Novasinergia 2021, 4(2), 93-110. https://doi.org/10.3390/XXXX http://novasinergia.unach.edu.ec
Artículo de Investigación
Evaluación de materiales litológicos oxídicos como adsorbentes para el
tratamiento de efluentes y aguas residuales
Evaluation of oxidic lithological materials as adsorbents for effluent and wastewater
treatment
José G. Prato 1*, Fernando Millán 2*, Luisa C. González 3,4, Iván Ríos 1, Andrés Márquez 2,5, Jorge
Sánchez Molina 6, Antonio E. Palomares 7, Juan I. Díaz 8
1 Grupo de Investigación Estudios Interdisciplinarios, Carrera Ingeniería Ambiental, Facultad de Ingeniería, Universidad Nacional
de Chimborazo, Riobamba, Ecuador, 0601003; irios@unach.edu.ec
2 Escuela de Ingeniería Química, Instituto Universitario Politécnico Santiago Mariño, Mérida, Venezuela; 1073950;
fcarlosmillan@gmail.com
3 Grupo de Investigación Análisis de Muestras Biológicas y Forenses, Carrera Laboratorio Clínico, Facultad de Ciencias de la Salud,
Universidad Nacional de Chimborazo, Riobamba, Ecuador, 0601003; lcgonzalez@unach.edu.ec
4 Laboratorio de Investigaciones Parasitológicas “Jesús Moreno Rangel”, Departamento de Microbiología y Parasitología, Facultad de
Farmacia y Bioanálisis, Universidad de Los Andes, Mérida, Venezuela, 5101; luisacarolinagonzalez@gmail.com
5 Facultad de Farmacia y Bioanálisis, Universidad de Los Andes, Mérida, Venezuela, 5101; andresmqch@gmail.com
6 Grupo de Investigación en Tecnología Cerámica, Centro de Investigación de Materiales Cerámicos CIMAC, Universidad Francisco
de Paula Santander, Cúcuta, Colombia; 546552; j_sanchezmolina@yahoo.es/jorgesm@ufps.edu.co
7 Instituto de Tecnología Química (UPV-CSIC), Universidad Politécnica de Valencia, Valencia, España, 46022; apalomar@iqn.upv.es
8 Departamento de Ingeniería Mecánica. Universidad Nacional Experimental del Táchira, San Cristóbal, Venezuela; 5001;
jidiaz@unet.edu.ve
*Correspondencia: jose.prato@unach.edu.ec
Citación: Prato, J., Millán, F.,
González, L., Ríos, I., Márquez, A.,
Sánchez, J., Palomares, A., & Díaz,
J., (2021). Evaluación de materiales
litológicos oxídicos como
adsorbentes para el tratamiento de
efluentes y aguas residuales.
Novasinergia. 4(2). 93-110.
https://doi.org/10.37135/ns.01.08.06
Recibido: 01 abril 2021
Aceptado: 18 agosto 2021
Publicado: 01 diciembre 2021
Resumen: En la presente investigación se evaluó un sistema de filtración lenta en
medio granular utilizando sustratos adsorbentes preparados a partir de materiales
litológicos oxídicos de dos localidades andinas identificadas como G y V, que fueron
caracterizados químicamente. Se prepararon filtros monocapa y bicapa con lechos
tubulares de 5 y 8 mm de longitud como sistema de tratamiento de agua residual con
turbidez de 76 UNT, DBO 230 mg/L y DQO 445 mg/L. Se analizó la turbidez, el pH y
la conductividad eléctrica en alícuotas de 100 mL del percolado hasta la saturación del
lecho filtrante. Los resultados muestran que los materiales estudiados depuran el agua
residual a través de un proceso de filtración y adsorción, al emplear un filtro bicapa
estructurado con el material G se obtuvo una remoción de la turbidez residual en 61 %.
Adicionalmente, se logró la reducción del 97.4 de la DBO y 94 % de la DQO, en
contraste con el 86 % obtenido con el filtro de arena convencional de tres capas. Los
resultados demuestran la potencialidad del uso de estos medios granulares para la
depuración de aguas residuales y efluentes como sistemas filtrantes alternativos,
ecológicos y de bajo costo.
Novasinergia
ISSN: 2631-2654
Palabras clave: agua residual, filtración, material litológico, medio granular, sustrato
adsorbente.
Copyright: 2021 derechos
otorgados por los autores a
Novasinergia.
Este es un artículo de acceso abierto
distribuido bajo los términos y
condiciones de una licencia de
Creative Commons Attribution
(CC BY NC).
(http://creativecommons.org/licens
es/by/4.0/).
Abstract: In the present investigation, a slow filtration system in a granular medium was
evaluated. We used adsorbent substrates prepared from oxidic lithological materials from two
Andean localities identified as G and V, which were chemically characterized. Monolayer and
bilayer filters with tubular beds of 5 and 8 mm in length were prepared as a wastewater
treatment system with a turbidity of 76 NTU, BOD 230 mg/L, and COD 445 mg/L. The
turbidity, pH, and electrical conductivity were analyzed in 100 mL aliquots of the percolate
until the filter bed was saturated. The results show that the studied materials purify the residual
water through a filtration and adsorption process. For instance, when using a structured bilayer
filter with material G, removal of residual turbidity was obtained in 61 %. Additionally, a BOD
reduction of 97.4 % o and COD of 94 % was achieved, in contrast to the 86 % obtained with
the conventional three-layer sand filter. The results demonstrate the potential of using these
granular media to purify wastewater and effluents as alternative, ecological, and low-cost filter
systems.
Keywords: adsorbent substrate, filtration, granular media, lithological material, residual
water.
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1. Introducción
La remoción de sólidos suspendidos y turbidez en tratamientos de aguas
generalmente se realiza por filtración en medio granular con arena y antracita, donde el
dimensionamiento del filtro es un parámetro crítico que se estima de acuerdo a los niveles
de turbidez y cantidad de sólidos suspendidos (Kenner & McCallion, 2015). El sistema de
filtración debe permitir un proceso de colado en concurrencia con la posible adsorción de
contaminantes en la superficie del material filtrante. Aunque, la arena y la antracita no
poseen propiedades adsorbentes, la filtración es básicamente un proceso de tamizado.
