguiente manera: NO -
→ NO -
→ NO → N O para concentraciones finales de 10.93±0.59,
3 2 2
→ N , donde cada reacción es mediada por un
grupo especialista de microorganismos, entre
los que se encuentran Alcaligenes, Paracoccus,
Pseudomonas, Thiobacillus y Thiosphaera, entre
otros [28-29]. De esta manera, y bajo las
condiciones anaeróbicas establecidas en los
reactores discontinuos del presente estudio,
se pudieron reducir las concentraciones
-
21.78±0.42 y 29.02±0.85 mg/L (Figura 3F)
durante las etapas I, II y III, respectivamente,
las cuales superaron el límite de descarga
(10 mg/L como P-total para agua marina)
contemplado en la normativa ambiental
ecuatoriana [13].
En la Figura 3F se observan las cantidades
-3
iniciales de NO2 a N2 o a algún otro producto de PO4
removidas durante el tratamiento
intermediario, como NO o N2O.
También se ha reportado la remoción de
amonio en efluentes con una baja relación
C/N, como los de industrias de conservas de
pescado[30], mediantelaoxidaciónanaeróbica
de NH4+
y usando NO -
como aceptor final de
electrones (proceso conocido como ANAMMOX,
por sus siglas en inglés), para generar N2 por
acción de bacterias quimiolitoautotrofas (Ej.
Planctomycetes) [31]. Dapena-Mora et al [30]
encontraron remociones de N entre 35% y 90%
(considerando las concentraciones de NH +
,
anaeróbico del efluente del procesamiento
de pescado en reactores discontinuos, que
fueron de 0.75±0.20 mg/L para la etapa
I; de 2.51±0.33 mg/L para la etapa II y de
9.58±0.49 mg/L para la etapa III. Panswad
y Anan [26] indicaron que la eliminación
biológica convencional de P es sensible
a las condiciones osmóticas y se reduce
rápidamente con el aumento de la salinidad,
incluso cuando el lodo ha sido aclimatado
previamente. En este sentido, Hong et al.
[32] observaron una reducción de 20% en la
eficiencia de remoción de P a partir de una
NO -
y NO -
) vía ANAMMOX para efluentes concentración de cloruro de 1500 mg/L e
de una fábrica de conservas de pescado en
un reactor por carga secuencial (SBR, según
sus siglas en inglés), las cuales resultan
comparables a las obtenidas en el presente
estudio para las distintas formas de N (Tabla 4).
Las concentraciones de ortofosfato en el
efluente tratado fueron dependientes de las
del influente (entrada) (Figura 5), al igual que
lo observado para la materia orgánica (Figura
inhibición completa de la remoción a 2500
mgCl-
/L durante su experimentación con
efluente sintético en un reactor anaeróbico/
anóxico/aeróbico. Dicho hallazgo podría
explicar los relativos bajos porcentajes de
remoción de materia orgánica y ortofosfato
obtenidos en el presente estudio para los
ensayos con el efluente de la industria
procesadora de pescado.

