Tratamiento Compuesto para Aguas Residuales Provenie

TRATAMIENTO COMPUESTO PARA AGUAS RESIDUALES PROVENIENTES
DE TRIPLE LAVADO DE ENVASES DE USO VETERINARIO MEDIANTE

FOTOCATÁLISIS HETEROGÉNEA Y FILTRACION BIOLÓGICA.
CLAUDIA NAYIBE CASALLAS PINEDA

FANNY ESPERANZA DIMATE CHAVARRO
Universidad Libre
Facultad de Ingeniería
Departamento de Ingeniería Ambiental
Bogotá, Septiembre de 2013
TRATAMIENTO COMPUESTO PARA AGUAS RESIDUALES PROVENIENTES
DE TRIPLE LAVADO DE ENVASES DE USO VETERINARIO MEDIANTE
FOTOCATÁLISIS HETEROGÉNEA Y FILTRACION BIOLÓGICA.
CLAUDIA NAYIBE CASALLAS PINEDA

CODIGO 64031080
FANNY ESPERANZA DIMATE CHAVARRO
CODIGO 64061044
Proyecto de grado para optar al título de Ingeniero Ambiental
Director: ANDRÉS FELIPE LÓPEZ VÁSQUEZ

MSc Ingeniería Química
Universidad Libre
Facultad de Ingeniería
Departamento de Ingeniería Ambiental
Nota de aceptación:
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Firma del Director de Comité
Proyectos de Grado
________________
Firma del jurado
________________
Firma del jurado

TABLA DE CONTENIDO
Pág.
1. INTRODUCCIÓN .............................................................................................. 10
2. OBJETIVOS ...................................................................................................... 15
2.1. OBJETIVO GENERAL ................................................................................... 15
2.2. OBJETIVOS ESPECIFICOS .......................................................................... 15
3. MARCO TEÓRICO ........................................................................................... 16
3.1. ALTERNATIVA DE TRATAMIENTO DE RESIDUOS PELIGROSOS
GENERADOS EN LA UTILIZACION DE ENVASES DE USO VETERINARIO. 19
3.1.1 Triple lavado de envases vacíos de uso veterinario. .................................... 20
3.1.2. Impacto del efluente contaminado generado en el triple lavado de envases
vacíos de uso veterinario……………………………………………………………… 21
3.2. TRATAMIENTOS DE EFLUENTES CONTAMINADOS CON FARMACOS. .. 21
3.2.1. Tratamiento fotocatalítico de efluentes residuales. ..................................... 22
3.2.2. Tratamiento biológico de efluentes residuales. ........................................... 24
3.2.3. Acople fotocatalítico y biológico para el tratamiento de efluentes
residuales. ................................................................................................ 27
3.3. CINÉTICA DE DEGRADACIÓN DE CONTAMINANTES ............................... 29
4. METODOLOGIA ............................................................................................... 30
4.1. MATERIALES Y EQUIPOS ............................................................................ 30
4.2. GENERACION DEL EFLUENTE DEL TRIPLE LAVADO DE ENVASES
VACIOS DE USO VETERINARIO……………………………………………………. 31
4.2.1. Recolección de la muestra de envases vacíos de uso veterinario. ............. 31
4.2.2. Procedimiento de triple lavado de envases vacíos de uso veterinario. ....... 32
4.3. CARACTERIZACION FISICA Y QUÍMICA DEL EFLUENTE GENERADO EN
EL TRIPLE LAVADO DE ENVASES VACIOS DE USO VETERINARIO………… 32
4.4. EVALUACIÓN DE ENSAYOS FOTOCATALÍTICOS DEL TRATAMIENTO DEL
EFLUENTE DE TRIPLE LAVADO……………………………………………… 33
4.5. EVALUACIÓN DE LA REMOCION DE DQO MEDIANTE TRATAMIENTO
BIOLÓGICO.……………………………………………………………………………..36
4.6. EVALUACION DEL TRATAMIENTO COMPUESTO: FOTOCATALITICO Y
BIOLOGICO.……………………………………………………………………………..37
4.7. MODELACION CINÉTICA DE LAS REACCIONES FOTOCATALÍTICA,
BIOLÓGICA Y TRATAMIENTO COMPUESTO…………………………………….. 40
5. RESULTADOS Y ANALISIS ............................................................................. 42
5.1. CARACTERIZACION QUIMICA Y FISICA DEL AGUA DE TRIPLE LAVADO
DE ENVASES VACIOS DE USO VETERINARIO………………………………….. 42
5.2. EVALUACION DEL SISTEMA FOTOCATALITICO PARA LA REMOCIÓN DE
LA DQO EN EL VERTIMIENTO DE TRIPLE LAVADO DE ENVASES VACIOS DE
USO VETERINARIO…………………………………………………………………… 43
5.3. EVALUACION DE LA REMOCION DE DQO DEL AGUA DE TRIPLE LAVADO
DE ENVASE VACIO DE USO VETERINARIO MEDIANTE EL FILTRO LENTO EN
ARENA (FLA) DE FLUJO ASCENDENTE…………………………….. 50
DE ENVASES VACIOS DE USO VETERINARIO MEDIANTE EL TRATAMIENTO
COMPUESTO POR FOTOCATALISIS Y FILTRO LENTO EN ARENA DE FLUJO
ASCENDENTE………………………………………………….. 53
5.5 ENSAYOS DE TOXICIDAD DEL EFLUENTE GENERADO EN EL ACOPLE
FOTOCATALITICO-BIOLÓGICO…………………………………………………….. 54
5.6. EVALUACION DEL MODELO CINÉTICO EN LOS TRATAMIENTOS
FOTOCATALÍTICO, BIOLOGICO Y ACOPLE……………………………………… 56
6. CONCLUSIONES ............................................................................................. 60
REFERENCIAS BIBLIOGRAFICAS ...................................................................... 63
LISTA DE FIGURAS
Figura 1.Tratamiento posconsumo de envases agrícolas [5]. ............................... 17
Figura 2. Esquema de proceso de triple lavado para envases vacíos de uso
veterinario. ............................................................................................................ 18
Figura 3.Tratamiento de triple lavado para envases vacíos de vacunas de uso
veterinario. ............................................................................................................ 20
Figura 4. Esquema de fotocatalisis heterogénea con TiO2 ................................... 23
Figura 5. Filtro lento en arena tipo ascendente. .................................................... 27
Figura 6. Aspectos generales de toma de muestra a) Envases de plástico. b)
Envases de vidrio. c) Muestra representativa para triple lavado. .......................... 32
Figura 7. Reactor fotocatalítico para el tratamiento del vertimiento de triple lavado
de envases vacíos de uso veterinario. .................................................................. 36
Figura 8. Montaje del filtro ascendente para realización de ensayos de degradación
del efluente de triple lavado. ................................................................................. 37
Figura 9. Acople fotocatalítico y filtro biológico de flujo ascendente para tratamiento
del efluente generado del agua de triple lavado de envase. ................................. 38
Figura 10. Procedimiento ensayos de toxicidad en el vertimiento de triple lavado de
envases veterinarios. ............................................................................................ 39
Figura 11. a) Valor predicho vs actual. b) Distribución de probabilidad normal. ... 47
Figura 12. Interaccion de las variables pH y concentracion del catalizador TiO2. . 48
Figura 13. Superficie de respuesta para la fotocatálisis en el vertimiento de triple
lavado de envases vacíos de uso veterinario. ...................................................... 49

Figura 14. Líneas de contorno de la superficie de respuesta estimada para la
fotocatálisis en el vertimiento de triple lavado de envases vacíos de uso veterinario.
.............................................................................................................................. 50
Figura 15. Porcentaje de remoción de DQO y DBO5 durante el tratamiento
biológico en el FLA................................................................................................ 51
Figura 16. Biodegradabilidad (DBO5/DQO) en el vertimiento de envases vacíos de
uso veterinario en el filtro biológico de arena de flujo ascendente. ....................... 52
Figura 17. Porcentaje de remoción de la DQO y DBO5 en el acople. .................. 53
Figura 18. Índice de biodegradabilidad durante el tratamiento para el acople
fotocatalítico-biológico........................................................................................... 54
Figura 19. Modelo cinético de seudo segundo orden para el sistema fotocatalítico
.............................................................................................................................. 58
Figura 20. Modelo cinético de seudo segundo orden para el para el filtro lento en
arena. .................................................................................................................... 58
Figura 21. Modelo cinético de pseudo segundo orden para en el acople
fotocatalítico y biológico ........................................................................................ 59

LISTA DE TABLAS
Tabla 1. Cuadro comparativo de tipos de tratamiento de aguas residuales [27] ... 24
Tabla 2. Materiales utilizados durante la experimentación. ................................... 30
Tabla 3. Equipos utilizados durante la experimentación ....................................... 30
Tabla 4. Caracterización química inicial del efluente generado por el triple lavado
.............................................................................................................................. 33
Tabla 5. Caracterización física inicial del efluente de triple lavado de envases vacíos
de uso veterinario.................................................................................................. 33
Tabla 6. Ensayos fotocatalíticos de remoción de DQO del efluente de triple lavado.
.............................................................................................................................. 35
Tabla 7. Diámetro y proporción de lecho filtrante utilizado en el filtro biológico. ... 36
Tabla 8. Clasificación de efluentes según el índice toxicológico [39]. .................. 40
Tabla 9. Caracterización inicial del efluente de triple lavado de envases vacíos de
uso veterinario ...................................................................................................... 42
Tabla 10. Mortalidad de Daphnia magna .............................................................. 43
Tabla 11. Porcentaje de remoción de DQO para los ensayos fotocatalíticos del
vertimiento de triple lavado de envases de uso veterinario. .................................. 44
Tabla 12. Análisis de Varianza (Software Expert designó 8.0 ANOVA) ................ 45
Tabla 13. Optimización de la fotocatálisis con el vertimiento de triple lavado ....... 49
Tabla 14. Mortalidad de Daphnia Magna con el vertimiento tratado. .................... 55
Tabla 15. Constantes de seudo segundo orden ................................................... 59

LISTA DE ANEXOS
ANEXO A.COMPUESTO ACTIVO DE LAS VACUNAS VETERINARIAS
ANEXO B. PAÍSES EN AMÉRICA LATINA CON LEGISLACIÓN SOBRE EL
TRIPLE LAVADO DE ENVASES DE AGROQUÍMICOS.
ANEXO C. USO DE LOS PROCESOS AVANZADOS DE OXIDACIÓN PARA LA
DEGRADACIÓN DE AGUAS CONTAMINADAS CON FÁRMACOS.
ANEXO D. ENSAYOS DE FOTOCATALISIS CON VARIACION DE pH Y
CONCENTRACIÒN DE TiO2
ANEXO E. ENSAYOS DE FOTOCATALISIS PARA MODELO CINETICO.
ANEXO F. PORCENTAJE DE REMOCIÓN DE DQO Y DBO5 DURANTE EL
TRATAMIENTO BIOLÓGICO EN EL FILTRO LENTO EN ARENA
ANEXO G. PORCENTAJE DE REMOCIÓN DE DQO Y DBO5 EN EL ACOPLE
FOTOCATÁLISIS Y FILTRO LENTO EN ARENA DE FLUJO ASCENDENTE