Además, la antracita tiene la desventaja de ser costosa, lo que limita su uso, haciendo
necesario la búsqueda de nuevos materiales con propiedades adsorbentes que les permita
ser aplicados en la fabricación de elementos filtrantes, que puedan incorporar
simultáneamente los procesos de cernido y adsorción aplicados en las depuraciones de
aguas residuales. Estos materiales deben estar fácilmente disponibles, ser maleables y de
bajo costo.
Una excelente opción es el uso de materiales litológicos oxídicos (MLO), pertenecientes a la
litósfera terrestre que no puede ser catalogado como “suelos”, debido a su perfil monofásico
y que están compuestos básicamente de óxidos de aluminio y de hierro y algunas otras fases
cristalinas, con propiedades químicas y físicas que permiten su utilización en la preparación
de medios adsorbentes sinterizados con buena resistencia térmica y mecánica (Millán, Prato,
García, Díaz, & Sánchez, 2013). La presencia de óxidos anfóteros en los MLO les permite
generar cargas eléctricas superficiales que pueden manipularse dependiendo del pH del
medio, lo que favorece la adsorción específica y no específica en su superficie, de cationes o
aniones (Schlesinger & Bernhardt, 2020; Novikova & Belchinskaya, 2016; Qafoku, Van
Ranst, Noble, & Baert, 2004). Varios autores han estudiado la adsorción de diversas especies
químicas sobre los MLO logrando la retención de iones arseniato (Xu, Wang, Tiwari, &
Wang, 2009), cromatos (Márquez, Millán, Prato, & La Cruz, 2020; Xu, Qafoku, Van Ranst,
Li, & Jiang, 2016) y de metales transicionales como Cu2+; Pb2+; Cd2+ y Zn2+ (Carbonel, 2018;
Millán et al., 2013, Andrade, Covelo, & Vega 2005); reacción que se lleva a cabo
principalmente por el mecanismo de formación de enlaces covalentes (quimiadsorción) en
la superficie oxídica del MLO, siendo una función del strength iónico del medio (Gu, Kang,
Wang, Lichtfouse, & Wang, 2019; Novikova & Belchinskaya, 2016; Xu et al., 2016; Jiang, Xu,
& Li, 2010).
Los MLO debido a su propiedad de carga variable superficial, han sido probados en el
ablandamiento de aguas, se ha reportado que el calcio participa a través de una reacción de
intercambio iónico (Millán, Prato, López, & López, 2009). También, se ha encontrado que
estos lechos son regenerables cuando se trata el MLO con una solución 0.01 M de NaCl, la
cual restaura el material extrayendo el calcio de la superficie. Igualmente, ha sido descrita
la retención de aniones sobre materiales oxídicos (Schlesinger & Bernhardt, 2020; Bejarano,
Estrella, Márquez, Ríos, & Rodríguez, 2020; Prato, Ruiz, Djabayan, & Millán, 2019) y se ha
comprobado la reducción de la turbidez con 80 % de efectividad en la filtración de aguas
intervenidas (Millán, Prato, Montilla, & Tǎnǎselia, 2018).
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Dado el potencial que han mostrado los MLO en la remoción de contaminantes en medios
acuosos, es necesario mayor estudio para identificar MLO con alta eficacia y capacidad para
su uso en filtros o en plantas de tratamiento. Este estudio tiene como objetivo evaluar dos
MLO de diferente composición como medio de filtración y la efectividad de diferentes
configuraciones de filtros en la depuración de aguas residuales con altos niveles de turbidez.
2. Metodología
La investigación se desarrolló en varias etapas, iniciando con la obtención de los
materiales naturales en dos puntos de muestreo, con los cuales se prepararon medios
granulares como sistemas de filtración a través de un moldeado y tratamiento térmico, para
finalmente estructurar las columnas de filtración, como se puede resumir en la figura 1.
Figura 1: Esquema de las etapas desarrolladas en la investigación.
2.1. Recolección del Material y Preparación del Lecho
Se recolectaron dos tipos de materiales litológicos (Figura 1). Las muestras extraídas
se conservaron en bolsas plásticas con cierre hermético hasta su traslado al laboratorio. Los
materiales fueron triturados con un martillo de caucho para evitar la destrucción de las
estructuras minerales y tamizados con mallas de 450 μm de diámetro (ASTM: II Laboratory
Test Sieve, Endecotts Ltd, England). La preparación de los lechos se realizó según lo
reportado en la literatura (Millán et al., 2013), la fracción utilizada es la menor a 450 μm, ésta
se mezcló con agua destilada hasta obtener una pasta saturada homogénea con una
consistencia fácilmente moldeable. Utilizando una inyectadora de 60 mL se prepararon tiras
cilíndricas por extrusión, de entre 3 - 4 mm de diámetro, las cuales se subdividieron
Novasinergia 2021, 4(2), 93-110 96
manualmente en gránulos de 5 y 8 mm de longitud empleando una hojilla de acero
inoxidable previamente humedecida. El material así preparado se dejó secar a temperatura
ambiente durante 24 horas y posteriormente fue secado en estufa a 125 °C, por un periodo
de 24 h. Finalmente, el sustrato seco se sometió a una sinterización incipiente durante 4
horas a 700 °C, con el fin de obtener una partícula sólida, eliminar completamente el agua
ocluida y la materia orgánica remanente del material original. De esta manera se
conformaron los lechos en dos longitudes, 5 mm y 8 mm, denominados G5mm y G8mm
para el material G, y V5mm y V8mm para el material V.
2.2. Caracterización Fisicoquímica de los Lechos
A los lechos adsorbentes preparados se les realizó una caracterización fisicoquímica
donde se aplicaron los siguientes análisis de medición: contenido elemental metálico por
Espectrofotometría de Absorción Atómica (EAA) usando un espectrofotómetro Varian
EspectrAA-110 (Varian Inc., Middelburg- Netherlands); capacidad de intercambio catiónico
(CIC) que se determinó por el método del acetato de amonio a pH 7 (Foth, 1990).