25. ICAP “ARGDEBRA”
25
2
+
3. CONCLUSIONES
El tratamiento de las aguas residuales de
la industria procesadora de pescado de la
ciudad de Manta (Ecuador) en reactores
anaeróbicos discontinuos mostró una relativa
baja eficiencia, posiblemente como resultado
del lodo inóculo usado, así como del contenido
relativo de sales. El efluente tratado requiriere
de la aplicación de un postratamiento, para
reducir el contenido de materia orgánica
y nutrientes a los límites permisibles de
descarga establecidos en la República de
Ecuador. Se recomienda realizar ensayos
de biodegradabilidad con microorganismos
aerobios, para comparar la eficiencia de los
tratamientos.
Se observaron indicios de la ocurrencia de la
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conocido como ANAMMOX, por sus siglas en
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- 4
NO2
significativamente altos.
AGRADECIMIENTOS
Chemical and biological treatment of
fish canning wastewaters. International
Journal of Bioscience, Biochemistry and
Bioinformatics, 2, 237-242.
A la Secretaría Nacional de Educación Superior,
Ciencia, Tecnología e Innovación de Ecuador
(SENESCYT); mediante el Proyecto PROMETEO,
la Secretaría Nacional de Planificación y
Desarrollo de Ecuador (SENPLADES) y la
Universidad Laica “Eloy Alfaro” de Manabí
(ULEAM). Los autores desean expresar su
agradecimiento al Centro de Servicio para el
Control de la Calidad (CESECCA) de la Facultad
de Ingeniería Industrial-ULEAM, así como a los
estudiantes C. Chiriboga, J. Meza y J. Roldán
de la ULEAM, por su colaboración durante los
ensayos de laboratorio.
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28. ICAP “ARGDEBRA”
28
3. PLANTA DE TRATAMIENTO DE AGUA
PLANTA DE AGUA CRUDA (I-106).
La Planta de Tratamiento de Agua Cruda (I-106), trata toda el agua necesaria para el
funcionamiento industrial y para otros usos, como: Agua Potable para CAVIM, Empresas Mixtas y la
Urbanización La Playa.
El procedimiento de tratamiento del agua cruda se divide en cinco (5) secciones:
1° Sección:
Llegada del agua cruda desde el Río Morón.
Inyección de los aditivos químicos.
2°
Sección: Sedimentación
3°
Sección: Filtración
4°
Sección: Cloración
5° Sección: Bombeo
1°
Sección: Llegada Agua Cruda e inyección de aditivos químicos.
El agua cruda llega a la Planta de Tratamiento de Agua por gravedad, desde la torre del Dique
Morón. El agua cruda entra a uno de los tanques de mezcla rápida con cuatro (4) agitadores
colocados en serie. Cada mezclador suministra un período de retención de un (1) minuto a la
capacidad máxima de diseño (900 l/s). Los agitadores mecánicos son del tipo de eje vertical con
propeles de profundidad ajustable.
El agua cruda en los mezcladores es sometida al proceso de Coagulación por medio de
aditivos químicos. La finalidad de la coagulación es favorecer la unión y precipitación de las
partículasen suspensión.
Las partículas más pequeñas en suspensión en el agua generalmente no sedimentan, aún
dándole un largo tiempo de permanencia, porque como son de naturaleza coloidal y poseen igual
carga eléctrica superficial se repelen, impidiendo la formación de flóculos suficientemente grandes
quepuedan sedimentar.
En la práctica, se utiliza Sulfato de Aluminio como coagulante y un polímero como ayudante
de coagulación (N-100).
El Sulfato de Aluminio es unos de los coagulantes más utilizados porque ofrece buenos
resultados en relación con su costo. Estos químicos se agregan en los tanques de mezclas durante
el proceso de coagulación, la relación que se produce forma coágulos siempre más grandes que

29. ICAP “ARGDEBRA”
29
favorecen el proceso de sedimentación.

30. ICAP “ARGDEBRA”
30
Coagulación: El agua cruda en los tanques mezcladores es sometida al proceso de coagulación
por medio de aditivos químicos, con la finalidad de favorecer la unión y precipitación de las
partículas de materia en suspensión.
Las partículas más pequeñas en suspensión en el agua, generalmente no sedimentan, aun
dándole un largo tiempo de residencia, porque son de naturaleza coloidal y poseen igual carga
eléctrica superficial se repelen, impidiendo la formación de flóculos suficientemente grandes que
puedan sedimentar.
Para facilitar la formación de éstos flóculos es necesario reducir la carga eléctrica superficial.
Esto se puede lograr agregando al agua sales cuyos iones sean absorbidos por la superficie de las
partículas, las cuales, al quedar neutralizadas sus cargas eléctricas, en vez de repelerse se atraen
uniéndose unas con otras.
Uno de los factores ligado a la formación de un floculo de buenas características es el pH.
Las diversas sales usadas como agentes floculantes se hidrolizan en el agua; para lograr la
formación de hidratos de hierro o de aluminio (hidratos de los agentes coagulantes) de gran
superficie y buena velocidad de sedimentación, es necesario que la hidrólisis se realice en un
determinado rango de pH. La presencia de otras sales en el agua o la adición de coagulante, tiende
a ampliar el rango del pH.
La temperatura contribuye también en forma notable a la formación del coágulo. Cuando el
agua es más fría, y las dosis de coagulante es constante, se necesita más tiempo para producir la
misma floculación. Del mismo modo, para obtener igual floculación con temperaturas bajas, es
necesario aumentar la dosis de coagulantes.
2° Sección: Sedimentación
El agua de los mezcladores rápidos, rica en flóculos, se envía por gravedad a los
sedimentadores (SD-1/2) mediante un canal abierto (C-1).
Los sedimentadores están integrados por:
Un canal de salida de agua a los sedimentadores.
Dos (2) celdas de sedimentación.
Dos (2) agitadores mecánicos.
Un sistema de purga automática de los lodos.
Dos canales de salida, donde se inyecta cal hidratada.
Los sedimentadores tienen como finalidad favorecer la precipitación de los flóculos formados

31. ICAP “ARGDEBRA”
31
en la sección anterior. El proceso no elimina los microorganismos ni las algas presentes en el agua.