1. INTRODUCCIÓN
Los residuos de vacunas y vitaminas de aplicación veterinaria utilizados en zonas

rurales de economía agrícola, representan un peligro para el medio ambiente y la
salud humana cuando no son tratados adecuadamente, ya que los compuestos
orgánicos e inorgánicos que quedan como residual de estos fármacos puede
trasladarse por infiltración, contaminado cuerpos de agua, el suelo y al introducirse
en la cadena trófica, puede generar efectos tóxicos en personas o animales. Por
otro lado los mecanismos de eliminación de estos residuos en zonas rurales
implican la incineración de los mismos, no obstante ante la falta de una entidad
autorizada, la opción adoptada por los generadores es la incineración
descontrolada, emitiendo vapores, gases y material particulado, alterando la
calidad del aire. No obstante, los recipientes de plásticos o vidrio por el tiempo
prolongado de degradación es posible considerarlos para su reciclaje con un
manejo apropiado.
Los envases vacíos de uso veterinario son residuos catalogados por el Decreto
4741 de 2005 como desechos clínicos y afines, que pueden contener
constituyentes inorgánicos u orgánicos. En zonas urbanas la recolección,
tratamiento y disposición son realizados por entidades autorizadas para dichas
actividades, sin embargo en zonas rurales los residuos semejantes por su
clasificación son los envases residuales de pesticidas. El tratamiento que se debe
aplicar es un proceso de limpieza a los envases de pesticidas denominado “triple
lavado”, donde los envases son higienizados tan solo con agua con el fin de evitar
compuestos de mayor nocividad al aplicar cloración u otro compuesto químico y
este remanente es posible asperjarlo en los suelos de cultivos, cumpliendo su
función y posteriormente se degrada en un entorno apropiado.
10
El “triple lavado” es posible aplicarlo con características similares en los envases
vacíos de uso veterinario, esta opción permite la reducción de residuos por medio
de la limpieza para el aprovechamiento de estos. Por otro lado el vertimiento que
se genera a diferencia del efluente producido del triple lavado de envases de
pesticidas, no puede re-aplicarse en animales ni dejarse en contacto con el suelo
debido a los ingredientes activos que afectan la calidad de los recursos naturales,
por tanto también se debe plantear una remediación, la cual se estudia en el
desarrollo del tratamiento compuesto para aguas residuales provenientes de triple
lavado de envases de uso veterinario, mediante fotocatálisis heterogénea y
filtración biológica.
Las alternativas actuales de manejo de residuos de fármacos veterinarios que se

presentan en zonas rurales, son la incineración por parte de empresas con licencias
pertinentes pero, queda tan solo como opción puesto que estas entidades no
cubren la recolección en la mayoría de estas zonas o la licencia ambiental les
permite tratar solamente envases de pesticidas. La iniciativa adoptada con mayor
frecuencia es la incineración por parte de los generadores sin los permisos ni
controles respectivos. Aun cuando los granjeros se han comprometido en varias
oportunidades con la recolección y entrega de estos residuos, la actividad no
concluye con éxito puesto que por tema de alcance, logístico o finalmente porque
los costos ofertados no son posibles de cubrir, fracasa toda la labor. Es entonces
cuando retorna el problema a los generadores y se vuelve un problema de salud
pública en estos sectores que los lleva a determinar como opción real y
aparentemente más adecuado es la incineración de los residuos de envases vacíos
de uso veterinario, pero al realizarlo de forma descontrolada, se desconocen los
contaminantes emitidos a la atmosfera sin vigilancia alguna y por ende los impactos
que se producen con estas emisiones generan daños ambientales con costos de
remediación indeterminados, además de limitar la vida útil del plástico o el vidrio
que es posible reciclar con la alternativa propuesta.
11
El triple lavado como parte de la alternativa de gestión de residuos sólidos para
transformarlos en residuos no peligrosos, es adecuada y factible puesto que se
realiza in situ y aprovecha los residuos generados. Producto de la operación de
lavado de los envases vacíos de uso veterinario, se genera un efluente líquido
contaminado, debido a los componentes activos que constituyen los medicamentos
veterinarios presentes en el mismo. Dentro de los compuestos orgánicos e
inorgánicos presentes en los envases residuales de fármacos veterinarios (ver
Anexo A) se encuentran algunos dentro de la lista publicada por EPA por sus
efectos adversos al medio ambiente ya que en su mayoría son de baja
biodegradabilidad, lo que implica que su alta persistencia en el medio ambiente les
da la característica de contaminantes recalcitrantes, por lo tanto deben ser tratados
para su disposición.
El efluente producido en el triple lavado de envases vacíos de uso veterinario

recibe la carga contaminante que se encuentra como remanente dentro del envase,
donde los tratamientos de agua residual convencional resultan inconvenientes,
reiterando el riesgo de salud pública y el daño ambiental incalculable, entonces se
hace necesario aplicar tratamientos que desestabilicen la composición orgánica e
inorgánica para su remoción o reducción.
Los tratamientos biológicos son adaptables para vertimientos con alta

biodegradabilidad ya que la carga orgánica se puede descomponer rápidamente y
con la ayuda de organismos aerobios. El filtro lento de arena (FLA) se ha resaltado
por su bajo costo de construcción, facilidad de operación y mantenimiento, al igual
que por sus altos valores de remoción, pero por si solo sus remociones no alcanzan
los valores buscados y es posible aplicarlos con un tratamiento previo. En recientes
investigaciones se han estudiado tratamientos con uso de rayos UV o incluso
radiación solar con ayuda de sustancias que aumentes la rapidez de esta reacción
sin sufrir cambios permanentes, los cuales han demostrado remociones
significativas, sin embargo no son suficientes para remover la carga orgánica total
12
o por lo menos en cumplimiento con las exigencias de los requerimientos legales
para este tipo de vertimientos.
El mayor éxito ha sido posible encontrarlo aplicando tratamientos compuestos entre
fotocatálisis y posterior filtración biológica ya que se complementan entre sí, como
se evidencia en el acople aplicado al efluente con una carga química diversa
generada en vertimientos de laboratorios de análisis, donde un sistema acoplado
logra remociones cercanas al 100% [1]. Según el éxito de estudios como el
mencionado, el tratamiento de fotocatálisis con radiación UV de forma heterogénea,
es efectivo en efluentes alta composición química y por ende baja
biodegradabilidad. Igualmente la fotocatálisis heterogénea con (TiO2) es uno de los
tratamientos de mayor remoción dentro de los procesos de oxidación avanzada
(PAOs).
El vertimiento obtenido del triple lavado de envases vacíos de fármacos veterinarios

que ha sido evaluado por su cantidad, el contenido carga orgánica por medio de la
DQO, niveles de toxicidad y las características de los envases, es un idóneo para
la aplicación del tratamiento compuesto de fotocatálisis heterogénea y un filtro
biológico. Es importante mencionar que los porcentajes de remoción de este
tratamiento compuesto, aplicado en este tipo de efluente no se conocen con
exactitud, por tanto se proyecta la evaluación práctica, a escala de laboratorio, del
sistema compuesto por un reactor fotocatalítico utilizando como catalizador el
dióxido de titanio y un filtro lento de arena como tratamiento biológico para aplicarlo
en el vertimiento de triple lavado de envases vacíos de uso veterinario. La
evaluación se aplicará individualmente y en el sistema compuesto a través de las
remociones de DQO, ya que este parámetro nos permite hacer una valoración
generalizada de la remoción de contaminantes puesto que la eliminación por medio
de la fotocatálisis heterogénea es indiscriminada.
Los vertimientos con contenidos de pesticidas e incluso con presencia de

medicamentos puntuales o sus agentes activos únicamente, presentan diversos
13
tratamientos y permiten conocer la efectividad de los mismos por medio de la
diversa literatura, por otra parte para los efluentes con contenidos de fármacos
veterinarios, como lo es el vertimiento de triple lavado de envases vacíos de uso
veterinario, la documentación de tratamientos y su efectividad es irrisoria y se
presenta de forma inconclusa. La presente investigación plantea un punto de
partida para futuras investigaciones y una alternativa aplicable para la gestión de
residuos en zonas de economía agropecuaria.
14
2. OBJETIVOS
2.1. OBJETIVO GENERAL
Implementar un sistema integrado consistente en un reactor fotocatalítico (basado

en dióxido de titanio) y un sistema biológico a escala laboratorio, para tratar un
efluente contaminado con residuos de triple lavado de envases vacíos de uso
veterinario.
2.2. OBJETIVOS ESPECIFICOS
Obtener información sobre las características físicas y químicas a partir del efluente
residual objeto de este estudio (agua de triple lavado de envases vacíos de uso
veterinario).
Evaluar el desempeño de un reactor fotocatalítico a escala laboratorio para

degradar la mezcla contaminante usando dióxido de titanio como catalizador del
proceso.
Considerar un tratamiento biológico (a escala laboratorio) basado en su costo de

construcción y mantenimiento, y de su aplicabilidad a las condiciones del trópico y
evaluar la compatibilidad del efluente tratado fotocatalíticamente con estos
sistemas.
Desarrollar expresiones cinéticas fotocatalíticas y biológicas que permitan el

modelado matemático y simulación del sistema acoplado en diferentes condiciones
de carga de catalizador y pH.
15
3. MARCO TEÓRICO
Los envases residuales de uso veterinario al igual que los de uso agropecuario sin
ningun tipo de lavado son considerados residuos peligrosos puesto que contienen
remanentes con componentes activos de medicamentos veterinarios que se
constituyen en un riesgo para la salud pública y el medio ambiente de ser
dispuestos inapropiadamente. De igual forma, el plástico y/o vidrio utilizados tienen
un tiempo de degradación de alrededor de 500 años [2].Estos al ser incinerados
producen emisiones de gases tóxicos y vapores que contaminan el ambiente con
la producción de dioxinas y furanos. Dichas sustancias son cancerígenas y dañinas
para la salud de las personas y animales [3].
Dentro de la regulación del MAVDT, el Decreto 4741 de 2005 tiene por objeto la
prevención en la acumulación de residuos peligrosos y la regulación en el manejo
de los mismos para proteger la salud humana y el medio ambiente. Sin embargo,
el manejo de envases vacíos de uso veterinario no cuenta con una clasificación
específica y por ende no tiene un tratamiento estipulado dentro de la regulación
existente, lo cual produce un sesgo en el que los residuos deben ser tratados como
residuos biológicos, pero las entidades autorizadas para este tratamiento no tienen
alcance en las zonas directamente afectadas [4].
Una de las alternativas de disposición de estos residuos peligrosos es el llamado

triple lavado de envases que consiste en la remoción de los agentes contaminantes
contenidos en los envase vacíos con el fin de reutilizar los contenedores bien sea
de vidrio o plástico sin riesgo para la comunidad. La técnica se basa en eliminar los
remanentes de los envases plásticos, únicamente con agua potable y de forma
inmediata, una vez terminado el contenido del envase. En caso contrario, este
puede solidificarse y dificultar su remoción. El lavado se debe realizar solamente
con agua proveniente del acueducto, ya que al adicionar otros químicos puede
16
generar reacciones de los agentes presentes en los desechos residuales. La
normatividad para el control y disposición de envases de uso agropecuario está
bien definida en algunos países de Latinoamérica, pero no existe tal para los
envases de uso veterinario (ver anexo B).
Cuando se trata de envases que contenían pesticidas o fertilizantes, este

procedimiento elimina el 99.9% del residuo líquido peligroso y permite realizar una
reaspersión del remanente en el envase como se muestra en la Figura 1. Posterior
a este procedimiento es posible realizar el reciclaje del material o en caso de
persistir el contaminante en el material plástico se debe disponer con la entidad
autorizada para esta gestión.
Figura 1.Tratamiento posconsumo de envases agrícolas [5].
En la industria veterinaria se utilizan vacunas, antibióticos, antimicóticos,

antifúngicos, hormonas, vitaminas, etc. Para este tipo de envases se propone
aplicar el triple lavado puesto que es una alternativa de aprovechamiento de los
17
envases que contienen todos estos insumos y es posible reciclar el material del
envase (vidrio o plástico) en productos que no requieran mayor restricción en
cuanto al contenido remanente como por ejemplo elementos de señalización,
mobiliarios y separadores de vía [6].
La implementación del triple lavado en envases vacíos de uso veterinario, aunque

soluciona el problema de la disposición de los envases, genera un vertimiento que
no puede ser asperjado o reutilizado como en el caso de los envases de uso
agrícola. Por el contrario, debe ser tratado para poder ser vertido en las fuentes
naturales con características de carga contaminante que cumplan con la
normatividad de vertimientos o que pueda ser reutilizado en el mismo lavado. Esta
contaminación se genera porque se trasladan las sustancias químicas presentes
en los residuos sobrantes de los envases (en su mayoría compuestos
recalcitrantes) al agua proveniente del triple lavado de envases vacíos de uso
veterinario, como se muestra en la Figura 2. El vertimiento generado, es un residuo
industrial el cual puede infiltrarse en suelos y cuerpos de agua [7], por lo tanto
deben ser tratados para el cumplimiento del Decreto 3930 de 2010 el cual
corresponde a la legislación pertinente [8].
Figura 2. Esquema de proceso de triple lavado para envases vacíos de uso veterinario.
18
Existen alternativas de disposición de residuos peligrosos sin embargo, las
condiciones por parte de las entidades que realizan la disposición final de los
residuos de la industria agropecuaria son excluyentes con los envases de uso
veterinario, especificando únicamente pesticidas entre otros, como los residuos
aceptados para su tratamiento [9].
3.1. ALTERNATIVA DE TRATAMIENTO DE RESIDUOS PELIGROSOS