Para calcular el volumen promedio de grano, se tomaron muestras de 50 unidades de cada
uno de los lechos preparados (5 y 8 mm). Con la ayuda de un vernier se midió la longitud y
el diámetro de cada cilindro, lo que permitió estimar la longitud y el diámetro promedio de
cada pieza y finalmente se determinó el volumen promedio de cada material filtrante. La
porosidad del lecho se midió por triplicado para cada tamaño de gránulo, y se aplicó la
Prueba t de Student (Software EXCEL, Microsoft, Los Angeles, USA) para determinar la
significancia estadística de la variabilidad de tamaño.
El volumen de agua absorbida, se calculó según la variación del peso de 10 g de sustrato
seco y después de saturado con agua (Foth, 1990). Al saturar la muestra del lecho, el espacio
de los poros es ocupado por el agua, salvo la parte ocupada por el aire atrapado. Siendo, la
cantidad de agua en el lecho saturado una buena referencia del volumen de los poros, lo
que constituye un indicador aproximado de la porosidad del material. La determinación del
volumen de la muestra se midió por medio del desplazamiento del agua en un cilindro
graduado de 50 mL y el porcentaje de porosidad se calcula por la ecuación:
% porosidad = Vagua absorbida
VMuestra ×100 (1)
2.3. Recolección y Caracterización de las Muestras de Agua Residual
La muestra de agua residual experimental se recolectó de una descarga de aguas
residuales domésticas en envases de agua mineral de 5 L, previamente lavados con el agua
a analizar. Se captaron dos muestras de 300 mL en frascos tipo Winkler, destinadas a la
determinación de la Demanda Biológica de Oxígeno (DBO) y la Demanda Química de
Oxígeno (DQO), se mantuvieron refrigeradas en contenedores de poliuretano con hielo
durante el traslado al laboratorio para su procesamiento. Las muestras de los envases de 5
L se conservaron bajo refrigeración a 4 °C y se analizaron a la brevedad para evitar cambios
en sus propiedades. Una submuestra compuesta fue sometida a análisis fisicoquímico de
Turbidez, pH y Conductividad Eléctrica (CE).
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La Turbidez se analizó con un turbidímetro HACH, modelo DR/890 Colorimeter (Loveland,
Colorado, USA), previamente calibrado con 15 mL de agua destilada de turbidez 0 UNT. El
pH se midió con un pH-Meter electrónico, modelo pH211 Microprocessor, marca HANNA
Instruments (Smithfield, Rhode Island, USA), siendo calibrado con dos soluciones buffer de
pH 7 y 4. La CE se determinó en una alícuota de 50 mL de agua utilizando un conductímetro
modelo HC3010, marca TRANS Instruments (Petro Centre, Bukit Merah, Singapure). Para
la valoración de la DQO y DBO se tomaron dos series de muestras en frascos Winkler de
300 mL, previamente esterilizados y rotulados, la DQO se estimó mediante la técnica de
dicromatometría, conservada con 5 mL de una solución ácida al 1 % de sulfato de plata
(Ag2SO4), con la finalidad de retardar los cambios químicos y biológicos, que continúan
inevitablemente después que la muestra se retira de su fuente. La DBO se determinó por el
método Winkler tradicional con incubación de 5 días (Rice, Baird, & Eaton, 2017).
2.4. Instalación del Sistema de Filtración
El sistema de filtración estuvo constituido por columnas de separación
cromatográficas de vidrio, de 3 cm de diámetro por 70 cm de longitud con una válvula en
el extremo inferior que controla el flujo de salida. El relleno de cada columna se construyó
con una capa de 1 cm de grava como medio de soporte y 200 g de material adsorbente (altura
de 36 cm), este procedimiento se realizó para cada tipo y tamaño de lecho. En el tope del
relleno de la columna, se colocó una malla de plástico con orificios de 2 mm de diámetro
(Figura 1), para retener los sólidos de mayor tamaño. La grava antes de ser usada se trató
durante 12 horas con una solución de ácido clorhídrico (HCl) 0.3 M, con la finalidad de
eliminar restos de materia orgánica. Posteriormente, se lavó con agua destilada hasta
obtener un pH neutro, permitiendo su secado durante 2 horas en la estufa a una temperatura
de 125 °C.
Se estructuraron 7 configuraciones entre filtros monocapa y bicapa (Tabla 1), en donde se
varió el tipo de MLO del medio filtrante y el tamaño del grano del lecho.
Tabla 1. Configuración de los sistemas de filtración
Tipo de
filtro
MLO
Código del filtro
Especificación
Monocapa
Material V
V5mm
200 g de lecho de 5 mm
V8mm
200 g de lecho de 8 mm
Material G
G5mm
200 g de lecho de 5 mm
G8mm
200 g de lecho de 10 mm
Bicapa
Material G
FG1
100 g de lecho de 5 mm (capa superior) y
100 g de lecho de 8 mm (capa inferior)
FG2
150 g de lecho de 5 mm (capa superior) y
50 g de lecho de 8 mm (capa inferior)
FG3
50 g de lecho de 5 mm (capa superior) y
150 de lecho de 8 mm (capa inferior)
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2.5. Ensayos de Purificación de las Muestras de Agua Residual
Previo al proceso de filtración se pasó lentamente a través de cada columna la
muestra de agua residual, inclinando la columna durante el llenado con la muestra de agua
a tratar, de manera de desplazar el aire contenido en el espacio entre los medios granulares,
y se dejó el agua en la columna un tiempo de retención de 15 minutos, antes de iniciar los
ensayos de filtración. El flujo del efluente a través de la columna fue de 6 – 7 mL/min o
aproximadamente 0.4 L/h. Se recolectaron alícuotas de 100 mL cada 15 min durante el
proceso de purificación, midiendo la turbidez, pH y CE durante el tiempo de filtrado y hasta
la saturación u obstrucción del lecho por la acumulación de sólidos, lo que permitió conocer
la carga hidráulica que es capaz de soportar cada filtro. Se mantuvo una altura de agua
constante de 15 cm sobre el nivel del lecho, para que la presión hidráulica en la columna de
sustrato permaneciera constante y evitar alteración en la velocidad de filtración.