32. ICAP “ARGDEBRA”
32
El agua desde el canal de entrada, ubicado en el centro de los sedimentadores, se distribuye
a cada una de las secciones de sedimentación y hacia el agitador por gravedad. Este sistema sirve
para evitar turbulencias en el agua y nubes de barro de la superficie donde el agua se mantiene clara
(turbidez de 1,2 – 1,7 N.T.U.).
El agitador mantiene homogeneizada el agua, rica en flóculos, para evitar nubes compactas
de barro y favorecer la precipitación al fondo de los mismos. Para evitar remolinos, y por lo tanto la
subida del barro a la superficie, cada celda está equipada con una rejilla de plástico P.V.C.
Cada sección de sedimentación tiene una canal principal, donde el agua antes de ser enviada
a los filtros se le dosifica cal hidratada para mantener el pH entre 7,4 y 7,6.
Esta sección cuenta además con un sistema automático para la descarga del lodo; el cual
consiste en una inyección de agua tratada, por 30 segundos y luego la remoción del lodo por cinco
(5) minutos.
3° Sección: Filtración
El agua de los sedimentadores llega por gravedad a los filtros (4 en total) de varios lechos,
compuestos de:
Grava de diversos
grados. Arena.
Antracita (Carbón).
La filtración elimina la materia visible en suspensión. Las sustancias sólidas de mayor tamaño
suspendidas en el agua son retenidas en las cavidades de la masa filtrante. Sin embargo, las
partículas finamente dispersas y las sustancias orgánicas suspendidas junto a la microflora que se
desarrolla, forman capas de sustancias gelatinosas (llamada membrana biológica) alrededor de los
granos de la sustancia filtrante, las cuales facilitan de este modo la fijación por adsorción de las
sustancias coloidales presentes en el agua. Para verificar la turbidez, se toman muestras en la salida
de los filtros (esta debe ser menor de 1,5 N.T.U.).
4° Sección: Cloración
La cloración o desinfección del agua representa la fase más importante en el tratamiento,
porque implica la eliminación de microorganismos presentes en el agua. Esta operación se efectúa
en dos etapas:
PRIMERA ETAPA: Se conoce como pre-cloración. Se lleva a cabo inyectando solución cloro-

33. ICAP “ARGDEBRA”
33
gas antes del proceso de filtración (en el canal de los filtros).

34. ICAP “ARGDEBRA”
34
SEGUNDA ETAPA: Se conoce como post-cloración. Se lleva a cabo inyectando solución
cloral después de la filtración (tanques subterráneos).
El cloro descompone el agua de acuerdo a la siguiente reacción:
Luz Solar
Cl2 + H2O HClO + HCl
El HClO producido es el responsable de las propiedades oxidantes y bactericidas de las
soluciones de cloro. El agua tratada debe tener un residual de cloro entre (1,0 - 1,5 ppm) a la salida
de la planta, de lo contrario se corre el riego de crecimiento microbacteriano.
5° Sección: Bombeo
El agua filtrada pasa por un canal al tanque subterráneo en donde las PC-1/2/3/4/5/6
bombean a los tanques de almacenamiento (SR-1/2/3/4), los cuales se encuentran en paralelo y
envían el agua potable por gravedad. Los tanques SR-1/2/3/4 tienen una capacidad de 10.000 m3
cada uno y están ubicados en la parte sur del complejo.
AGUA COMO MATERIA PRIMA
CONDICIONES DEL AGUA
Las condiciones del agua dependen de la fuente donde se obtenga. Las aguas superficiales
como riachuelos, ríos, lagunas y lagos entre otros, son las fuentes de agua más contaminadas que
existen, debido a que son efluentes de las aguas residuales provenientes de diversos procesos u
operaciones, aparte de los contaminantes que contiene de forma natural como metales, sedimentos,
etc. Por estas razones las aguas superficiales requieren tratamientos especiales para acondicionarla
y utilizarla como materia prima de un proceso industrial.
Hay muchas fuentes de agua tan variables que es necesario basar los cambios respecto al
tratamiento químico en las características del agua antes de ser tratada, en vez de en la calidad del
agua después del tratamiento.
Las mareas crean otra influencia importante sobre la calidad del agua superficial puesto que
hacen disminuir, y a veces invierten, el flujo normal del río. Esto es particularmente notorio durante

35. ICAP “ARGDEBRA”
35
los períodos de poca lluvia. El cambio en la calidad del agua entre la marea alta y la baja justifica
algunas veces la instalación de depósitos de agua antes de ser tratada, para recibir el agua durante
la marea baja cuando el río fluye sin impedimentos y la calidad del agua es la mejor.