GENERADOS EN LA UTILIZACION DE ENVASES DE USO VETERINARIO.
Debido a la problemática mencionada anteriormente, la disposición de los envases

vacíos de uso veterinario debe ser diferente a la de los envases que contienen
agroquímicos. Actualmente se realiza la incineración descontrolada de estos
envases que emite gases y vapores compuestos por dioxinas y furanos, que al ser
liberados en la atmosfera, se fijan fuertemente por adsorción a los suelos o
sedimentos y persisten durante muchos años dificultando su tratamiento en el
ambiente [10].
La aplicación del triple lavado como tratamiento para los envases vacíos de uso
veterinario es una opción que permite reciclar el plástico y el vidrio en la producción
de elementos que no se encuentren en contacto directo con alimentos o no
requieran una exigencia sanitaria sin embargo, se genera un efluente que no se
puede verter en fuentes naturales, ni sistemas de alcantarillado sin un tratamiento
previo. El efluente que pueda ser generado del triple lavado de envases vacíos de
uso veterinario, debe ser considerado un vertimiento industrial (según Decreto
1594 de 1984) y por ende es responsabilidad de su generador, realizar el
tratamiento adecuado para remover la carga contaminante y disponer el efluente
según el punto de descarga [11].
19
El esquema propuesto para el tratamiento de envases vacíos de uso veterinario,
incluye la implementación del triple lavado como alternativa de aprovechamiento de
los envases al ser retirados de éstos el remanente de producto residual para poder
reciclar el material sólido (vidrio o plástico). De otra parte, se debe recoger el
efluente residual generado para su posterior tratamiento y vertimiento al
alcantarillado o fuente de descarga.
3.1.1 Triple lavado de envases vacíos de uso veterinario. El esquema del triple
lavado de envases vacíos de pesticidas fue adaptado para su aplicación en
envases vacíos de uso veterinario como se muestra en la Figura 3.
1. ESCURRIR Posterior al suministro de la vacuna en su totalidad o la

cantidad necesaria, escurrir el envase de uso veterinario
en un tanque de almacenamiento, el cual debe ser en un
material resistente, con un cierre hermético y se debe
encontrar libre fisuras o fugas.
2. ADICIONAR
Adicionar agua al envase vacío de uso veterinario,

hasta un cuarto de la capacidad de su volumen.
3. TAPAR Y AGITAR Tapar el envase vacío de uso veterinario, verificando

que no se pueda derramar el líquido contenido y agitar
fuertemente en todos los sentidos por un periodo
mínimo de 30 segundos.
4. ALMACENAR
Colocar el agua residual del enjuague en el tanque de
almacenamiento dispuesto para esta labor y cerrarlo.
5. REPETIR PASOS
Repita 2 veces más los pasos del 1 al 4.
Figura 3.Tratamiento de triple lavado para envases vacíos de vacunas de uso veterinario.
20
3.1.2. Impacto del efluente contaminado generado en el triple lavado de envases
vacíos de uso veterinario. Además de la carga orgánica contaminante generada en
el vertimiento por los componentes activos de los fármacos de uso veterinario, los
coadyuvantes también generan productos de transformación, que interactúan con
la materia orgánica y bajo las condiciones propicias del ecosistema, pueden ser
potencialmente más tóxicos, más recalcitrantes e incluso más bioacumulables que
los agentes activos. En estudios realizados a vertimientos similares con cargas de
antígenos, se han observado efectos adversos para la salud humana [12]. En
efluentes con contenidos de fármacos como glucanos y lentinan, fueron realizados
ensayos de toxicidad, evidenciando que se altera el sistema inmune, disminuyendo
la reacción ante infecciones bacterianas, virales y parasíticas, desarrollando
ambientes aptos para el crecimiento de diversos tipos de virus y parásitos dentro
de los organismos vivos [13]. Otro efecto detectado en vertimientos con presencia
de fármacos es el teratógeno, produciendo malformaciones en el feto a hembras
gestantes de ovejas por ingesta del agua contaminada durante el primer tercio del
embarazo [14].
A causa de los riesgos anteriormente mencionados son indiscutibles los motivos

para aplicar tratamientos al agua residual generada del triple lavado de envases de
productos veterinarios, esto sumado a la exigencia legal de verter el efluente con
una remoción de carga contaminante mínima [11]. Una vez generado el vertimiento
por medio del triple lavado, se debe tener en cuenta que contiene una alta carga
contaminante y por lo tanto debe ser manipulado con los elementos de protección
personal adecuados.
3.2. TRATAMIENTOS DE EFLUENTES CONTAMINADOS CON FARMACOS.
Los procesos y tecnologías existentes en la actualidad para el tratamiento de aguas

residuales son diversos y se clasifican frecuentemente en tratamientos primarios,
21
secundarios y terciarios. Los tratamientos primarios son aquellos destinados a la
eliminación de sólidos suspendidos y grasas del agua residual. Los secundarios por
su parte son procesos biológicos cuyo objetivo es la remoción de la materia
orgánica disuelta y los terciarios tienen como fin la eliminación de los
microorganismos peligrosos presentes en el agua residual [16].
Expertos en tratamientos de agua residual con cargas contaminantes “no

biodegradables, alertan sobre el hecho de que las viejas plantas de tratamiento de
aguas residuales no son capaces de eliminar muchos de los fármacos que llegan a
las mismas pues estas plantas están diseñadas para remover fundamentalmente
fosfatos y nitratos” [17]. Trabajos realizados demuestran que ciertos productos
“como el clofibrato o la carbamazepina abandonan la planta sin haber sufrido
alguna transformación, mientras otros como el paracetamol, metropolol,
diclofenaco, ibuprofeno, trimetoprima, ciprofloxacina, estradiol, estrona,
sulfametoxazol, oxitetraciclina, doxiciclina y la ifosfamida son removidos solo
parcialmente [18]. Adicionalmente, estudios realizados en productos como el
paracetamol, los cuales son biodegradables, cuando se realiza un tratamiento
terciario como la cloración, produce subproductos de reacción tóxicos (genotóxicos
y mutagénicos) tales como la 1,4 benzoquinona y la imina N-acetil-p-benzoquinona
[19].
3.2.1. Tratamiento fotocatalítico de efluentes residuales. La incapacidad de los

sistemas biológicos para remover de manera eficiente algunos contaminantes
industriales tóxicos o recalcitrantes1 impone el desarrollo de nuevas tecnologías y
ha intensificado la búsqueda de nuevos métodos de tratamiento entre los cuales se
encuentran los procesos avanzados de oxidación (PAOs) [21]. “Dentro de los
1 La relación DBO5/DQO podría llegar a ser tan baja (0.06) en los efluentes contaminados con productos de uso veterinario,
que los tratamientos biológicos, usualmente utilizados no son suficientes para disminuir su poder contaminante por debajo
de los límites aceptables. [20]
22
PAOs, aquellos que son capaces de aprovechar la radiación solar son los más
estudiados, ya que reemplazan el consumo de energía eléctrica utilizada en
lámparas, por los rayos UV de la radiación natural del sol”. A causa de lo anterior
es posible afirmar que la fotocatálisis solar es una fotorreacción que en presencia
de un catalizador acelera la transformación química generada con el fin de producir
una alteración de algún compuesto [22].
En el proceso de fotocatálisis heterogénea se logran adsorber las radiaciones UV

con ayuda del catalizador, estimulando los compuestos químicos para
desestabilizarlos hasta obtener un cambio de fase que produce una separación y
así una remoción de contaminantes [23]. Al encontrarse el catalizador y los
contaminantes disueltos en el agua, la radiación produce una reacción de óxido
reducción en la que es aprovechado el cambio de fase estimulando los compuestos
químicos para romper los enlaces presentes y de esta forma reducir la carga
contaminante como se muestra en la Figura 4 [24].
Figura 4. Esquema de fotocatalisis heterogénea con TiO2
23
En estudios realizados en España, para incrementar la eficiencia de los
tratamientos de aguas residuales, con el fin de evitar que los contaminantes
persistentes lleguen a impactar el medio ambiente o a tener contacto con agua de
consumo humano, como es el caso de los efluentes con altos contenidos de
medicamentos mezclados entre los de uso humano y veterinario, se aplicó la
fotocatálisis heterogénea con TiO2 de forma comparativa entre las radiación
generada con lámparas y radiación solar. En dicho estudio indican que al verificar
por medio de cromatografía líquida el 75% de dichos medicamentos, se
encontraron reducidos en concentraciones entre un 35 y un 50%, porcentajes
altamente significativos en comparación a los tratamientos tradicionales aplicados,
sin embargo no son suficientes para lograr un vertimiento que cumpla las
condiciones requeridas a nivel legal [25]
3.2.2. Tratamiento biológico de efluentes residuales. Como tratamientos biológicos

se cuentan los humedales, reactores aerobios y anaerobios, filtros biológicos,
lagunas de oxidación y lodos activos, los cuales metabolizan la carga orgánica
contaminante como fuente de carbono en la mayoría de los casos. La Tabla 1
muestra los principales tratamientos biológicos empleados para la remoción de
materia orgánica [26].
Tabla 1. Cuadro comparativo de tipos de tratamiento de aguas residuales [27]
TIPO DE
VENTAJAS DESVENTAJAS
TRATAMIENTO
Altas eficiencias de remoción, 75
Altos costos por obra civil, equipamiento
- 85 % sólidos en suspensión y
y operación.
Filtro microorganismos 95% - 99%.
Biológico Efluente parcialmente nitrificado Mayor capacitación para operadores
(Biodiscos) Efluente para reusó agrícola Producción de lodos inestable.
Menos requerimiento de equipo
electromecánico
24
Tabla 1. Cuadro comparativo de tipos de tratamiento de aguas residuales [27]
Requiere grandes extensiones de