Inicialmente se realizaron pruebas con los 4 filtros monocapas (Tabla 1), a partir de los
mejores rendimientos obtenidos con estos filtros se seleccionó material G para la elaboración
de los filtros bicapa. Finalmente, con la finalidad de comparar el elemento filtrante bicapa
del sustrato adsorbente seleccionado con un filtro lento de arena convencional, se instalaron
dos columnas, una con material G y otra con arena previamente tratada con una solución
de ácido clorhídrico 0.3 M, durante 24 h, para eliminar las trazas de materia orgánica y antes
de su uso se lavó con agua destilada para eliminar el exceso de ácido. En la primera columna
se colocaron 200 g de lecho filtrante, equivalente a una altura de 28 cm (Filtro FG2), mientras
que, en la segunda columna se colocaron tres capas de arena con diámetros de partícula
entre 0.85 y 2 mm (Filtro de arena).
3. Resultados
3.1. Caracterización de los Materiales
Los valores de los parámetros fisicoquímicos de la caracterización de los materiales
(Tabla 2) muestran que el silicio es el principal componente de estos MLO, además,
presentan contenidos variables de hierro y aluminio, lo que condiciona la capacidad de
intercambio catiónico (CIC) de cada material.
Tabla 2: Caracterización de los MLO sin calcinar.
Composición química elemental (% p)
CIC
(cmol/kg)
Si
Fe
Al
Ti
K
Mn
52.23
8.39
21.96
0.63
7.02
0.012
61.19
71.44
7.83
18.20
0.53
1.56
0.007
56.30
3.2. Tamaño Promedio del Gránulo y Macroporosidad
Se determinaron las dimensiones promedio (longitudes, diámetros y volúmenes)
para los gránulos de los diferentes lechos preparados a partir de los MLO. El proceso de
cortado manual del lecho produjo longitudes del gránulo con una variabilidad entre 11 y 12
% para los de 5 mm, y entre 8 y 9 % para los de 8 mm (Tabla 3). La aplicación del Test t
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demuestra que las longitudes para los gránulos de 5 y 8 mm son diferentes (P= 0.001), como
se indica en la tabla 3 señalando con distintas letras (a y b) las magnitudes que presentan
diferencias estadísticas.
La porosidad aparente de cada uno de los lechos preparados con los diferentes MLO se
reporta en la tabla 4. La macroporosidad de los lechos G (G5mm y G8mm) fue ligeramente
mayor que la determinada en los lechos V (V5mm y V8mm).
Tabla 3: Dimensiones promedio de los lechos filtrantes.
Lecho
Longitud promedio
(mm)
% Cv*
Diámetro promedio
(mm)
% Cv
Volumen promedio
(mm3)
V5mm
5.43 ± 0.66 a
12.26
3.52 ± 0.28 a
7.99
51.29 ± 1.70 a
V8mm
8.17 ± 0.78 b
9.60
3.61 ± 0.26 a
7.41
81.88 ± 1.05 b
G5mm
5.56 ± 0.65 a
11.72
3.47 ± 0.28 a
8.04
52.55 ± 2.07 a
G8mm
8.25 ± 0.78 b
8.06
3.48 ± 0.21 a
6.14
79.81 ± 1.29 b
* % Cv = Coeficiente de variación en porcentaje
Tabla 4. Porosidad aparente de los gránulos de cada lecho preparado.
Lecho
Porosidad (%)
% Cv
Lecho
Porosidad (%)
% Cv
V5mm
27.95 ± 0.37
1.32
G5mm
29.26 ± 0.24
1.33
V8mm
27.42 ± 0.22
0.81
G8mm
28.92 ± 0.90
0.90
3.3. Caracterización de las Aguas Residuales
Se realizó la caracterización fisicoquímica de las aguas residuales sin tratar, los
valores de los parámetros medidos se muestran en la tabla 5. Además, se compara con los
niveles exigidos por la normativa para la Clasificación y el Control de Calidad de los
Vertidos y Efluentes (Decreto 883; 1995), para aguas que pueden ser acondicionadas por
sistemas convencionales de potabilización (aguas tipo 1B).
Tabla 5: Resultados del análisis fisicoquímico del agua residual sin tratar.
Parámetro
Medición
Estándar legal *
Turbidez (UNT)
76.0
< 250
pH
7.1
6.0 – 9.0
CE (µS/cm)
341.0
Sin restricción
Temperatura (°C)
22.2
Sin restricción
DBO (mg/L)
230.0
60.0
DQO (mg/L)
445.0
50.0
* Para aguas clasificadas 1B (Decreto 883, 1995)
Como se puede observar en la tabla 5, la caracterización permite evidenciar que el agua
residual no cumple con las normas, tal como lo indican los valores de los parámetros de
DBO y DQO, que sobrepasan los límites máximos permitidos en aguas que pueden ser
tratadas fisicoquímicamente para potabilización.
3.4. Ensayos con los Filtros Monocapa
La tecnología de filtración lenta propuesta, se basa principalmente en el fenómeno de
adsorción sobre la superficie del lecho poroso, donde quedan retenidos los contaminantes
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de menor tamaño presentes en el agua residual. Las partículas suspendidas de mayor
tamaño que los poros del lecho filtrante quedan atrapadas en los intersticios mediante el
mecanismo de cernido u obstrucción. La eficacia del proceso de filtración a través del lecho
adsorbente se evaluó por medio de la medición de la turbidez, el pH, la CE en el filtrado. En
la figura 2 se muestra la variación de la turbidez en función del volumen de agua tratada
por medio de los filtros monocapa de 5 y 8 mm.
Figura 2: Variación de la turbidez en función del volumen de agua residual filtrada con los lechos: A) Material G, B)
Material V.
Con los lechos del material G se observó una influencia del tamaño del gránulo en la eficacia
de la remoción de turbidez, en los primeros 100 mL de agua filtrada, con el filtro G5mm se
logró una reducción de 76 hasta 20 UNT, lo que equivale a 73 % de remoción con respecto
al valor inicial, y con el filtro G8mm disminuyó hasta 21 UNT (72 % de eficacia). A medida
que la columna se fue saturando la turbidez se incrementó, sin embargo, luego de 2.5 L de
residual filtrado el parámetro se estabilizó en 44 UNT, en promedio, hasta la finalización
del experimento con la filtración de 6 L de agua residual.
En el caso de la filtración con el lecho preparado con material V, los resultados evidencian
que con el filtro V8mm se mantiene valores de turbidez ligeramente por debajo (49 UNT)
que los niveles obtenidos con el filtro V5mm (53 UNT) después de 15 h.