36. ICAP “ARGDEBRA”
36
Otra característica de las aguas superficiales es el cambio de temperatura durante las
estaciones. Esto complica el proceso de coagulación durante el invierno. Las bajas temperaturas
también crean problemas con tapones de aire en los filtros debido al aumento en la solubilidad de los
gases y a la mayor viscosidad del agua. Esto causa un aumento de la caída de presión a través de
los lechos de filtración, liberando gases, y destruyendo de esta forma el flujo.
Otro efecto de los cambios en la temperatura ocurre en los sistemas de enfriamiento con agua
en las plantas industriales, donde el equipo de intercambio de calor está diseñado generalmente
para las condiciones menos favorables, esto es, las altas temperaturas de las aguas superficiales
durante el verano.
Durante el invierno cuando la temperatura es baja, con frecuencia se restringe el flujo para
evitar el sobreenfriamiento. El descenso en la velocidad del agua puede permitir la obstrucción con
cieno del equipo de transferencia de calor, lo cual puede llevar a la corrosión y a la pérdida de
presión cuando se necesitan mayores velocidades de enfriamiento.
Es poco usual encontrar niveles elevados de hierro disuelto en las aguas superficiales,
excepto cuando ola fuente de agua tiene un color fuerte y un pH relativamente bajo. En este caso, el
hierro está generalmente formando un complejo con la materia orgánica y produce el color. Una
excepción de esto es en el caso de que haya un desagüe ácido de una mina hacia la corriente; en
esta circunstancia el hierro se introduce en el agua en la forma reducida (ferrosa) y una falta de
oxígeno disuelto evita su oxidación hasta el estado férrico menos soluble.
Muchas plantas industriales han utilizado las aguas salobres de las barreras causadas por las
mareas como reposición para las torres de enfriamiento, puesto que el agua es lo bastante baja en
sólidos disueltos como para concentrarse mediante evaporación sin problemas severos de
incrustación, tal como sucede con muchas otras aguas dulces. Esta agua están lo suficientemente
diluidas por le flujo de los ríos, de forma que su salinidad es menor que la del agua típica del océano.
Los lagos son la fuente principal de agua fresca o agua dulce. La composición del agua
lacustre cambia con las estaciones, y algunas veces lo hace diariamente según las condiciones del
tiempo. Aunque los componentes minerales disueltos principales pueden no ser afectados en forma
importante por las estaciones y el clima, factores como el oxígeno disuelto, temperatura, sólidos
suspendidos, turbidez y dióxido de carbono, pueden cambiar debido a la actividad biológica.
Otra característica de las aguas de los lagos, generalmente de temporada y relacionada con la
actividad biológica, es el sabor y el olor. Excepto en los casos en que estos son introducidos por las
descargas de agua de desecho, por lo general se deben a la materia orgánica, como los aceites

37. ICAP “ARGDEBRA”
37
esenciales producidos por el crecimiento de las algas.
Los depósitos subterráneos constituyen una fuente principal de agua dulce. En función de loa
capacidad de almacenamiento, las capas acuíferas subterráneas mundiales contienen más del 90%

38. ICAP “ARGDEBRA”
38
del agua fresca total con que se cuenta para uso humano. Mucha de esta se encuentra demasiado
profunda para ser explotada en forma económica.
El agua profunda se suele mover muy lentamente en comparación con las corrientes
superficiales, debido a esto, la composición de cualquier pozo es por lo general bastante constante.
La mayor parte de los pozos también mantienen constante su temperatura. Puesto que el agua ha
pasado a través de millas de formaciones de rocas porosas, invariablemente está clara si el pozo se
ha perforado adecuadamente para evitar que la arena fina entre en el recubrimiento.
Puesto que la composición está relacionada con la química de las formaciones geológicas a
través de las cuales haya pasado el agua, las aguas de los pozos perforados en diferentas estratos
tienen características diferentes.
Al filtrarse el agua a través del suelo, los organismos presentes en la tierra consumen el
oxígeno disuelto y producen dióxido de carbono, uno de los principales agentes corrosivos en la
disolución de minerales de las estructuras de las estructuras geológicas. Es común encontrar hierro y
manganeso en las aguas que carecen de oxígeno si éstas han estado en contacto con minerales que
contienen hierro. Los pozos profundos que contienen oxígeno están generalmente libres de hierro.
El agua que surge con el petróleo, llamada agua connota o salina de los campos petroleros,
es única y crea problemas poco usuales en el manejo y tratamiento para su posterior utilización o
desecamiento. Por lo general está más concentrada que el agua de mar y excede con frecuencia la
salinidad total de 100000 mg/L; esto, y la reducción de la temperatura y presión cuando esta agua se
mueve hacia arriba desde grandes profundidades, causa problemas complejos de incrustación y
control de corrosión.
ACONDICIONAMIENTO DEL AGUA
Rara vez el agua natural posee la pureza conveniente para su empleo; así debe muchas
veces de modo adecuado a cada uso. Independientemente de su uso, toda agua, destínese a
alimentos o a servicios industriales, debe ser límpida y hallarse libre de precipitados y turbiedades.
El acondicionamiento de agua y tratamiento de las aguas de desecho han sido, durante
mucho tiempo, funciones esenciales de los municipios. Si embargo, la importancia de tratar agua
para la industria química y alimenticia en forma adecuada es ampliamente reconocida en la
actualidad.
Como ya se sabe, la calidad y cantidad del agua disponible son muy importantes para elegir el
sitio o la ubicación de una planta industrial. Deben considerarse tanto las aguas superficiales como