Bajo costo por obra civil
terreno.
Bajo costo de operación y
Laguna de Puede despedir olores indeseables.
mantenimiento
estabilización
Necesitan de sol y temperaturas
Capacitación nula de operadores constantes para tener un mejor
desempeño.
Altas eficiencias de remoción, 85
Altos costos por obra civil, y
- 95 % sólidos en suspensión y
equipamiento.
microorganismos 98% - 99.5%
Alto costo de operación y
Lodos Lodos parcialmente estabilizados
mantenimiento.
Activados
Efluente parcialmente nitrificado Mayor capacitación para operadores.
Fácil de estabilizar durante el Requiere un are de depósito para los
arranque lodos residuales
Menor requerimiento de terreno
Remueve hasta 70% de sólidos y
Aún están en estado experimental.
bacterias
Requiere una remoción periódica de
Humedales Muy bajo costo de obra civil
exceso de material vegetal.
Muy bajos costos de operación y Es utilizado mejor en áreas donde son
mantenimiento disponibles plantas nativas.
Este tipo de tratamientos han demostrado eliminaciones para distintos fármacos

entre 30-45% en el caso de antiinflamatorios y antibióticos de uso humano [28].
Según las características de cada uno de los tratamientos biológicos observados

en la Tabla 1, se pueden lograr aceptables eficiencias de remoción pero la mayoría
exigen la disponibilidad de grandes superficies, personal capacitado y altos costos
de mantenimiento, promueven la búsqueda de configuraciones más sencillas y/o
acoplar las técnicas con otros tipos de procesos para lograr así altos niveles de
remoción de carga contaminante, sin embargo uno de los sistemas biológicos de
25
más bajos requerimientos es el filtro lento en arena que cumple con las
características de eficiencia, es fácil de construir, no necesita mano de obra
calificada para su mantenimiento y es de bajo costo [29].
En el vertimiento que ingresa al filtro biológico ocurren cambios fisiológicos,

metabólicos y de regulación genética, para así lograr la producción de
determinados metabolitos secundarios, por medio de la estratificación biológica
dentro de un lecho de grava de flora microbiana. Si el proceso de filtración se lleva
a cabo en una configuración de tipo ascendente, se garantiza un tiempo adecuado
de retención del vertimiento y por tanto se promueve la remoción de la carga
contaminante por la flora microbiana que en él existe. No se necesitan compuestos
químicos o aditivos en la operación y el manejo de lodos no causa problemas
debido a que no se generan solidos suspendidos en el efluente a tratar [30].
La configuración típica de la filtración lenta en arena, consiste en un tanque

impermeable al agua que contiene una capa de arena de 0.9 – 1.5 m de espesor,
soportada sobre una capa de grava de 0.15 m – 30 m de espesor. El agua filtrada
es conducida hasta un punto de salida en donde existe un dispositivo que controla
el caudal de salida y a su vez la velocidad de filtración [31]. El filtro se opera con
una altura de agua por encima de la capa superior de arena y los sólidos separados
se encuentran en los centímetros superiores de la capa de arena. Cuando la
pérdida de carga alcanza el límite físico de la planta, el filtro se debe deshabilitar
para drenar y limpiarlo realizando el cambio del medio filtrante. El filtro lento de
arena puede ser altamente eficaz para algunos tipos de agua sin coagulación previa
[32].
En la Figura 5 se muestra una configuración típica de un filtro lento en arena tipo

ascendente.
26
Figura 5. Filtro lento en arena tipo ascendente.
Los tratamientos primarios como el realizado por medio del filtro lento de arena son
recomendados para remover sólidos presentes en los vertimientos y eliminar
componentes con la ayuda de organismos aerobios, sin embargo no generan las
remociones requeridas para cumplimiento legal y disminución de efectos tóxicos,
ya que no siempre reducen la contaminación por endotoxinas, requieren un
acondicionamiento y monitoreo de la calidad microbiológica del agua, de tal forma
que la misma a causa de la carga contaminante no desaparezca la biopelicula por
efectos de los efluentes con fármacos de cualquier tipo [33].
3.2.3. Acople fotocatalítico y biológico para el tratamiento de efluentes residuales.

La integración de los procesos de oxidación avanzada (PAOs) con los tratamientos
biológicos, representa una solución viable para el caso de contaminantes tóxicos
o recalcitrantes que se encuentran en diferentes tipos de vertimientos como es el
caso de los efluentes generados en un triple lavado de envases de uso veterinario.
27
El uso de los PAOs como pretratamiento produce compuestos orgánicos
oxigenados y ácidos de pequeño peso molecular. Estos procesos son aplicados
hasta que la actividad tóxica de un compuesto en particular no exista o hasta que
un compuesto recalcitrante produzca otros más biodegradables en el afluente. Lo
que pretenden los acoples de sistemas fotocatalíticos y biológicos, es aumentar el
grado de mineralización de la carga contaminante presente en el efluente con la
configuración (fotocatalítica y biológica) y la elección final depende del grado de
biodegradabilidad del efluente en cada etapa [34].
A nivel agrícola se han realizado estudios de sistemas acoplados para la remoción

de DQO, en vertimientos con cargas contaminantes no biodegradables, realizando
pruebas con un filtro percolador y un filtro subsuperficial. Debido a la toxicidad del
efluente la eficiencia de estos filtros no era la esperada, ya que por sí solos no
logran remociones superiores a 48 % en DQO. Dentro del acople de cada uno de
los filtros con un montaje fotocatalítico con TiO2, se incrementó la eficiencia del
sistema acoplado logrando remover hasta un 58% la DQO [35]. Se encuentra en la
literatura referente, pruebas realizadas con pretratamiento biológico y reactores
fotocatalíticos donde se evidencian eficiencias hasta de un 60% con el uso de
lámparas de radiación UV e igualmente con radiación solar.
Teniendo en cuenta que los contaminantes recalcitrantes son de difícil remoción,
este tipo de tratamientos integrados generan un mejor resultado que los
tratamientos por separado no obstante, se resalta la necesidad de realizar análisis
de biodegradabilidad, cinético y de la demanda química de oxígeno del vertimiento
con el fin de garantizar el crecimiento de materia microbiana en el medio y posterior
oxidación con la fotorreacción [36].
Es importante anotar que la eficiencia del sistema acoplado es comparable con

diversos tipos de tratamientos y con aplicaciones en diferentes configuraciones por
lo cual, para el caso del vertimiento de triple lavado de envases vacíos de uso
28
veterinarios, se espera obtener resultados satisfactorios puesto que las condiciones
y características de los efluentes así lo suponen.
3.3. CINÉTICA DE DEGRADACIÓN DE CONTAMINANTES
Las constantes cinéticas de los procesos de degradación pueden ser obtenidas

mediante la representación de la concentración de sustrato en función del tiempo.
Las cinéticas de degradación fotocatalítica siguen generalmente mecanismos de
pseudo primer o segundo orden dependiendo del mecanismo de adsorción de
contaminante. Las condiciones en que cambian las velocidades de reacción
respecto al tiempo y la variación de la remoción de la carga orgánica, permite probar
el mecanismo propuesto [37].
29
4. METODOLOGIA
4.1. MATERIALES Y EQUIPOS
Los materiales y montajes utilizados en laboratorio para el desarrollo de la

investigación con el fin de lograr la eliminación de fármacos presentes en efluentes
líquidos (triple lavado de envases de uso veterinario) se encuentran en las Tablas
2y3
Tabla 2. Materiales utilizados durante la experimentación.
Material
Material volumétrico de vidrio

Montaje filtro biológico con grava de diferentes diámetros.
Montaje fotocatalítico
Tabla 3. Equipos utilizados durante la experimentación
Equipo Marca
Bomba peristáltica Heidolph, pumpdriver 5201
Termo reactor Eco 25 Velp scientific
Titulador Methrom 877 Trino Plus
Plancha agitadora SCI logex ms-m s10
Incubadora DBO5 Velp Foc 225 I
Potenciómetro SCHOtt instruments lab 850
Balanza analítica Voyager pro, Vp214cr
30
4.2. GENERACION DEL EFLUENTE DEL TRIPLE LAVADO DE ENVASES
VACIOS DE USO VETERINARIO.
Con base en el esquema propuesto en la Figura 3. Tratamiento de triple lavado

para envases vacíos de vacunas de uso veterinario, se generó el efluente
contaminado con el que se desarrollaron las pruebas fotocatalíticas y biológicas.
Donde se generaron 12 litros de triple lavado, con cinco replicas para un total de
60 litros de triple lavado proveniente de envases vacíos de uso veterinario. Los
cuales fueron mezclados para su homogenización y separadas en envases de 4L,
que fueron almacenados en refrigeración para mantener las características de las
muestras.
4.2.1. Recolección de la muestra de envases vacíos de uso veterinario. La muestra

de envases utilizados en el desarrollo de la investigación fue recolectada con la
ayuda de la comunidad de municipios del departamento de Cundinamarca en
sectores de crianza avícola y porcina principalmente. Los residuos son tomados de
puntos de acopio en zonas descubiertas y donde su acumulación se ha realizado
por más de 2 años. Se encuentran residuos mezclados con aplicadores,
dosificadores y envases de diferentes materiales.
Se realizó una selección de los envases plásticos y de vidrio (con adecuadas
medidas de bioseguridad), verificando que estos, no presentaran fisuras ni fugas
del remanente. Se pesaron 2500 g de envases de uso veterinario, cuyo contenido
sólido de envases residuales se almacenó en neveras de icopor para preservar las
condiciones de los residuos que fueron objeto de estudio. La Figura 6 muestra
aspectos de la recolección de muestra.
31
Figura 6. Aspectos generales de toma de muestra a) Envases de plástico. b) Envases de vidrio. c) Muestra
representativa para triple lavado.
4.2.2. Procedimiento de triple lavado de envases vacíos de uso veterinario. El

procedimiento se siguió acorde a la Figura 3 y es similar al descrito para envases
que contienen a agroquímicos. La principal diferencia es que el efluente generado
debe ser almacenado para su posterior tratamiento.
La muestra recolectada fue de 2500 g de envases vacíos de uso veterinario a los

cuales se aplicó el triple lavado obteniendo un total de 60 litros de triple lavado de
envases vacíos de uso veterinario.
Por cada 500 g de envases se prepararon 12 litros de triple lavado de envases de

uso veterinario, preservando en refrigeración a bajas temperaturas para conservar
sus características fisicoquímicas.
4.3. CARACTERIZACION FISICA Y QUÍMICA DEL EFLUENTE GENERADO EN

EL TRIPLE LAVADO DE ENVASES VACIOS DE USO VETERINARIO.
La caracterización inicial del vertimiento contempló la determinación del grado de

biodegradabilidad expresado por la relación DBO5/DQO. Los parámetros evaluados
se muestran en la Tabla 4.
32
Tabla 4. Caracterización química inicial del efluente generado por el triple lavado
Parámetro Método
DQO Standard methods for the examination of water and
waste water, publicado por la APHA, 1998. Method
5220b
DBO5 Standard methods for the examination of water and
waste water, publicado por la APHA, 1998. . Method
5210b
pH Standard Methods for Waste Water 4500-H+ B
Electrométrico.
Tabla 5. Caracterización física inicial del efluente de triple lavado de envases vacíos de uso
veterinario
Parámetro Método
Sólidos sedimentables Cono imhof

Standard Methods for Waste
Water 2550 Laboratorio y de
Temperatura Campo.
Bioensayos Toxicidad aguda
Toxicidad, CL50-48 con Daphnia magna
(EPS,1990)
4.4. EVALUACIÓN DE ENSAYOS FOTOCATALÍTICOS DEL TRATAMIENTO DEL

EFLUENTE DE TRIPLE LAVADO
Se desarrollaron ensayos fotocatalíticos a escala batch (proceso controlado en el

que no se generan entradas ni salidas) durante 3 horas de tratamiento con radiación
UV artificial y se empleó dióxido de titanio como catalizador. La evaluación de los
efectos de las variables de proceso se realizó mediante la metodología de
superficie de respuesta con el diseño factorial 22 con puntos estrella. Las variables
33
de proceso fueron concentración de catalizador y pH. La concentración de
catalizador estuvo entre 0.002 mg/L y 0.058 mg/L y el rango de pH entre 5.0 y 9.0.
Para todos los tratamientos no se varió la intensidad de radiación ni el número de
fuentes de radiación (la fuente de luz UV se mantuvo a una distancia fija del
fotoreactor).
La variable de respuesta fue el porcentaje de remoción de DQO después de 3 horas

de tratamiento presente en el efluente de triple lavado de envases de uso
veterinario. Para los cálculos del porcentaje se utilizó la Ecuación 1).
𝐷𝑄𝑂𝑜 −𝐷𝑄𝑂3 ℎ
% 𝑅𝑒𝑚𝑜𝑐𝑖ó𝑛 𝐷𝑄𝑂 = 𝑥 100 1)
𝐷𝑄𝑂0
Con el fin de determinar la eficiencia del proceso fotocatalítico en la remoción de

DQO del efluente de triple lavado, se maximizó la variable de respuesta (esta se
mide en el intervalo estimado de las variables de entrada). El diseño de
experimentos se realizó con ayuda del software Design Expert 8.0 Versión de
prueba, este programa desarrollado para realizar el diseño estadístico de procesos
experimentales, se encuentra en la literatura por su ha sido utilizado en diversos
ensayos de este tipo y su libre acceso y se resume en la Tabla 6.
34
Tabla 6. Ensayos fotocatalíticos de remoción de DQO del efluente de triple lavado.
pH TiO2 mg/L
7 0.058
4.17 0.03
9.83 0.03
5 0.05
5 0.01
7 0.03
9 0.01
7 0.03
7 0.03
7 0.002
7 0.03
9 0.05
7 0.03
Con las condiciones óptimas del proceso determinadas estadísticamente mediante

el análisis de varianza aplicado por medio del método estadístico ANOVA, que
modela las relaciones entre variables para determinar las mejores condiciones,
posteriormente se realizaron ensayos con pH 5 y 0,05 mg/L de TiO2 con diferentes
intervalos de tiempo, con el fin de estudiar la velocidad de reacción de la materia
orgánica que se va a estudiar mediante el porcentajes de remoción de DQO, lo que
nos permite realizar la modelación cinética. La Figura 7 muestra el montaje de los
ensayos fotocatalíticos.
35
Figura 7. Reactor fotocatalítico para el tratamiento del vertimiento de triple lavado de envases vacíos de uso
veterinario.
4.5. EVALUACIÓN DE LA REMOCION DE DQO MEDIANTE TRATAMIENTO