Es importante que el elemento filtrante no modifique el potencial de hidrógeno del agua
tratada más allá del rango permitido en el Decreto 883 (1995). En la figura 3 se muestra la
variación de pH en función del volumen de agua residual filtrada en los sistemas monocapa.
Los valores de pH en el experimento de filtrado permanecieron dentro del rango establecido
Novasinergia 2021, 4(2), 93-110 101
por la normativa legal, pero se evidenció una influencia del lecho sobre el pH del filtrado.
Con los filtros G5mm se obtuvieron niveles mayores de pH en el percolado durante el
transcurso de la filtración de 6 L del agua residual. Para el caso del filtro G8mm, en los
primeros 200 mL de agua filtrada, se aprecia una disminución de 0.8 unidades de pH, luego
se incrementó durante el proceso de filtrado, y se estabilizó en niveles de 7.5 a partir de los
4.3 L de residual tratado.
Figura 3: Variación del pH en función del volumen de residual filtrado con los lechos: A) Material G, B) Material V.
En los filtros del material V, el tamaño del gránulo no influyó sobre los valores de pH, al
menos durante la mayor parte del proceso de filtración. El potencial de hidrógeno se
estabilizó a partir de 4.6 L de agua tratada, mostrando un nivel inferior cuando se usó el
lecho V5mm.
La variación de la CE en función del volumen de agua residual tratada con los cuatro filtros
monocapa se muestra en la figura 4. Al inicio de la percolación hay un incremento
significativo de la CE que disminuyó a medida que el lecho fue lavado. Para el caso de los
filtros preparados con el material G se evidenció una influencia del tamaño del gránulo
sobre los valores de la CE, durante los primeros 3 L de percolado (7.5 h de funcionamiento),
los niveles de la CE obtenidos con el filtro G5mm son inferiores, sin embargo, esta influencia
es menos evidente con los filtros preparados con el material V.
Novasinergia 2021, 4(2), 93-110 102
La carga hidráulica del filtro se puede asumir como aquella cantidad de agua que puede
soportar el filtro antes de que se sature o se obstruya por la materia filtrada (Maldonado,
2004). En la tabla 6 se muestran los valores de la carga hidráulica para los diferentes filtros
monocapa. Los elementos filtrantes G5mm y V5mm soportaron una carga hidráulica mayor
que los filtros G8mm y V8mm.
Figura 4: Variación de la conductividad eléctrica en función del volumen de agua filtrada con los lechos: A) Material G, B)
Material V.
Tabla 6: Carga hidráulica soportada por los elementos filtrantes.
Carga hidráulica (L)
Tamaño de gránulo
Lecho G
Lecho V
5 mm
11.2
8.8
8 mm
9.0
6.2
3.5. Ensayos con los Filtros Bicapa
De acuerdo a los resultados obtenidos con los filtros monocapa, se seleccionaron los
lechos fabricados con el material G para conformar 3 filtros bicapa (Tabla 1). En la figura 5
se muestra la variación de la turbidez en función del volumen percolado por cada filtro. Se
evidenció una influencia en la proporción de las cantidades de los lechos de 5 y 8 mm sobre
los valores de turbidez medidos, en términos cuantitativos el Filtro FG2 disminuyó en un
54 % este parámetro, en comparación al 40 y 30 % de reducción obtenido con los Filtros FG3
Novasinergia 2021, 4(2), 93-110 103
y FG1, respectivamente. Es importante destacar que, el sistema FG2 mantiene el nivel de
turbidez aproximadamente constante por debajo de 36 UNT durante la percolación de 6 L
de agua residual, lo que representan 15 h de funcionamiento al caudal dado. Estos niveles
de turbidez son superados a las 3 h de funcionamiento en el caso del FG1 y después de 6.8
h de funcionamiento para el Filtro FG3.
Figura 5: Variación de la turbidez en función del volumen de agua residual percolada por cada filtro.
En cuanto a la variación del pH, en función del volumen filtrado con los sistemas bicapa
(Figura 6) se evidenció una influencia de la proporción de las cantidades de los lechos de 5
y 8 mm sobre los valores del potencial de hidrógeno. El Filtro FG2 mantiene valores de pH
mayores en relación a los filtros FG1 y FG3 produciendo una mayor alcalinización del
filtrado.
Figura 6: Variación de pH en función del volumen de agua residual percolada por cada filtro bicapa.
La medición de la variación de la CE, en función del volumen de agua residual percolada a
través de los filtros bicapa se muestra en la figura 7. Inicialmente, se observó que la CE
Novasinergia 2021, 4(2), 93-110 104
aumenta para los tres filtros estudiados, estabilizando sus valores a partir de los 1000 mL
de agua tratada, siendo el filtro FG2 el que registró una variación más uniforme y un menor
nivel. De todos los experimentos realizados con los filtros bicapa, el sistema de filtración
FG2, presentó una mejor remoción de la turbidez y produjo un menor cambio de pH en el
filtrado.
Figura 7: Variación de la conductividad eléctrica en función del volumen de agua residual percolada por cada filtro.
3.6. Comparación del Desempeño del Filtro FG2 con el Filtro de Arena
Al comparar la variación de la turbidez, empleando el filtro FG2 y el filtro de arena,
se observa claramente que el lecho adsorbente del material G presenta un mejor desempeño
en la reducción de la turbiedad del agua residual (Figura 8). En los primeros 100 mL el filtro
FG2 reduce el nivel de turbidez en un 70 % frente a la disminución del 43 % obtenida con el
filtro de arena convencional, los niveles de turbidez de las pruebas se estabilizaron a partir
de los 2 L de agua tratada, siendo menores los registros con el filtro FG2.
Figura 8: Variación de la turbidez en función del volumen del percolado por los filtros FG2 y de arena.
Novasinergia 2021, 4(2), 93-110 105
3.7. Caracterización de las Aguas Residuales Filtradas
Los resultados muestran que el filtro FG2 reduce en mayor grado los valores de los
parámetros analizados en relación al filtro de arena (tabla 7).
Tabla 7: Valores de parámetros fisicoquímicos del residual sin tratar, y filtrada por el FG2 y la arena.