39. ICAP “ARGDEBRA”
39
las subterráneas. Estas últimas generalmente son más adecuadas para efectos de enfriamiento,
debido a que sus temperaturas son relativamente constantes durante el verano y el invierno. Pero
por lo general estas aguas son más duras y pueden causar incrustaciones, las que podrían interferir

40. ICAP “ARGDEBRA”
40
con la transferencia de calor. Las impurezas contenidas en el agua varían mucho de una sección del
país a otra. Las aguas duras contienen cantidades objetables de sales disueltas de calcio y de
magnesio. Estos cationes se encuentran generalmente como bicarbonatos, cloruros, sulfatos y
nitratos. Estas sales dan precipitados insolubles con el jabón; el sulfato de calcio, carbonato y silicato
de calcio forman incrustaciones que causan obstrucciones con baja conductividad térmica en los
equipos de intercambio térmico. El silicato de magnesio; así como el carbonato de calcio, pueden
reducir la transferencia de calor en los intercambiadores del proceso.
Los problemas de cantidad, calidad, reutilización y contaminación son complejos y por lo
general requieren estudios realizados por expertos para decidir entre fuentes alternativas de agua de
tratamientos óptimos para reducir al mínimo el costo total de uso. Por lo general, la decisión depende
del empleo que va a darse al agua, si es para generación de energía, calentamiento, enfriamiento o
para su incorporación real dentro de un producto o en un proceso de manufactura.
Cada industria tiene sus requerimientos especiales para acondicionar su agua. Por ejemplo,
las lavanderías requieren dureza cero para impedir la precipitación del calcio y de magnesio en la
ropa. Las sales de calcio, magnesio e hierro causan precipitados indeseables con los colorantes en
las industrias textiles y con los de manufactura de papel.
PROCESOS DE ACONDICIONAMIENTO
La purificación y el ablandamiento del agua pueden lograrse mediante diferentes métodos,
según el uso que vaya a dársele. Ablandamiento es el término que se aplica a los procesos que
reducen o eliminan la dureza del agua. El término purificación, para distinguirlo de ablandamiento, se
refiere por lo general a la eliminación de la materia orgánica y de los microorganismos del agua. La
clarificación puede ser muy importante y puede ser combinada con el ablandamiento de agua fría por
precipitación.
Para eliminar los precipitados y turbiedades del agua, esta debe someterse a filtración, tanto si
se trata de aguas superficiales como profundas; y como estas últimas en la mayoría de los casos son
ferruginosas y por contacto con el aire abandonan como hidróxido una porción del hierro, también
hay que separar por filtración tales formaciones.
Al adicionar sustancias químicas o naturales el agua turbia se logra que algunas partículas
suspendidas se precipiten al fondo del recipiente dejando una capa de agua más clara arriba y una
capa de sedimentos (lodo) en el fondo. Estos sedimentos deberán desecharse. El agua clarificada
debe filtrarse y/o desinfectarse, ya que un agua clara no garantiza que no se encuentre contaminada,

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como en el caso de algunos ríos, lagunas, etc.

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TRATAMIENTO FÍSICO
Eliminación de sólidos grandes y sólidos que sedimentan
La eliminación de sólidos que sedimentan se realiza mediante el proceso de filtración, que es
un proceso físico de purificación que consiste en pasar el agua a tratar a través de unas capas de
material poroso, con el fin de retener algunas bacterias y partículas suspendidas en el líquido.
Esta operación se realiza para eliminar las impurezas mecánicas, a ser posible, ya en la
superficie, para evitar el encenagamiento de los estratos profundos. Para lograr este fin deben:
1. Los pozos del material filtrante ser bastante estrechos.
2. La velocidad de filtración ser suficientemente pequeña para que pueda realizarse la
deposición de las impurezas bastas de la superficie, sin que la corriente las arrastre a las
capas profundas.
TRATAMIENTOS QUÍMICOS
Cuando la filtración sola no basta para eliminar el color y la turbiedad arcillosa, y cuando por
destinarse el agua a la industria alimenticia hay que ser muy exigente en lo referente a la pureza y
especialmente al contenido en gérmenes o microorganismos patógenos, debe preceder a la
filtración, la clarificación del agua.
Eliminación de los sólidos coloidales. Coagulación y floculación
Coagulación. La turbiedad y el color del agua se deben a la presencia en ella de los sólidos
coloidales que son sólidos en suspensión.
Los coloides siempre necesitan coagularse para alcanzar un tamaño efectivo y una rapidez de
asentamiento; pero aun partículas mayores, que no son realmente coloidales y que se asentarían si
se les diera un tiempo suficiente, requieren de la coagulación para formar un floculo mayor que
asiente con más rapidez.
Para eliminar los sólidos coloidales mediante la formación de coágulos, se agrega una
sustancia química que se conoce como coagulante.
Prácticamente, todo lo que se necesita para definir el sistema coloidal es la determinación de
la naturaleza y la magnitud de la carga de la partícula. La magnitud de la carga de la partícula
determina lo cerca que pueden aproximarse los coloides.