BIOLÓGICO.
Para la evaluación de la remoción mediante un proceso biológico se propuso el

montaje de un filtro lento en arena de flujo ascendente a escala de laboratorio
debido a su versatilidad, fácil construcción y mantenimiento. Con base en la
literatura, se ajustaron el caudal para que el tiempo de retención en el filtro fuera
de 6 días con el fin de cumplir con los tiempos que indica la literatura consultada
para filtros anaerobios [24]. El FLA (Filtro lento de Arena) en su etapa de activación
se realizó el bombeo de agua residual con carga orgánica durante el primer mes
hasta observar la formación de la biopelicula en la parte superior, con el fin de
estabilizar el lecho del filtro se realizó un seguimiento con el fin de confirmar que la
flora microbiana la cual promueve la degradación de contaminantes. Esta etapa de
estabilización completó 2 meses. Aspectos generales de su construcción se
muestran a continuación:
El filtro biológico es alimentado por medio de una bomba peristáltica con un caudal
aproximado de 1.0 mL/min y un tiempo de residencia de 6 días. El envase utilizado
para el filtro contaba con 31 cm3 de capacidad, al introducir las capas del medio
filtrante el volumen de agua capaz de contener el filtro es de 9.1 cm3, quedando
finalmente con una porosidad del 29%. Las características del lecho filtrante
parametrizadas dentro del diseño final del filtro biológico de flujo ascendente se
muestran en la Tabla 7.
Tabla 7. Diámetro y proporción de lecho filtrante utilizado en el filtro biológico.
Grano Ø Proporción, cm3

Grava 9,50 mm 18,75
Piedra media 150 µm 6
Arena de rio 75 µm 18,75
36
El seguimiento a la degradación de carga orgánica contaminante se hizo mediante
mediciones continuas posterior a la estabilización del filtro durante un mes como se
mencionó anteriormente, al iniciar el suministros de agua de triple lavado de
envases vacíos de uso veterinario, detectando que los valores de DQO y DBO 5 se
estabilizan a partir del 6 día, confirmando el tiempo de retención, el muestreo se
empieza a realizar cada 2 días para determinar porcentajes de remoción de DQO,
DBO5 y modificaciones de pH.
La Figura 8 muestra aspectos del montaje del filtro biológico.
Figura 8. Montaje del filtro ascendente para realización de ensayos de degradación del efluente de triple
lavado.
4.6. EVALUACION DEL TRATAMIENTO COMPUESTO: FOTOCATALITICO Y

BIOLOGICO.
Con las condiciones óptimas de pH y concentración de catalizador en la evaluación

de ensayos fotocatalíticos del tratamiento del efluente de triple lavado de envases
vacíos de uso veterinario mediante el software Expert Disegn 8.0,
37
Se preparó a diario 1.5 L el volumen necesario para alimentar con 1.1 mL/min el
filtro biológico, Bajo estas condiciones se garantizó que el tiempo de retención fuese
de 6 días, en los cuales se estabilizó el porcentaje de remoción de la DQO y se
alimentó de manera continua durante 13 días confirmando la estabilización,
detectando que entre los días 5 y 7 se hasta que se estabilizo la DQO. En la Figura
9 se muestra el esquema de tratamiento compuesto fotocatalítico – biológico.
Figura 9. Acople fotocatalítico y filtro biológico de flujo ascendente para tratamiento del efluente generado del
agua de triple lavado de envase.
Con el objetivo de evaluar la toxicidad del vertimiento producido luego del

tratamiento, se determinó el porcentaje de mortandad, sobre organismos vivos en
un período determinado. Se estableció la respuesta del organismo Daphnia magna
con respecto a modificaciones específicas en su hábitat. Este procedimiento
permitió establecer los límites de tolerancia del efluente e identificar los efectos
potenciales impactos en los cuerpos de agua [38]. La Ecuación 2) describe el
porcentaje de mortandad para la evaluación de la toxicidad del vertimiento.
𝑁𝑜. 𝑝𝑢𝑙𝑔𝑎𝑠 𝑚𝑢𝑒𝑟𝑡𝑎𝑠

% 𝑑𝑒 𝑚𝑜𝑟𝑡𝑎𝑛𝑑𝑎𝑑 = 𝑥 100 2)
𝑁𝑜. 𝑝𝑢𝑙𝑔𝑎𝑠 𝑚𝑢𝑒𝑠𝑡𝑟𝑎
Debido a que se desconoce la concentración de un contaminante específico en el

vertimiento y para mantener trazabilidad de la DQO que es la variable objeto de
38
estudio, se diluyó el vertimiento en diversas cantidades como lo muestra la Figura
10.
Figura 10. Procedimiento ensayos de toxicidad en el vertimiento de triple lavado de envases veterinarios .
Con los datos del porcentaje de mortandad obtenemos de forma gráfica el CL 50

posteriormente, con el caudal del agua residual respectiva se identifica la afección
de los consumidores primarios de la cadena trófica, con la concentración letal media
del vertimiento y con la carga tóxica del efluente, realizamos el cálculo de la carga
tóxica con la Ecuación 3), expresada en unidades tóxicas (UT):
39
100 ∗ 𝑄 3)
𝐶𝑎𝑟𝑔𝑎 𝑡ó𝑥𝑖𝑐𝑎 (𝐶𝑇) =
𝐶𝑙 50
En donde:
CL 50= concentración letal 50 (concentración del efluente que produjo la mortalidad

del 50% de los organismos expuestos)
Q= caudal promedio del efluente 0.00144 m3/día
Los resultados obtenidos de carga tóxica letal nos permiten junto con el caudal
promedio realizar la clasificación del efluente según su toxicidad con ayuda de la
tabla 8.
Tabla 8. Clasificación de efluentes según el índice toxicológico [39].
Carga tóxica
Índice toxicológico (IETP) (CT)
Valor entre 1,00 y 1,99 Despreciable
Valor entre 2,00 y 2,99 Reducida
Valor entre 3,00 y 3,99 Moderada
Valor entre 4,00 y 4,99 Considerable
Valor mayor de 5,00 Elevada
4.7. MODELACION CINÉTICA DE LAS REACCIONES FOTOCATALÍTICA,

BIOLÓGICA Y TRATAMIENTO COMPUESTO.
Con los registros de los valores de DQO obtenidos en la etapa experimental se

deben verificar las ecuaciones de los diversos modelos: primer orden, segundo
orden, seudo primer orden y seudo segundo orden. El modelo cinético que se
40
adecue para obtener una gráfica lineal de los resultados de los ensayos, es el
aplicado para plantear la ecuación matemática de la cinética de las reacciones para
cada uno delos tratamientos, fotocatálisis homogénea, filtro biológico y tratamiento
compuesto.
41
5. RESULTADOS Y ANALISIS
5.1. CARACTERIZACION QUIMICA Y FISICA DEL AGUA DE TRIPLE LAVADO DE

ENVASES VACIOS DE USO VETERINARIO.
El efluente generado por medio del triple lavado fue caracterizado con los
parámetros que se muestran en la Tabla 9.
Tabla 9. Caracterización inicial del efluente de triple lavado de envases vacíos de uso veterinario
Parámetro Valor
DQO 397.22 mg O2/L
Biodegradabilidad (DBO5/DQO) 0.143
4.17
pH
3
DBO5 57 mg O2/L
Índice de toxicidad 8.5
Temperatura 20°C
Sólidos sedimentables No registra
El efluente generado en el triple lavado, se puede catalogar como vertimiento

industrial puesto que el valor de la DQO es mayor a 100 mg/L. Teniendo en cuenta
que el generador del residuo es responsable tanto de los residuos sólidos como de
los vertimientos, este debe implementar una estrategia de remediación para mitigar
el impacto. Debido al proceso de aprovechamiento de los residuos, el vertimiento
debe ser tratado como industrial o agrícola y en ambos casos según el Decreto 1594
de 1984 se debe verter con una remoción de carga contaminante del 80%,
adicionalmente el valor de pH indica un efluente ácido y el mismo decreto indica que
el rango debe ser entre 6-9 en pH para poder verter el agua residual. Para sólidos
sedimentables se realiza prueba con el cono Imhof, donde no se observa dato
siendo este un efluente libre sólidos sedimentables.
42
En el bioensayo realizado al efluente inicial arroja un valor de CL50-48 0,0167 %V/V
con una concentración de DQO de 238,331 el cual indica que a esta concentración
muere el 50% de las pulgas en un tiempo de 48 horas, como se muestra en la Tabla
10.
Tabla 10. Mortalidad de Daphnia magna
DILUCIÓN DE AGUA DE
MORTALIDAD %
TLE (%V/V)
0 0
0,0167 50
0,02 60
0,04 70
0,06 90
0,08 100
0,10 100
0,20 100
0,40 100
0,60 100
0,80 100
1,00 100
Por lo anterior teniendo en cuenta que el caudal alimentado promedio del efluente
es 0.00144 m3/día y aplicando la Ecuación 3) para hallar Carga Toxica (UT) se
obtiene un índice tóxico de 8,62, e cual al compararlo con la tabla 8 se obtiene que
la carga tóxica es elevada.
5.2. EVALUACION DEL SISTEMA FOTOCATALITICO PARA LA REMOCIÓN DE

LA DQO EN EL VERTIMIENTO DE TRIPLE LAVADO DE ENVASES VACIOS DE
USO VETERINARIO.
En la Tabla 11 se muestran los resultados de porcentaje de remoción de DQO del

vertimiento de triple lavado de envases de uso veterinario, según el diseño
experimental propuesto.
43
Tabla 11. Porcentaje de remoción de DQO para los ensayos fotocatalíticos del vertimiento de triple
lavado de envases de uso veterinario.
Porcentaje de
Ensayo pH TiO2, mg/L
remoción de DQO, %
1 7 0.058 33.2
2 7 0.03 6.8
3 7 0.03 11.8
4 7 0.03 7.5
5 7 0.03 9.9
6 7 0.03 15.4
7 7 0.002 6.7
8 4.17 0.03 51.3
9 9.83 0.03 20.6
10 5 0.05 38.1
11 5 0.01 27.2
12 9 0.05 19.5
13 9 0.01 10.5
La Tabla 12 muestra el Análisis de Varianza (ANOVA) de los resultados obtenidos

para la variable de respuesta. La relación F de 23.7 implica que el modelo es
significativo, donde la variación en los ensayos en el porcentaje de remoción de la
DQO tiene diferencias individuales según el criterio entre la concentración del
catalizador TiO2 y pH. Teniendo en cuenta que la remoción de DQO para el pH de
4,17 y 0.03 [TiO2] es de 51.3 % se creería que este es el punto óptimo no obstante,
para la aplicación del método estadístico seleccionado, este es un punto de estrella
y por ende debe ser descartado.
44
Tabla 12. Análisis de Varianza (Software Expert designó 8.0 ANOVA)
Suma de Grados de Media Relación

Fuente valor –p
cuadrados. libertad. cuadrada. F
Modelo 2192.5 5 438.5 23.7 0.0003
A -pH 774.5 1 774.5 41.9 0.0003
B- TiO2 mg/L 411.5 1 411.5 22.3 0.0022
AB 0.9 1 0.9 0 0.8314
A^2 969.2 1 969.2 52.4 0.0002
B^2 100.7 1 100.7 5.4 0.0523
Residual 129.4 7 18.5