Parámetro
Agua Residual
Filtro FG2
Filtro de Arena
Estándar legal*
Turbidez (UNT)
76
32
42
250
pH
7.1
7.2
7.6
6 - 9
CE (microS/cm)
341
390
346
Sin restricción
Temperatura (ºC)
22.2
22.2
22.0
Sin restricción
DBO (mg/L)
230
6.0
32
60
DQO (mg/L)
445
27.0
75
350
* Para aguas clasificadas 1B (Decreto 883, 1995).
4. Discusión
La filtración lenta en medio granular es una de las técnicas de purificación más
empleadas, por ser una tecnología efectiva, sencilla y de relativo bajo costo, que permite
reducir en gran medida los contaminantes presentes en el agua residual (Ncube, Pidou,
Stephenson, Jefferson, & Jarvis, 2016; Kenner & McCallion, 2015). Sin embargo, la
imposibilidad de la arena de participar en fenómenos de adsorción iónica, la limita en su
capacidad de purificación de efluentes con cargas contaminantes importantes (Millán et al.,
2018). En este trabajo se investigó la eficacia de medios granulares adsorbentes de 5 y 8 mm
de longitud preparados con MLO que fueron comparados con el sistema de filtración
convencional de arena.
Los materiales estudiados presentan en su estructura proporciones diferentes de minerales
Al, Fe, Ti y Mn (Tabla 2), los filtros G5mm y G8mm mostraron mayor eficacia reduciendo
la turbidez del agua residual en 47 y 40 %, respectivamente, en comparación con el 35 % de
los filtros V5mm y V8mm (Figura 2). La diferencia de eficacia de los materiales se debe a su
composición química. Resultados similares fueron reportados por Millán et al., (2018),
afirman que el rendimiento en la filtración se ve favorecido por la capacidad de retención
de cationes y aniones en los MLO, debido al mayor contenido de sesquihidróxidos
(hidróxidos de Al y Fe) (Schlesinger & Bernhardt, 2020; Gu et al., 2019, Prato et al., 2021, 2019;
Jiang et al., 2010). Lo que sugiere que ambos materiales reducen la turbidez debido al
proceso de adsorción no específica del material coloidal suspendido (Millán et al., 2019;
Novikova & Belchinskaya, 2016; Xu et al., 2016; Qafoku et al., 2004) y al cernido durante el
filtrado.
La caracterización inicial del agua residual permitió deducir que, no están presentes
sustancias acidificantes o alcalinizantes, debido a su valor de pH, pero existe un nivel de
turbidez considerable (Tabla 5), que puede ser causado por sustancias moleculares no
disociadas como detergentes, jabones, aceites y material orgánico que no contribuyen al
cambio de pH, ni a la conductividad (Kenner & McCallion, 2015), aunque el valor
encontrado de 76 UNT no supera el límite de la Norma para la Clasificación y el Control de
Calidad de los Vertidos y Efluentes (Decreto 883, 1995).
Novasinergia 2021, 4(2), 93-110 106
La presencia de compuestos orgánicos, detergentes y aceites, se ve reflejado en los niveles
de DBO y DQO encontrados en el agua residual, valores que superan en 4 y 1.3 veces,
respectivamente, los estándares expuestos para los efluentes (Decreto 883, 1995), por lo
tanto, estos parámetros al igual que la turbidez pueden ser buenos indicadores de la eficacia
del proceso de filtración con los lechos preparados. En general, los resultados del análisis
fisicoquímico de los parámetros de la tabla 5 en la muestra de agua residual, permiten
disponer de una referencia para evaluar el proceso de filtración a través de los MLO de carga
variable (Millán et al., 2018).
Durante las pruebas con los dos materiales se observó una leve alcalinización del agua
filtrada al inicio del experimento de columna, obteniéndose un incremento del pH de 0.3
para los lechos G y de 0.6 unidades para el material V (Figura 3). El aumento de pH con
relación al valor inicial, puede ser ocasionado por el aporte de iones alcalinos y alcalinos
térreos presentes en el lecho que son arrastrados por el lavado inicial de los materiales
filtrantes una vez estructurado el filtro, aunque en todos los ensayos los niveles finales del
potencial de hidrógeno del agua tratada no superan los límites establecidos por la normativa
de efluentes (Decreto 883, 1995).
El efecto del lavado de los lechos se ve reflejado en los resultados de la conductividad
eléctrica (CE) del agua tratada (Figura 4), donde se aprecia un aumento de la CE en los
primeros mililitros del filtrado. Este incremento es debido a la fracción de sales que aportan
los lechos sinterizados sin previo lavado, que arrastran cargas iónicas a la solución, variando
en 80 microS/cm por encima del valor original para el caso de los sustratos G y 20 microS/cm
en el caso del material V.
Los resultados obtenidos con ambos MLO durante los ensayos de filtración, mostraron que
el tamaño del gránulo influye en la carga hidráulica, en los filtros G5mm y G8mm se
comprobó una mayor reducción de la turbidez y una mayor capacidad antes de saturarse u
obstruirse (Tabla 6). La carga hidráulica es un factor significativo en la distribución uniforme
de la película de agua a través del filtro, al aumentar se logra una mayor superficie mojada
total del lecho incrementando la eficacia de remoción de la turbidez (Ncube et al., 2016;
Reyes-Lara & Reyes-Mazzoco, 2009).
Al evaluar los filtros bicapa preparados con el material G (Tabla 1), se evidenció una
influencia de la proporción de las cantidades empleadas de lechos de 5 y 8 mm sobre los
parámetros de turbidez, pH y CE del agua residual filtrada. El filtro FG2 mostró una
reducción del 61 % de la turbidez inicial del agua, además de la rápida estabilización del
parámetro y registros prácticamente constantes durante la filtración, en comparación con
los filtros FG1 y FG3 (Figura 5), esto se explica debido a que los gránulos pequeños
funcionan como medios de adsorción y filtración y la menor proporción del gránulo de 8
mm en la parte inferior funciona como soporte de los lechos de menor tamaño, lo que
favorece la hidrodinámica dentro de la columna (Ncube et al., 2016), resultados que
concuerda con los descritos en sistemas de multicapa estructurados con materiales de menor
granulometría en la parte superior del filtro (Carreño-Mendoza, Lucas-Vidal, Hurtado,
Barrios-Maestre, & Silva-Acuña, 2018; Millán et al., 2018).