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El potencial zeta es una medida de esta fuerza. Cuanto más negativo sea el número, tanto
mayor será la carga de la partícula. A medida que disminuye el potencial zeta, las partículas pueden

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aproximarse cada vez más aumentando la posibilidad de una colisión. En un sistema convencional
de clarificación, los coagulantes proporcionan las cargas positivas para reducir la magnitud del
potencial zeta. La coagulación se presenta de ordinario a un potencial zeta que es aun ligeramente
negativo, de manera que por lo general no se requiere que la carga sea neutralizada por completo.
Si se añade demasiado coagulante, la superficie de la partícula se cargará positivamente (un
potencial zeta positivo), y la partícula volverá a dispersarse.
Floculación. Puede ser que el coagulo formado por la aglomeración de varios coloides no sea lo
bastante grande como para asentarse a desecarse con la rapidez deseada. Un floculante reúne los
coágulos en una red, formando puentes de una superficie a otra y enlazando las partículas
individuales en aglomerados que se conocen como flóculos, que son partículas capaces de
asentarse rápidamente por su propio peso. El alumbre, las sales de hierro y los polímeros de peso
molecular alto son floculantes comunes. La floculación es estimulada por un mezclado lento que
junta poco a poco los coágulos; un mezclado demasiado intenso los rompe y raramente se vuelven a
formaren su tamaño y fuerza óptimos.
Históricamente, los coagulantes metálicos (el alumbre y las sales de hierro), han sido los más
empleados en la clarificación del agua. Estos productos actúan como coagulantes y floculantes a la
vez.
El alumbre es un compuesto químico muy práctico de utilizar y económico. Su presentación es
en forma de cristales de color blanco. Dependiendo de la turbiedad del agua, permite utilizar una
dosis adecuada en polvo sin afectar la salud de las personas y sedimentando las partículas
suspendidas en el fondo del recipiente.
Los coagulantes metálicos son muy sensibles al pH y a la alcalinidad. Si el pH no está dentro
del intervalo adecuado, la clarificación es pobre y pueden solubilizarse el hierro o el aluminio y
generar problemas al usuario del agua.
Los polielectrolítos son grandes moléculas orgánicas solubles en agua, formadas por bloques
denominados monómeros, repetidos en una cadena larga. De ordinario incorporan en su estructura
sitios para intercambio iónico que dan a la molécula una carga iónica. Aquellas que tienen una carga
positiva son catiónicas y las que tiene una carga negativa son aniónicas. Estas moléculas reaccionan
con el material coloidal en el agua neutralizando la carga o enlazando partículas individuales para
formar un precipitado visible e insoluble, esto es, un floculo.