Falta de
ajuste 80.9 3 27 2.2 0.2278
Error Total 48.5 4 12.1

Total (Corr) 2321.9 12 438.5
2
R = 94.4%
La hipótesis nula (H0) plantea, El efecto de las variables AB no afecta en el

porcentaje de remoción de la DQO en el vertimiento de agua de triple lavado con
Todos aquellos factores o intervenciones que obtengan un valor P < 0,05 (última
columna de la Tabla 12 que es el nivel de significancia), anulan la HO de relación
entre las variables.
La hipótesis verdadera o alterna positiva (H1) plantea, El efecto de las variables AB

pH, TiO2 (mg/L) afecta en el porcentaje de remoción de la DQO en el vertimiento
de agua de triple lavado con envases vacíos de uso veterinario.
Los factores que no tienen nivel de significancia en el proceso son la interacción de

A2, B2, A y B, debido a que se manejaron diferentes de pH y concentraciòn del
catalizador.
45
Adicional a los análisis estadísticos se determinó de forma experimental que el
aumento en la concentración del catalizador (B2), puesto que un exceso en la
concentración de TiO2 favorece el fenómeno de apantallamiento, es decir que
genera impedimento al paso de los rayos UV, por lo tanto va en detrimento de la
operación por impedir la reacción fotocatalítica [41].
Los grados de libertad pueden descomponerse teniendo en cuenta las los términos
GL total = GL entre + GL dentro.
Los GL entre se calculan como: a es el número de tratamientos o niveles del factor.
A, B, AB, A2 y B2
Los GL dentro se calculan como N - a, donde N es el número total de observaciones

o valores de la variable medida (la variable respuesta).
GLdentro. = GLtotal- GLentre
GLdentro. =12 -7 = 5
Se obtuvo una alta correlación (valor de R2) de 94,4 % lo que indica que el modelo
explicó el 94,4 % de las variables en el porcentaje de remoción de DQO en el
vertimiento de agua de triple lavado con envases de uso veterinario y se
minimizaron las posibles causas de error en un 5,6 % restante.
El modelo matemático a ajustar es el dado en la Ecuación 4) y los coeficientes de

este modelo se estiman por medio del método de mínimos cuadrados.
𝑚𝑔
% 𝑑𝑒 𝑟𝑒𝑚𝑜𝑐𝑖ó𝑛 𝐷𝑄𝑂 =184.62 − 45.87 ∗ 𝑝𝐻 – 128.83 ∗ 𝑇𝑖𝑂2 ( ) − 11.87 ∗ 𝑝𝐻 ∗ 4)
𝐿
𝑇𝑖𝑂2 (𝑚𝑔/𝐿) + 2.95 ∗ 𝑝𝐻2 + 9509.37 ∗ 𝑇𝑖𝑂2 2 (𝑚𝑔/𝐿)
46
Los coeficientes positivos indican que la degradación es favorecida en valores altos
de las respectivas variables entre el rango estudiado, mientras que coeficientes
negativos indican que el tratamiento es favorecido en presencia de valores bajos.
Los coeficientes de los términos cuadráticos positivos de las variables indican un
efecto sinergístico, mientras que los coeficientes negativos producen un efecto
antagónico entre las variables.
El modelo se muestra en la Figura 11. En ella se observa el ajuste la representación

del valor predicho frente al real y la distribución normal. Hay un 23.78% de
probabilidad de que una "falta de ajuste de relación F" pueda ocurrir. Por lo tanto
este valor es significativo (Montgomery), por lo que se puede concluir que el modelo
propuesto se ajusta adecuadamente a los datos en un 76.22 % entre el valor
predicho y el actual. b) La distribución normal de probabilidad muestra que no hay
sesgos en la presentación de los resultados para la determinación del porcentaje de
remoción de DQO en el vertimiento generado en el triple lavado de envases uso
veterinario.
Figura 11.a) Valor predicho vs actual. b) Distribución de probabilidad normal.
47
En seguimiento de las variables pH y concentración de TiO2 asociadas al porcentaje
de remoción de la DQO, se evidencia que hay un punto máximo y permanece de
forma decreciente hasta llegar a un punto crítico que es donde tenemos los valores
óptimos de pH y [TiO2] al modificar cualquiera de las dos variables se presenta una
fluctuación de forma ascendente y tiende a volver al valor inicial teniendo una
distribución de forma normal [34].
Figura 12. Interaccion de las variables pH y concentracion del catalizador TiO 2.
Según la Figura 12 existe interacción entre las variables AB en el proceso se

encuentra nuestro punto óptimo de la remoción de la DQO, en el vertimiento de
triple lavado de envases vacíos de uso veterinario.
Mediante el modelo se optimizó la variable de respuesta (porcentaje remoción de

la DQO del vertimiento del triple lavado de envases vacíos de uso veterinario). La
Tabla 13, resume los valores de los parámetros hallados por el modelo para obtener
la máxima reducción de la DQO. Los valores óptimos para la maximización de la
variable de respuesta (porcentaje de remoción de la DQO) se encuentran dentro del
intervalo determinado previamente para el diseño de experimentos. No es posible
48
hablar de un óptimo local o estricto, sino de un óptimo global dentro del intervalo de
estudio de las variables previamente establecidas.
Tabla 13. Optimización de la fotocatálisis con el vertimiento de triple lavado
Factor Óptimo
[TiO2] 0.05 mg/L
pH 5.0
Valor Óptimo % de remoción
DQO= 43.1 %
En la Figura 13, se muestra gráficamente la superficie de respuesta obtenida

mediante el modelo. El gráfico muestra una superficie con forma de teja, que
pronostica una posible reducción de la concentración DQO del orden del 40% para
el proceso optimizado.
Figura 13. Superficie de respuesta para la fotocatálisis en el vertimiento de triple lavado de

En la Figura 14 se muestran diferentes contornos de la superficie de respuesta

obtenida. Cada uno de ellos corresponde a un porcentaje de remoción de la DQO
49
pronosticado por el modelo e ilustra la forma en que este responde a las variaciones
de los valores de los parámetros del diseño de experimentos.
Figura 14. Líneas de contorno de la superficie de respuesta estimada para la fotocatálisis en el

vertimiento de triple lavado de envases vacíos de uso veterinario.
El vertimiento tratado por fotocatálisis con las condiciones óptimas de 0.05 mg/L de
TiO2 y pH 5 en el tiempo óptimo de 3 horas, arroja un valor de pH final de 6.2, lo
anterior indica que se transforma en un medio neutro, adicionalmente el índice de
biodegradabilidad fue 0.268, estas condiciones indican que el vertimiento adquirió
las condiciones para realizarse un tratamiento biológico.

DE ENVASE VACIO DE USO VETERINARIO MEDIANTE EL FILTRO LENTO EN
ARENA (FLA) DE FLUJO ASCENDENTE.
Según la Figura 15 se evidencia el aumento del porcentaje de remoción de la DQO

y DBO5 en el tiempo durante el tratamiento biológico del vertimiento de triple lavado
de envases vacíos de uso veterinario. Esto se debe a una disminución de materia
orgánica presente en el efluente.
50
30%
25%
porcentaje de remción
20%
DQO
15%
DBO5
10%
5%
0%
0 5 10 15
Tiempo (días)
Figura 15. Porcentaje de remoción de DQO y DBO 5 durante el tratamiento biológico en el FLA
La DBO5 aumenta debido al consumo de oxígeno realizado por las bacterias y se

degrada la materia orgánica. La remoción alcanzó un valor de equilibrio del 7% que
se mantuvo en el tiempo de tratamiento. El porcentaje de remoción de la DQO fue
26.5 %. Teniendo en cuenta que los contenidos del vertimiento son orgánicos e
inorgánicos es posible que la remoción haya presentado una baja variación debido
a que los compuestos inorgánicos presentan mayor resistencia a la separación por
medio del tratamiento bilógico.
El efluente generado en el triple lavado de envases de uso veterinario presenta baja

biodegrabilidad debido a esto, el filtro lento en arena de flujo descendente no es el
recomendado como tratamiento primario. El índice de biodegradabilidad (0.2)
representado como la relación DBO5/DQO muestra un aumento durante el tiempo
de tratamiento definiéndose como un efluente poco biodegradable. El
comportamiento se muestra en la Figura 16. Es recomendable realizar un
tratamiento fisicoquímico como un proceso de oxidación avanzada que permita
transformar el vertimiento en biodegradable y a su vez aplicar un tratamiento
biológico.
51
0,200
0,180
0,160
BIODEGRADABILIDAD
0,140
0,120
0,100
0,080
0,060
0,040
0,020
0,000
0 2 4 6 8 10 12 14
Tiempo (días)
Figura 16. Biodegradabilidad (DBO5/DQO) en el vertimiento de envases vacíos de uso veterinario

en el filtro biológico de arena de flujo ascendente.
De la misma manera se nota un equilibrio con respecto a los niveles de remoción

de DQO y DBO5 puesto que se alcanza un estado estacionario alrededor del día 6.
Este comportamiento ratifica que el tiempo de retención en este tipo de sistemas
(filtros anaerobios) es de alrededor de 6 días de tratamiento.
El valor de pH al final de tratamiento biológico fue 6.12 (pH inicial=4.17) que indica
que se mejoraron las condiciones de vertimiento pero que son insuficientes para
cumplir con el Decreto 1594 de 1984 que es la normatividad vigente para
vertimientos industriales.
52
DE ENVASES VACIOS DE USO VETERINARIO MEDIANTE EL TRATAMIENTO
COMPUESTO POR FOTOCATALISIS Y FILTRO LENTO EN ARENA DE FLUJO
ASCENDENTE.
Con base en el efluente generado después del tratamiento fotocatalítico bajo

condiciones óptimas (pH=5.0 y 0.05 mg/L TiO2) se alimentó el FLA de manera
continua durante 13 días. La Figura 19 muestra la evolución de la remoción de DQO
y DBO5 para el acople. El porcentaje de remoción de DQO obtenido del 80%
después de 6 días de tratamiento, mientras que los niveles de remoción de DBO 5
se obtuvieron en un valor del 48%.
Según la Figura 18 se evidencia nuevamente que se mantienen los mayores niveles

de remoción entre los días 5 y 8 reafirmando el tiempo de retención óptimo a los 6
días.
90%
80%
Porcentaje de remoción %
70%
60%
50%
40%
30%
20% DQO(mgO2/L)
10% DBO5 (mgO2/L)
0%
0 2 4 6 8 10 12 14
Tiempo (días)
Figura 17. Porcentaje de remoción de la DQO y DBO5 en el acople.
53
La Figura 18 muestra el índice de biodegradabilidad del vertimiento de triple lavado
de envases de uso veterinario en el acople. Se puede ver que se convierte en un
efluente biodegradable que supera el valor límite de 0.5 después del 6 to día.
0,700
Biodegradabilidad 0,600
0,500
0,400
0,300
0,200
0,100
0,000
0 2 4 6 8 10 12 14
Tiempo (Dias)
Figura 18. Índice de biodegradabilidad durante el tratamiento para el acople fotocatalítico-biológico.
La lectura del valor de pH que se obtuvo en el vertimiento tratado mediante el acople

es de 7.92, estando dentro de un rango aceptable para vertimientos industriales,
según el Decreto 1594 de 1984. Al realizar la comparación de las remociones de
DQO obtenidas individualmente en los tratamientos de fotocatálisis y filtro lento de
arena, con la remoción obtenida en el acople se detecta que la remoción de DQO
es mayor por el tratamiento compuesto, sin embargo no existe sinergia puesto que
la suma de los porcentajes de remoción y el obtenido al acoplar juntos tratamientos
tienen el mismo resultado sin variación creciente o decreciente.
5.5 ENSAYOS DE TOXICIDAD DEL EFLUENTE GENERADO EN EL ACOPLE