Novasinergia 2021, 4(2), 93-110 107
El filtro FG2 mostró ser más eficiente en el tratamiento del agua residual que el filtro
convencional de arena con una rápida reducción de la turbidez (Figura 8), y menores niveles
pH, DBO y DQO (Tabla 7), cabe destacar la remoción de la materia orgánica, al eliminarse
el 97.4 % de la DBO y el 94 % de la DQO. La mayor eficacia del filtro FG2 se debe a la
capacidad de adsorber y filtrar asociada a las características estructurales de los MLO, que
contienen diferentes sitios de adsorción de carga variable (Gu et al., 2019; Millán et al., 2019;
Novikova & Belchinskaya, 2016; Xu et al., 2016), ausentes en la arena. Estos hallazgos son
confirmados por varios estudios que reportan eficacias superiores al 80 % en la remoción de
la contaminación orgánica de aguas residuales al emplear materiales oxídicos (Zhang, He,
& Zheng, 2018; Carreño-Mendoza et al., 2018).
Este material puede usarse como sistema de filtración y purificación ofreciendo ventajas que
los hacen útiles en áreas rurales, puesto que pueden ser construidos con materiales locales,
de fácil acceso y bajo costo. Los requerimientos de operación y mantenimiento son pocos, y
personal sin experiencia puede ser entrenado para construirlos y estructurarlos. Los
resultados muestran que filtro FG2 propuesto parece una buena alternativa para la
reducción de los niveles de contaminación de efluentes que permitiría tratarlos antes de ser
descargados a cursos de agua reduciendo el impacto ambiental. El lecho adsorbente podría
igualmente reutilizarse después de un tratamiento térmico para quemar la materia orgánica
adsorbida y cualquier material volátil retenido.
5. Conclusiones
El uso de sustratos adsorbentes, fabricados con MLO de carga variable, como medio
filtrante garantiza una alta eficacia en la descontaminación de aguas residuales domésticas
e industriales, debido al efecto polifuncional del lecho que participa en los fenómenos de
adsorción específica e inespecífica, permitiendo la remoción de sales disueltas, así como, la
filtración de material sedimentable y carga orgánica. La reducción significativa de la
turbidez del filtro FG2 indica la remoción de especies contaminantes como sólidos y formas
coloidales en suspensión.
El presente trabajo representa un avance en la búsqueda de nuevos sistemas de filtración
con materiales litológicos innovadores, que poseen propiedades refractarias y adsorbentes
adecuadas para ser aplicados en el tratamiento de aguas residuales y de acuíferos
potabilizables.
Conflicto de Interés
Los autores declaran que no existen conflictos de interés de naturaleza alguna con la
presente investigación.
Agradecimiento
Esta investigación ha sido posible gracias al intercambio científico internacional
ejecutado en el marco del proyecto Lechos de materiales oxídicos como medios de adsorción
y filtración para el tratamiento de la contaminación de aguas naturales de la Dirección de
Investigación de la Universidad Nacional de Chimborazo, y al respaldo brindado por el
Novasinergia 2021, 4(2), 93-110 108
Grupo de Investigación Estudios Interdisciplinarios. Los autores agradecen al Instituto de
Tecnología Química de la Universidad Politécnica de Valencia donde se realizó la
caracterización química de los materiales.
Contribución de Autores
En concordancia con la taxonomía establecida internacionalmente para la asignación
de créditos a autores de artículos científicos (https://casrai.org/credit/). Los autores declaran
sus contribuciones en la siguiente matriz:
José G. Prato
Fernando Millán
Luisa C. González
Iván Ríos
Andrés Márquez
Jorge Sánchez M
Antonio E. Palomares
Juan I. Díaz
Conceptualización
Análisis formal
Investigación
Metodología
Recursos
Validación
Redacción – revisión y edición
Referencias
Andrade, L., Covelo, E.F., & Vega, F.A. (2005). Uso de arcillas especiales para depuración
de aguas residuales. Información Tecnológica, 16(1), 3-10.
http://dx.doi.org/10.4067/S0718-07642005000100002.
Bejarano, M., Estrella, A., Márquez, O., Ríos, A., & Rodríguez, M. (2020). Estudio de la
adsorción de los colorantes Drimaren Amarillo CL-2R y Basic Azul Marino 2 RN en
arcillas activadas. Novasinergia, 3(2), 93-107. https://doi.org/10.37135/ns.01.06.08.
Carbonel, D. (2018). Adsorción de cadmio, cobre y plomo en bentonita, caolín y zeolitas
naturales y modificadas: Una revisión de los parámetros de operación, isotermas y
cinética. Ingeniería, 23(3), 253-273. https://doi.org/10.14483/23448393.13418.
Carreño-Mendoza, A., Lucas-Vidal, L., Hurtado, E.A., Barrios-Maestre, R., & Silva-Acuña,
R. (2018). Sistema de tratamiento de aguas superficiales para consumo humano en la
Microcuenca del río Carrizal, Ecuador. Ciencia UNEMI, 11(28), 76-87.
https://doi.org/10.29076/issn.2528-7737vol11iss28.2018pp76-87p
Decreto 883. (1995). Normas para la Clasificación y el Control de la Calidad de los Cuerpos
de Agua y Vertidos o Efluentes Líquidos. En Normas oficiales para la calidad del agua
Novasinergia 2021, 4(2), 93-110 109
Venezuela Gaceta oficial N° 5.021. Recuperado de
http://extwprlegs1.fao.org/docs/pdf/ven174040.pdf
Foth, H. D. (1990). Fundamentals of Soil Science (8th ed.). New York, USA: John Wiley & Sons,
Inc.
Gu, S., Kang, X., Wang, L., Lichtfouse, E., & Wang, C. (2019). Clay mineral adsorbents for
heavy metal removal from wastewater: a review. Environmental Chemistry Letters, 17,
629-654. https://doi.org/10.1007/s10311-018-0813-9.
Jiang, J., Xu, R. K., & Li, S. (2010). Effect of ionic strength hand mechanism of Cu(II)
adsorption by Goethite and γ–Al2O3. Journal of Chemical & Engineering Data, 55(12),
5547-5552. https://doi.org/10.1021/je100271u.