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Eliminación de metales
Las aguas duras contienen iones en solución de algunos metales como calcio y magnesio.
Según la naturaleza de las impurezas contenidas, la dureza de las aguas puede ser temporal
(carbonatos) y permanente.
Las aguas con dureza temporal, si se hierven o se calientan, forman precipitados
relativamente insolubles de calcio y magnesio, en forma de carbonatos, esto se debe a la liberación
del dióxido de carbono (CO2) por la aplicación de energía en forma de calor.
Si el agua del proceso presenta una dureza temporal y, durante dicho proceso de manufactura
va a sufrir un aumento de temperatura, es casi segura la formación de precipitados en forma de
carbonatos, indeseables para el producto. Por esta razón es indispensable la eliminación de la
dureza del agua antes de que esta entre al proceso.
Generalmente el proceso de ablandamiento del agua se realiza por medio de un intercambio
iónico.
El intercambio iónico es, en una realidad una reacción química en la que los iones móviles
hidratados de un sólido son intercambiados equivalentemente por iones de igual carga en
solución. El sólido tiene una estructura de red de pesca abierta y los iones móviles neutralizan
eléctricamente a los grupos cargados o potencialmente cargados que están adheridos a la matriz
sólida, conocida como intercambiador iónico. El intercambio de cationes ocurre cuando el catión
móvil cargado positivamente y unido al grupo cargado negativamente este a su vez fijo en el
intercambiador iónico se cambia por otro catión en la solución. De modo semejante el intercambio
de aniones ocurre cuando el anión móvil cargado negativamente y unido al grupo cargado
positivamente y fijo sobre la resina intercambiadora se intercambia por otra anión en la solución.
El proceso de intercambio con catión de sodio es el que se emplea en forma más amplia para
el ablandamiento del agua. Durante el proceso de ablandamiento los iones de calcio y magnesio son
eliminados del agua dura por intercambio catiónico con iones de sodio. Cuando la resina
intercambiadora ha quitado los iones de calcio y magnesio prácticamente al límite de su capacidad,
se regenera la resina a su forma de sodio con una solución de sal en el intervalo de 6 a 8 de pH. Los
intercambiadores catiónicos del ciclo del sodio o del hidrógeno para el tratamiento del agua son, por
lo general, del tipo de resina sintética de estireno-divinilbenceno sulfanado. Este tipo es
excepcionalmente estable a temperaturas elevadas (hasta 150°C) y en todo el amplio intervalo de
pH, desde 0 hasta 14. Además es un tipo muy resistente a las condiciones de oxidación.
Cuando se agota la habilidad del lecho del intercambiador catiónico para producir agua

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completamente blanda, la unidad de ablandamiento se pone temporalmente fuera de servicio; se le
hace un lavado inverso para limpiar y reclasificar hidráulicamente las partículas de resina en el lecho;
se le regenera con una solución de sal común (cloruro de sodio), la cual elimina el calcio y el

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magnesio se forman de sus cloruros solubles y simultáneamente vuelve al intercambiador catiónico a
su forma de sodio; se le enjuaga para que quede libre de estos subproducto solubles y del exceso de
sal; y se le regresa al servicio ya listo para ablandar otro volumen igual de agua dura.
El proceso de intercambio catiónico con hidrógeno se parece mucho al procedimiento con
catión de sodio excepto en que las resinas intercambiadores contienen un Ion hidrógeno
intercambiable y en que puede emplearse para eliminar todos las cationes.
Procesos con cal-carbonato. Durante mucho tiempo ha sido importante el empleo de cal
apagada carbonato de sodio para eliminar la dureza del agua. Las aplicaciones modernas se han
dividido en el proceso de cal en frío y el de cal carbonato en caliente. Los iones de calcio en el agua
dura son eliminados como CaCO3 y los iones de magnesio como Mg (OH)2. Las ecuaciones
apropiadas para estas reacciones son:
Para dureza del carbonato
Ca (HCO3)2+ Ca (OH)2 2CaCO3 + 2H2O
Mg (HCO3)2+ Ca (OH)2 MgCO3 + CaCO3 + 2H2O
Debido a que MgCO3 es regularmente soluble se necesita agregar más cal para causar:
MgCO3+ Ca (OH) 2 Mg (OH)2 + CaCO3
Para dureza de no carbonato de sales solubles de calcio y magnesio
MgCL2+ Ca (OH) 2 Mg (OH)2 + CaCl2
CaCl2 + Na2CO3 CaCO3 + 2NaCl
CaSO4 + Na2CO3 CaCO3 + 2NaSO4
MgSO4 + Na2CO3 + Ca (OH) 2 Mg (OH)2 + CaCO3 + Na2SO4
De estas reacciones resulta evidente que para que la dureza de carbonato, cada mol de
bicarbonato de calcio requiere un mol de cal, mientras que para cada mol de bicarbonato de
magnesio se necesitan 2 moles de cal. De la misma manera, para la dureza de no carbonato las
sales de calcio requieren mas reactivo (1 mol de carbonato y 1 mol de cal) y las sales de calcio
requieren solamente 1 mol de carbonato de sodio.
El proceso de cal en frío se emplea principalmente para ablandamiento parcial y ordinario se
emplea solo la cal mas barata como reactivo. Este proceso de cal en frío es particularmente
aplicable al ablandamiento parcial de las aguas municipales, al acondicionamiento de agua para el

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enfriamiento en donde la naturaleza del bicarbonato de calcio puede ser la que forma
incrustaciones y al procesamiento de ciertas aguas para plantas paperas, donde el bicarbonato de
cal es molesto. La dureza de carbonato de magnesio puede retirarse en cualquier cantidad