FOTOCATALITICO-BIOLÓGICO.
Se analizó el efecto del vertimiento de triple lavado de envases de uso veterinario

según su concentración de DQO sobre la especie Daphnia magna expuesta a
54
diversas diluciones del vertimiento como se muestra en la tabla 15 en agua
preparada hasta completar los 100ml e igualmente se evaluó el efecto producido
por el vertimiento tratado por medio del acople, obteniendo los siguientes
resultados.
Tabla 14. Mortalidad de Daphnia Magna con el vertimiento tratado.
DILUCIÓN DE AGUA
MORTALIDAD %
TRATADA (%V/V)
0 0
0,2 10
0,4 40
0,6 50
0,8 80
1 100
Según los datos anteriores, se confirmó que a mayor concentración del vertimiento
la mortalidad se incrementó, ya sea vertimiento tratado o sin tratar, sin embargo los
organismos se muestran con mayor resistencia a altas concentraciones del
vertimiento tratado que al vertimiento de triple lavado de envases vacíos de uso
veterinario.
Una vez concluidas las experimentaciones con los diferentes tratamientos se aplicó
el análisis de toxicidad del vertimiento, donde se determinó la Carga Letal mínima
para el 50% de la población expuesta que perdió la movilidad, por exposición al
vertimiento por un periodo de 48 horas, CL50-48 0.6 %V/V, con una concentración de
DQO de 162,61ml/L. La concentración de DQO es la variable que se utilizó para
obtener como respuesta el efecto de las diferentes concentraciones de DQO
mostradas en la tabla 15, presentes en las diluciones del vertimiento objeto de
estudio y de esta forma conocer el efecto de las mismas en los organismos vivos.
Para el caso del vertimiento tratado con el acople fotocatalítico y biológico se obtiene
que a medida que disminuye la dilución del vertimiento se incrementa la
concentración de DQO y por ende la Daphnia Magna pierde movilidad, con el fin de
55
confirmar que se estuviera evaluando mortalidad los contenedores eran agitados
previo al conteo de los individuos que pasados 10 segundos no generaran reacción.
No obstante, a diferencia de la prueba inicial, al realizar la prueba con el vertimiento
tratado con el acople, se obtuvo menor cantidad de organismos inmóviles, indicando
que en las bajas diluciones las concentraciones de DQO son mayores y el agua
tratada por medio del acople presentó mayor tolerancia por parte de los organismos
objeto de estudio.
La carga tóxica (UT) toxicidad obtenida en las diversas diluciones indica que con el
vertimiento tratado por medio del acople tiene un índice de toxicidad de 0,24 y
aplicando el mismo caudal promedio de 0,00144m 3/min, confirmamos la carga
tóxica despreciable para el vertimiento tratado.
5.6. EVALUACION DEL MODELO CINÉTICO EN LOS TRATAMIENTOS

FOTOCATALÍTICO, BIOLOGICO Y ACOPLE.
Al verificar con los modelos de: primer orden, seudo primer orden y segundo orden
no se logró el ajuste del coeficiente de correlación, sin embargo al aplicar el modelo
de seudo segundo orden aplicando la Ecuación 5) se encontró concordancia y el
ajuste requerido para la determinación de la velocidad de reacción.
d[DQO] 5)
= k (DQOe − DQOt)2
dt
56
Las ecuaciones de velocidad y los modelos cinéticos establecidos permiten
explicar la remoción de DQO con relación al tiempo por medio de una
constante de velocidad o constante cinética que se determina con los
registros de los ensayos y la representación por medio del modelo que se
ajuste con mayor adecuación a la reacción [40].
Al despejar la ecuación del modelo de seudo segundo orden, se obtiene la

Ecuación 6)
d[DQO] 6)
= kdt
(DQOe − DQOt)2
Se integra con respecto a las condiciones iniciales de tiempo y

concentración de DQO para obtener la Ecuación 7).
t 1 1 7)
= 2
+
[𝐷𝑄𝑂] 𝑘[𝐷𝑄𝑂𝑒] [𝐷𝑄𝑂𝑡]
Dónde:
k = constante de velocidad (L mg-1 min-1)

t = tiempo
[DQOe] = concentración óptima o de equilibrio.
[DQOt] = concentración en un tiempo t
Como se mencionó anteriormente el el modelo de pseudo según orden fue

el que se adecuó a las diferentes reacciones como se muestra en la Figura
19. Para el tratamiento fotocatalítico con TiO2.
57
120
R² = 0,9745
100
t/c (min/pmm)
80
60
40
20
0
0 5000 10000 15000
Tiempo (min)
Figura 19. Modelo cinético de seudo segundo orden para el sistema fotocatalítico
Al constatar con la gráfica lineal para el tratamiento biológico mediante filtro lento
de arena con el modelo de pseudo segundo orden confirmo su idoneidad para este
tratamiento, arrojando como gráfica lineal, la identificada en la Figura 20.
70
60 R² = 0,9949
t/[DQO] (min/ppm)
50
40
30
20
10
0
0 5000 10000 15000 20000
-10
Tiempo (min)
Figura 20. Modelo cinético de seudo segundo orden para el para el filtro lento en arena.
58
Finalmente el tratamiento integrado arroja las mismas características en la gráfica
lineal por ende se mantiene la aplicación del mismo modelo para esta última
reacción, obteniendo la Figura 21.
250
200
R² = 0,9979
150
t/c (min/ppm)
100
50
0
0 5000 10000 15000 20000
-50
Tiempo (min)
Figura 21. Modelo cinético de pseudo segundo orden para en el acople fotocatalítico y biológico
En la Tabla 16. Se observan los valores para las constantes obtenidas para el
modelo cinético de pseudo segundo orden, proceso heterogéneo en la fase sólida
del catalizador y liquida del efluente de triple lavado de envases de uso veterinario.
Tabla 15. Constantes de seudo segundo orden
Constante Fotocatálisis FLA Acople

[DQO e] 113,48704 289,15049 96,82204
k (mg/(mg*día)) 0,32895 0,000583 0,0003278
R2 0,97445 0,9948949 0,9979263
El coeficiente de correlación se encuentra entre R2= 0.974 para el proceso de

fotocatálisis, en 0.994 para el FLA y 0.997 en el acople, lo que demuestra la
reacción de la DQO en las condiciones óptimas de pH 5 y [TiO2] 0.05 mg/L en el
efluente generado con agua de triple lavado.
59
6. CONCLUSIONES
El efluente generado en el triple lavado de envases de uso veterinario es un

vertimiento de baja Biodegradabilidad según la relación DBO5/DQO (0.143). El pH
es de 4.17 confirma que es un efluente ácido y es un vertimiento altamente tóxico
(CL50-48 238.33mg/L).
Las condiciones óptimas determinadas mediante el análisis estadístico para el

tratamiento fotocatalítico de agua residual de triple lavado de envases vacíos de
uso veterinario son 0.05 mg/L TiO2 y pH 5.0 que indican un requerimiento de bajas
concentraciones de catalizador y un medio ligeramente ácido para producirse la
reacción fotocatalítica.
El modelo de segundo orden se ajustó con un R2= 0.94 indicando una alta
confiabilidad y la prueba de validación del modelo a las condiciones óptimas tuvo
coincidencia con el valor predicho. El modelo estadístico obtenido correspondió a
una ecuación de segundo orden y las variables de concentración de catalizador y
pH son significativas en el proceso. No se evidenció interacción entre las mismas y
la distribución normal de los datos evidenció que el modelo es adecuado.
Bajo condiciones óptimas, en el proceso fotocatalítico se alcanzó un porcentaje

de remoción de la DQO del 38.1% y DBO5 del 40%. El pH 6.2 de salida indica que
es un medio neutro al igual que el índice de biodegradabilidad de 0.268 muestra
que el vertimiento a la salida del tratamiento fotocatalítico se encuentra en
condiciones adecuadas para ser tratado por un medio biológico.
El tratamiento realizado con el filtro lento de arena generó un porcentaje de

remoción de la DBO5 que alcanzó un valor de equilibrio del 7% de la DQO del 26.5%
que se mantuvo en el tiempo a partir del 6 día de tratamiento, corroborando el
60
tiempo de retención identificado en este tipo de sistemas (filtros anaerobios). El
índice de biodegradabilidad del vertimiento inicial 0,143 indica un efluente poco
biodegradable que indica que se debe aplicar un tratamiento no convencional y
posteriormente aplicar el tratamiento biológico, esto fue confirmado con los ensayos
del FLA por sus bajos porcentajes de remociónde DQO 26,5% y DBO 5 7%.
El porcentaje de remoción de DQO del tratamiento del vertimiento de envases

vacíos de uso veterinario mediante el tratamiento compuesto por fotocatálisis
heterogénea y filtro biológico) fue del 84.0%. Los niveles de remoción de DBO5
obtenidos fueron del orden del 47.0%, igualmente en el acople se corrobora el
tiempo de residencia de 6 días al estabilizarse los porcentajes de remoción. En el
efecto de la influencia de los tratamientos de la fotocatálisis y el filtro biológico no
hay sinergia, el resultado esperado de los dos actuando en conjunto no efecto de
aumento o disminución de la remoción de la DQO, considerando la suma de los
tratamientos. El índice de biodegradabilidad para este acople fue de 0.60, que
indica que es un efluente biodegradable. El pH del efluente tratado por el acople
fue de 7.9, este valor indica que es un cuerpo de agua dulce no contaminado según
el Decreto 1594 de 1984 (6.5–8.5).
Las pruebas de toxicidad de los vertimientos de triple lavado de envases vacíos de

uso veterinario y el efluente tratado, indican la disminución de mortalidad en un
60%, disminuir los porcentajes del vertimiento tratado que permitieron que las
mismas fueran toleradas con mayor resistencia por los organismos objeto de
estudio. La toxicidad indica que con el vertimiento de triple lavado de envases de
uso veterinario tiene una toxicidad de CL50-48 0,0167 %v/v y el vertimiento tratado
por el acople tiene una toxicidad de CL50-480,6%v/v, menor mortalidad en las
concentraciones con agua tratada.
El tratamiento acoplado de fotocatálisis y filtro lento de arena, permitió la reducción

de la carga orgánica en el efluente identificada con las remociones de DQO a
61
condiciones óptimas del 84% y la toxicidad vertimiento indica que el mismo puede
generar y mantener organismos bióticos.
Esta alternativa demostró que es posible el aprovechamiento de los residuos de

envases vacíos de uso veterinario, aprovechando los residuos sólidos y tratando el
vertimiento que se produce, como una solución integral para los municipios cuya
actividad económica principal es la comercialización de productos de origen animal
y ofrece alternativas de empleo y crecimiento económico para la población.
Se sugiere el desarrollo de una cartilla o manual que brinde las instrucciones

pertinentes para el manejo adecuado de los residuos evitando los riesgos
ambientales y con las medidas de bioseguridad pertinentes para aplicar el
aprovechamiento propuesto.
Se propone aplicar las pruebas con radiación solar de tal forma que se pueda
confirmar el funcionamiento del tratamiento compuesto con energías limpias y con
un montaje dimensionado a las necesidades requeridas.
El plástico y vidrio se pueden aprovechar con la comunidad circundante o con

acuerdos comerciales con industrias dedicadas a esta labor.
El tratamiento compuesto para aguas residuales provenientes de triple lavado de

envases de uso veterinario mediante fotocatálisis heterogénea y filtración biológica,
brinda una alternativa para el reciclaje de los residuos sólidos, sin embargo se debe
reiterar que estos envases no son recomendados para su reutilización.
62
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[32]. MARCO, Leandro. AZARIO, Ricardo, METZLER, Cecia y GARCIA, Maria del
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67
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Universidad del Valle. Oxidación fotocatalitica de 2,4-D.Cali, 2005. 26-30p.
68
ANEXOS
ANEXO A.COMPUESTO ACTIVO DE LAS VACUNAS VETERINARIAS
VACUNA ADYUVANTE CONSERVANTE

gel hidróxido de
mycoplasma h y o p Formalina aluminio
haemophilus parasuis Carbopol Tiomersal
gel de hidróxido de gel de hidróxido
mycosius ps aluminio de aluminio
vacuna inactiva gel de hidróxido de
autógena aluminio Tiomersal
amfotericina b,
bacterina toxoide gentamicina y
Escherichia Coli xtend iii, scour bos 9 timerosal
gel de hidróxido de gel de hidróxido
pleuro-usis aluminio de aluminio
aceite en agua
farrow sure b. Pfizer
aftogan “aftosa” Formalina agua en aceite
hidróxido de
vacuna encefalitis aluminio, fosfato de
equina/ virus vivo aluminio, o alumbre Timerosal
suvaxin ec4 carbopol y metastim
penicilina
procainica,
estreptomicina,
veter flucina flumetasona
sal de tiaprost-
Lliren trometamol
calibiotico Amoxicilina
hidróxido de gel de hidróxido
coriza + pasteurella aluminio de aluminio
salmonella + mg aluminio de aluminio
gallibacterium anatis aluminio de aluminio
amoxicilina,
amoxivet - pg 40% penicilina
tiamina
riboflavina,nicotina
belamyl-r mida y vitamina b12
ANEXO B. PAÍSES EN AMÉRICA LATINA CON LEGISLACIÓN SOBRE EL
TRIPLE LAVADO DE ENVASES DE AGROQUÍMICOS.
La Norma IRAM Nº 12069 del año 2003, determina las particularidades del “Triple
Argentina
lavado” y clasifica esta práctica como una necesidad para reducir los niveles de
residuos en los envases vacíos de agroquímicos.
En agosto del 2006 el Ministerio de Salud aceptó el cambio de clasificación, siempre y