Kenner, F. N., & McCallion, J. (2015). Manual del agua: Su naturaleza, tratamiento y aplicaciones.
México D.F, México: McGraw Hill-Interamericana.
Maldonado, V. Y. (2004). Filtración. In L. Vargas (Coordinadora), Tratamiento de aguas para
consumo humano: plantas de filtración rápida. Manual I: Teoría (pp. 83-151). Lima, Perú:
Centro Panamericano de Ingeniería Sanitaria y Ciencias del Ambiente (CEPIS).
Márquez, A., Millán, F., Prato, J. G., & La Cruz, C. (2020). Adsorción de iones Cr(VI) sobre
lechos adsorbentes calcinados con superficie de carga variable químicamente
modificada. Revista Técnica de la Facultad de Ingeniería Universidad del Zulia, 43(2), 72-
81. https://doi.org/10.22209/rt.v43n2a03.
Millán, F., Prato, J., López, A., & López, L. (2009). Estudio de la retención de iones calcio por
materiales térmicamente modificados provenientes de suelos de la región de San
Juan de Lagunillas, Mérida, Venezuela. Revista Técnica de la Facultad de Ingeniería
Universidad del Zulia, 32(1), 48-54. Recuperado de
http://ve.scielo.org/scielo.php?script=sci_arttext&pid=S0254-
07702009000100007&lng=es&tlng=es.
Millán, F., Prato, J. G., Montilla, T., & Tǎnǎselia, C. (2018). Utilización de lechos adsorbentes
de carga variable para la filtración de aguas residuales. Revista Técnica de la Facultad
de Ingeniería Universidad del Zulia, 41(1), 2-14. Recuperado de
http://ve.scielo.org/scielo.php?script=sci_arttext&pid=S0254-
07702018000100002&lng=es&tlng=es.
Millán, F., Prato, J. G., García, M., Díaz, I., & Sánchez, J. (2013). Adsorción de iones Cu+2 y
Zn+2 por materiales litológicos de carga variable, provenientes de suelos del estado
Mérida, Venezuela. Revista Técnica de la Facultad de Ingeniería Universidad del Zulia,
36(3), 195-201. Recuperado de
http://ve.scielo.org/scielo.php?script=sci_arttext&pid=S0254-
07702013000300001&lng=es&tlng=es.
Millán, F., Prato, J. G, González, L. C., Márquez, A., & Djabayan, P. (2019). Quimioadsorcion
de Cu(II) sobre un sustrato calcinado preparado con un material litológico refractario
de carga variable. Revista Técnica de la Facultad de Ingeniería Universidad de Zulia, 42(1),
10-17. https://doi.org/10.22209/rt.v42n1a02.
Novasinergia 2021, 4(2), 93-110 110
Ncube, P., Pidou, M., Stephenson, T., Jefferson, B., & Jarvis, P. (2016). The effect of high
hydraulic loading rate on the removal efficiency of a quadruple media filter for
tertiary wastewater treatment. Water Research, 107, 102-112.
https://doi.org/10.1016/j.watres.2016.10.060.
Novikova, L., & Belchinskaya, L. (2016). Adsorptions of industrial pollutions by natural and
modified aluminosilicates. In M. do Nascimento, G (ed.). Clays, Clay Mineral and
Ceramic Materials based on Clay Minerals (pp. 89-128). Retrieved from
https://doi.org/10.5772/61678.
Prato, J.G., González-Ramírez, L.C., Pérez, M.C. & Rodríguez, M.E. (2021). Adsorción de la
dureza del agua sobre lechos de rocas volcánicas de Ecuador. Información Tecnológica,
32(2), 51-60. http://dx.doi.org/10.4067/S0718-07642021000200051
Prato, J. G., Ruiz, L. B., Djabayan, P., & Millán, F. (2019). Adsorción de iones fosfatos de
aguas naturales a partir de lechos calcinados de suelos lateríticos, Cap. 8. In J. R.
Arboleda (Ed.), Investigación y Academia: la Visión desde la Universidad Ecuatoriana (pp.
133–151). Red Iberoamericana de Pedagogía (REDIPE).
Qafoku, N.P., Van Ranst, E., Noble, A., & Baert, G. (2004). Variable charge coils: Their
mineralogy, chemistry and management. Advance in Agronomy, 84, 159-214.
http://dx.doi.org/10.1016/S0065-2113(04)84004-5.
Reyes-Lara, S., & Reyes-Mazzoco, R. (2009). Efecto de las cargas hidráulica y orgánica sobre
la remoción másica de un empaque estructurado en un filtro percolador. Revista
Mexicana de Ingeniería Química, 8(1), 101-109. Recuperado de
https://www.redalyc.org/pdf/620/62011375009.pdf.
Rice, E. W., Baird , R. D., & Eaton, A. D. (eds) (2017). Standard methods for the examination of
water and wastewater. In Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater
(23rd ed). Washington DC., USA: American Public Health Association, American
Water Works Association, Water Environment Federation. Recuperado de
https://www.awwa.org/Store/Product-Details/productId/65266295
Schlesinger, W. H., & Bernhardt, E. S. (2020). Biogeochemistry: An analysis of global change (4th
ed.). New York: EE.UU. Academic Press. 99-139. https://doi.org/10.1016/C2017-0-
00311-7.
Xu, R., Wang, Y., Tiwari, D., & Wang, H. (2009). Effect of ionic strength on adsorption of
As(III) and As(V) on variable charge soils. Journal of Environmental Sciences, 21(7), 927-
932. https://doi.org/10.1016/s1001-0742(08)62363-3.
Xu, R. K., Qafoku, N. P., Van Ranst, E., Li, J. Y., & Jiang, J. (2016). Adsorption properties of
subtropical and tropical variable soils: Implication from climate change and biochard
amendment. Advances in Agronomy, 135, 1-58.
https://doi.org/10.1016/bs.agron.2015.09.001.
Zhang, C., He, J. & Zheng, Z. (2018). Modelling nutrients and organics removal by biological
slow filtration in micro-polluted water source treatment. Processes, 6, 128.
https://doi.org/10.3390/pr6080128.