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deseada; pero si se desea un bajo residuo se necesitara un exceso de iones oxidrilo para
disminuir la solubilidad del hidróxido de magnesio. Para ayudar al proceso usualmente se añade
un coagulante, sulfato de aluminio o sulfato férrico para disminuir al mínimo el arrastre de
partículas suspendidas y en menor grado para reducir los depósitos del efluente sobresaturado.
La característica mas objetable del proceso de cal carbonato en frió es el voluminoso lodo húmedo
que forma. Se ha observado que la disposición de este lodo es difícil y costosa.
El proceso de cal carbonato en caliente se emplea en casi su totalidad para acondicionar el agua
de alimentación de las calderas. Puesto que se opera en el punto de ebullición del agua, las
reacciones proceden mas rápidamente, la coagulación y la precipitación se facilitan y todos los
gases disueltos, como el dióxido de carbono y el aire son eliminados.
Eliminación de sílice
La sílice no se elimina mediante los intercambiadores catiónicos e forma de hidrógenos, ni por el
intercambio zeolita de sodio, solo se quita parcialmente mediante los procesos cal-carbonato en
frío o en caliente. Puede constituir una impureza sumamente indeseable, ya que puede formar
incrustaciones tenaces. La Sílice se elimina del agua de alimentación utilizando cal dolomítica o
magnesia activara en el ablandador. Si se lleva a cabo una coagulación y un asentamiento
preliminar por la eliminación de un coagulante férrico se retira algo de sílice. Estos procedimientos
son especialmente apropiados cuando es elevada la concentración de sílice en el agua de
reemplazo. La sílice disuelta no se elimina por completo al aplicar estos procedimientos pero si
disminuye su concentración hasta un punto tal que un purgado adecuado elimina el peligro de
incrustación en una caldera. Comúnmente el método mas empleado para producir agua con solo
una taza de sílice es la desmineralización.
Desinfección
El más importante requerimiento individual del agua de bebida es que debe estar libre de
cualquier microorganismo que pueda transmitir enfermedades al consumidor. Procesos tales como
almacenamiento, sedimentación, coagulación y floculación, y filtración rápida, reducen en grado
variable el contenido bacteriológico del agua. Sin embargo, estos procesos no pueden asegurar que
el agua que producen sea bacteriológicamente segura. Frecuentemente se necesitará una
desinfección final. En casos en los que no se dispone de otros métodos de tratamiento, se puede
recurrir a la desinfección como único tratamiento contra la contaminación bacteriana del agua
potable. La desinfección del agua se encarga de la destrucción, o al menos de la desactivación

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completa, de los microorganismos dañinos presentes en el agua. Se le realiza usando medios físicos
o químicos. Los siguientes factores influyen en la desinfección del agua:
1. La naturaleza y número de los organismos a ser destruidos.

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2. El tipo y concentración del desinfectante usado.
3. La temperatura del agua a ser desinfectada: cuanto más lata sea la temperatura, más rápida
es la desinfección.
4. El tiempo de contacto; el efecto de desinfección se vuelve más completo cuando los
desinfectantes permanecen más tiempo en contacto con el agua.
5. La naturaleza del agua a ser desinfectada; si el agua contiene materia particulada,
especialmente de naturaleza coloidal y orgánica, el proceso de desinfección es
generalmente obstaculizado.
6. El pH (acidez / alcalinidad) del agua.
7. Mezcla; una buena mezcla asegura la adecuada dispersión del desinfectante a través de
toda el agua y, así, promueve el proceso de desinfección.
Desinfectantes Químicos. Un buen desinfectante químico; debe poseer las siguientes
características importantes:
- Rápido y efectivo en eliminar microorganismos patógenos presentes en el agua;
- Fácilmente soluble en agua en las concentraciones requeridas para la desinfección y capaz de
proveer una acción residual;
- Que no imparta sabor, olor o color al agua;
- Que no sea tóxico para la vida humana o la animal;
- Fácil de manipular, transportar, aplicar y controlar;
- De fácil disponibilidad a un costo moderado
Las sustancias químicas que han sido usadas exitosamente para la desinfección son: cloro,
compuestos de cloro y yodo dosificados en forma adecuada; ozono y otros oxidantes como
permanganato de potasio y peróxido de hidrógeno. Cada uno de estos tiene sus ventajas y
limitaciones.
Cloración
Los productos químicos basados en cloro han sido los desinfectantes preferidos para tratar el
agua potable durante casi un siglo. En las instalaciones se emplea el cloro porque ha resultado
sumamente bueno, es seguro de usar cuando se maneja adecuadamente y es muy eficaz en función
de costos.
Los atributos más importantes del cloro son su potencia y persistencia germicida de amplio
espectro en los sistemas de distribución de agua. Además, su capacidad para abordar eficiente y

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económicamente otros muchos sistemas de tratamiento de agua, también ha contribuido a su
amplio uso. Los compuestos basados en cloro son los únicos desinfectantes principales que
presentan propiedades residuales duraderas. La protección residual previene un nuevo