Costa Rica
cuando los envases estén con el proceso del triple lavado y exista un programa de
recolección y eliminación.
Chile El Decreto Número 148 del Ministerio de Salud expedido en junio 2003 conocido
también como Reglamento Sanitario de Manejo de Residuos Peligrosos.
La Ley Federal 9.974 de junio del 2000 considera a los envases con triple lavado como
Brasil “Residuos no peligrosos“.
El Ministerio de Ambiente (Acuerdo Ministerial No. 166, febrero 7/2005), clasifica a los
Guatemala envases de productos para la protección de cultivos como residuos NO peligrosos, si
los mismos contienen una concentración menor del 0.1% de plaguicidas en el plástico
total.
La Ley General para la Prevención y Gestión de los residuos, publicada en octubre del
México
2003, permite realizar cambios de clasificación si se realizan técnicas para reducir o
prevenir sustancias tóxicas, siendo el “Triple Lavado” una de las prácticas reconocidas.
Según el Informe Técnico Nº 1163-2005/DEEPA-APRNFF/DIGESA, de la Dirección de
Salud Ambiental del Ministerio de Salud, los envases de plaguicidas sometidos a triple
Perú lavado pierden su condición de residuos peligrosos siempre y cuando conserven
menos de 1000ppm (0.1%) de plaguicida.
La Norma Técnica Nº 3670 del año 2001 de la Comisión Venezolana de Normas

Venezuela Industriales COVENIN especifica cómo debe ser el procedimiento de Lavado de
envases rígidos.
ANEXO C. USO DE LOS PROCESOS AVANZADOS DE OXIDACIÓN PARA LA
DEGRADACIÓN DE AGUAS CONTAMINADAS CON FÁRMACOS.
ANEXO D. ENSAYOS DE FOTOCATALISIS CON VARIACION DE pH Y
CONCENTRACIÒN DE TiO2
TiO2 ENSAYO ENSAYO ENSAYO DQO % DE

pH (mg/L) 1 2 3 PROMEDIO (mgO2/L) REMOCION
FAS(mL) FAS(mL) FAS(mL) DQO
7 0,058 11,426 11,431 11,410 11,422 400,330 33,1%
7 0,03 9,895 9,987 9,712 9,865 516,285 13,7%
7 0,03 9,987 9,872 9,756 9,872 515,782 13,8%
7 0,03 9,890 9,752 9,876 9,839 518,199 13,4%
7 0,03 9,789 9,745 9,721 9,752 524,716 12,3%
7 0,03 9,811 9,912 9,987 9,903 513,422 14,2%
7 0,002 9,299 9,296 9,212 9,269 560,655 6,3%
4,17 0,03 12,910 12,985 12,961 12,952 286,446 52,1%
9,83 0,03 10,417 10,398 10,897 10,571 463,731 22,5%
5 0,05 11,829 11,785 11,901 11,838 369,357 38,3%
5 0,01 10,987 10,852 10,896 10,912 438,350 26,7%
9 0,05 10,325 10,296 10,339 10,320 482,402 19,4%
9 0,01 9,611 9,599 9,601 9,604 535,735 10,4%
ANEXO E. ENSAYOS DE FOTOCATALISIS PARA MODELO CINETICO
ENSAYO 1 ENSAYO 2 ENSAYO % DE

Tiempo FAS (mL) FAS(mL) 3 FAS(mL) PROMEDIO DQO (mgO2/L) REMOCIÓN
1 hora 25.538 27.859 27.726 27.041 199.684 11.5%
2 horas 28.538 28.459 28.621 28.539 146.942 34.9%
3 horas 28.878 28.799 28.621 28.766 138.966 38.4%
4 horas 30.124 29.978 30.099 30.067 93.171 58.7%
5 horas 29.955 29.988 29.896 29.946 97.418 56.8%
6 horas 29.658 29.669 29.648 29.658 107.552 52.3%
7 horas 29.648 29.666 29.631 29.648 107.903 52.2%
8 horas 29.313 29.316 29.311 29.313 119.704 46.9%
% DE % DE
REMOCION REMOCION
DQO DBO5 BIODEGRADABILIDAD
58.7% 45% 0.268
ANEXO F. PORCENTAJE DE REMOCIÓN DE DQO Y DBO5 DURANTE EL
TRATAMIENTO BIOLÓGICO EN EL FILTRO LENTO EN ARENA
ENSAYO 2
MUESTRA ENSAYO FAS ENSAYO 3
(DIAS) 1 FAS(mL) (mL) FAS(mL) PROMEDIO DQO(mg/L)
3 12.21 12.173 12.154 12.179 391.535
5 12.753 12.682 12.812 12.749 349.600
8 13.298 13.312 13.297 13.302 308.875
11 13.339 13.312 13.317 13.323 307.378
13 13.553 13.542 13.492 13.529 292.192
% DE % DE
DBO5(mgO2/L BIODEGRADABILIDA REMOCIÒ REMOCIÒN
) D DBO5/DQO N DQO DBO5
No
56 0.14 biodegradable 1.4% 1.8%
No
No
53.3 0.17 biodegradable 22.2% 6.5%
No
No
ANEXO G. PORCENTAJE DE REMOCIÓN DE DQO Y DBO5 EN EL ACOPLE
FOTOCATÁLISIS Y FILTRO LENTO EN ARENA DE FLUJO ASCENDENTE
ENSAYO
TIEMP0 ENSAYO 1 2 FAS ENSAYO 3 DBO5
(DIAS) FAS (mL) (mL) FAS (mL) PROMEDIO DQO(mgO2/L) (mgO2/L)
1 6,65 6,70 6,61 6,66 246,247 60
3 7,60 7,59 7,61 7,60 116,299 57
5 7,68 7,66 7,68 7,67 107,044 58
8 7,65 7,64 7,67 7,65 109,273 57
11 7,65 7,62 7,69 7,65 109,321 58
13 7,66 7,70 7,62 7,66 108,465 59
% REMOCION % REMOCION
DQO DBO5 BIODEGRADABILIDAD
58.8% 45.5% 0.2437
80.6% 48.2% 0.4901
82.1% 47.3% 0.5418
81.7% 48.2% 0.5216
81.7% 47.3% 0.5305
81.9% 46.4% 0.5440

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TRATAMIENTO COMPUESTO PARA AGUAS RESIDUALES PROVENIENTES

DE TRIPLE LAVADO DE ENVASES DE USO VETERINARIO MEDIANTE

CLAUDIA NAYIBE CASALLAS PINEDA

CLAUDIA NAYIBE CASALLAS PINEDA

Proyecto de grado para optar al título de Ingeniero Ambiental

Director: ANDRÉS FELIPE LÓPEZ VÁSQUEZ

Bogotá, Septiembre de 2013

Figura 1.Tratamiento posconsumo de envases agrícolas [5]. ............................... 17

Figura 2. Esquema de proceso de triple lavado para envases vacíos de uso

Figura 3.Tratamiento de triple lavado para envases vacíos de vacunas de uso

Figura 4. Esquema de fotocatalisis heterogénea con TiO2 ................................... 23

Figura 5. Filtro lento en arena tipo ascendente. .................................................... 27

Figura 6. Aspectos generales de toma de muestra a) Envases de plástico. b)

Envases de vidrio. c) Muestra representativa para triple lavado. .......................... 32

Figura 7. Reactor fotocatalítico para el tratamiento del vertimiento de triple lavado

de envases vacíos de uso veterinario. .................................................................. 36

Figura 8. Montaje del filtro ascendente para realización de ensayos de degradación

del efluente de triple lavado. ................................................................................. 37

Figura 9. Acople fotocatalítico y filtro biológico de flujo ascendente para tratamiento

del efluente generado del agua de triple lavado de envase. ................................. 38

Figura 10. Procedimiento ensayos de toxicidad en el vertimiento de triple lavado de

envases veterinarios. ............................................................................................ 39

Figura 11. a) Valor predicho vs actual. b) Distribución de probabilidad normal. ... 47

Figura 12. Interaccion de las variables pH y concentracion del catalizador TiO2. . 48

Figura 13. Superficie de respuesta para la fotocatálisis en el vertimiento de triple

lavado de envases vacíos de uso veterinario. ...................................................... 49

fotocatálisis en el vertimiento de triple lavado de envases vacíos de uso veterinario.

Figura 15. Porcentaje de remoción de DQO y DBO5 durante el tratamiento

Figura 16. Biodegradabilidad (DBO5/DQO) en el vertimiento de envases vacíos de

uso veterinario en el filtro biológico de arena de flujo ascendente. ....................... 52

Figura 17. Porcentaje de remoción de la DQO y DBO5 en el acople. .................. 53

Figura 18. Índice de biodegradabilidad durante el tratamiento para el acople

Figura 21. Modelo cinético de pseudo segundo orden para en el acople

fotocatalítico y biológico ........................................................................................ 59

Tabla 1. Cuadro comparativo de tipos de tratamiento de aguas residuales [27] ... 24

Tabla 2. Materiales utilizados durante la experimentación. ................................... 30

Tabla 3. Equipos utilizados durante la experimentación ....................................... 30

Tabla 6. Ensayos fotocatalíticos de remoción de DQO del efluente de triple lavado.

Tabla 7. Diámetro y proporción de lecho filtrante utilizado en el filtro biológico. ... 36

Tabla 8. Clasificación de efluentes según el índice toxicológico [39]. .................. 40

Tabla 9. Caracterización inicial del efluente de triple lavado de envases vacíos de

uso veterinario ...................................................................................................... 42

Tabla 10. Mortalidad de Daphnia magna .............................................................. 43

vertimiento de triple lavado de envases de uso veterinario. .................................. 44

Tabla 13. Optimización de la fotocatálisis con el vertimiento de triple lavado ....... 49

Tabla 14. Mortalidad de Daphnia Magna con el vertimiento tratado. .................... 55

Tabla 15. Constantes de seudo segundo orden ................................................... 59

ANEXO A.COMPUESTO ACTIVO DE LAS VACUNAS VETERINARIAS

ANEXO B. PAÍSES EN AMÉRICA LATINA CON LEGISLACIÓN SOBRE EL

TRIPLE LAVADO DE ENVASES DE AGROQUÍMICOS.

ANEXO C. USO DE LOS PROCESOS AVANZADOS DE OXIDACIÓN PARA LA

DEGRADACIÓN DE AGUAS CONTAMINADAS CON FÁRMACOS.

ANEXO D. ENSAYOS DE FOTOCATALISIS CON VARIACION DE pH Y

ANEXO E. ENSAYOS DE FOTOCATALISIS PARA MODELO CINETICO.

ANEXO F. PORCENTAJE DE REMOCIÓN DE DQO Y DBO5 DURANTE EL

TRATAMIENTO BIOLÓGICO EN EL FILTRO LENTO EN ARENA

ANEXO G. PORCENTAJE DE REMOCIÓN DE DQO Y DBO5 EN EL ACOPLE

FOTOCATÁLISIS Y FILTRO LENTO EN ARENA DE FLUJO ASCENDENTE

Los residuos de vacunas y vitaminas de aplicación veterinaria utilizados en zonas