eficiencia del quitosano como coagulante...
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REPÚBLICA BOLIVARIANA DE VENEZUELA UNIVERSIDAD DEL ZULIA
FACULTAD DE INGENIERÍA DIVISIÓN DE POSTGRADO
PROGRAMA DE POSTGRADO EN INGENIERÍA AMBIENTAL
EFICIENCIA DEL QUITOSANO COMO COAGULANTE EN EL TRATAMIENTO DEL AGUA ASOCIADA A LA PRODUCCIÓN DE PETRÓLEO
Trabajo de Grado presentado ante la Ilustre Universidad del Zulia
para optar al Grado Académico de
MAGÍSTER SCIENTIARUM EN INGENIERÍA AMBIENTAL
Autor: Yim James Rodríguez Díaz Tutor: Yaxcelys Antonia Caldera Marín
Co-Tutor: Edixon Cristóbal Gutiérrez González
Maracaibo, abril de 2011
4 Rodríguez Díaz, Yim James. Eficiencia del quitosano como coagulante en el tratamiento del agua asociada a la producción de petróleo. (2011) Trabajo de Grado. Universidad del Zulia. Facultad de Ingeniería. División Postgrado. Maracaibo, Venezuela. 81p. Tutor: Dra. Yaxcelys Caldera y Co-tutor: Dr. Edixon Gutiérrez.
RESUMEN
En esta investigación se evaluó la eficiencia del quitosano como coagulante en el tratamiento de tres tipos de aguas de producción de petróleo (APP), (APPP: agua de producción de petróleo pesado, APPM: agua de producción de petróleo mediano, APPL: agua de producción de petróleo liviano). Las muestras de APP se recolectaron en el Patio de Tanque de Ulé en la Costa Oriental del Lago de Maracaibo, estas presentaron valores de turbidez promedio inicial de 52, 8533 y 26 NTU para APPP, APPM y APPL respectivamente. Se trabajó con quitosano Comercial Sigma Chemical Co. (QC) evaluándose las concentraciones de 40, 42, 44, 46 y 48 mg/L para APPP y para APPM las concentraciones fueron de 2, 3, 4, 5, 6 mg/L a pH entre 7,9 y 8,1, el proceso de coagulación-floculación se realizó a escala laboratorio. El QC fue eficiente para la remoción de hidrocarburos, turbidez y color presentes en las APPP y APPM, obteniéndose remociones superiores al 75% para una concentración óptima de 48 y 4 mg/L respectivamente. Para el APPL el QC no fue tan efectivo arrojando resultados inferiores a 15% para los parámetros estudiados, esto puede deberse a que son aguas muy diluidas. Después del tratamiento con QC las concentraciones de hidrocarburos disminuyeron a valores menores a los establecidos en la normativa ambiental para APPP, caso contrario presentaron las APPM a pesar de la alta remoción de hidrocarburos (91%). El QC como coagulante se presenta como alternativa para remover hidrocarburos de las APPP y APPM. Palabras clave: Coagulante, quitosano, coagulación, floculación, aguas de producción de petróleo. E-mail del autor: [email protected]
5 Rodríguez Díaz, Yim James. Efficiency of Chitosan as coagulant in the treatment of associated water to crude oil production. (2011). Trabajo de Grado. Universidad del Zulia. Facultad de Ingeniería. División Postgrado. Maracaibo, Venezuela. 81p. Tutor: Dra. Yaxcelys Caldera y Co-tutor: Dr. Edixon Gutiérrez.
ABSTRACT In this study we evaluated the effectiveness of chitosan as a coagulant in the treatment of three types of waters from crude oil production (WOP), (WHOP: Water from Heavy crude oil production, WMOP: water from medium oil production, WLOP: water light oil production). WOP samples were collected in the tank yard owned Ulé Costa Oriental del Lago de Maracaibo, these showed an average initial turbidity 52, 8533 and 26 NTU for WHOP, WMOP and WLOP respectively. Sigma Commercial chitosan Chemical Co. (QC) was evaluated to concentrations of 40, 42, 44, 46 and 48 mg/L for WHOP and 2, 3, 4, 5, 6 mg/L to WMOP at pH between 7.9 and 8.1, the coagulation-flocculation process at laboratory scale was carried out. The QC was efficient for the removal of hydrocarbons, turbidity and color present in WHOP and WMOP, obtaining over 75% removal for an optimal concentration of 48 and 4 mg/L respectively. The QC was not effective to WLOP results less than 15% for the studied parameters were obtained this may be because very dilute waters. After treatment with QC hydrocarbon concentrations in WHOP decreased to values lower than those established in the environmental regulations, otherwise presented WMOP despite high hydrocarbon removal (91%). The QC is an alternative coagulant to remove hydrocarbons WHOP and WMOP. Keywords: Coagulant, Chitosan, coagulation, flocculation, water crude oil production. Author e-mail: [email protected]
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DEDICATORIA
Dedico este trabajo a los seres más queridos que me ha regalado Dios:
A mi señora madre Rosario Del Carmen Díaz Sánchez, porque eres el pilar
fundamental en todo lo que anhelo, con tu amor, comprensión y apoyo, construiste en
mi la persona que soy.
A mi hermosa hija Gina Gabriela Rodríguez Camacho, tu llegada a mi vida ha sido el
bastión fundamental en mis aspiraciones.
A mi esposa Ginella Camacho Otero, tu amor, comprensión y apoyo me inspiro
siempre para el logro de esta meta.
A mis hermanos Jhon, Sara y Kenia Rodríguez Díaz, nuestra unión y apoyo continuo
demuestra el amor ejemplar de la familia, esto siempre me ha inspirado y estimulado en
todas mis aspiraciones.
A mis sobrinos Jhon Carlos, Sharon, Sharith, Jhon Jairo y Sara inspiración y
estimulo en mi vida. A mi padre, Manuel José Rodríguez Guerra, porque con su comportamiento me hizo
comprender el valor que tiene un padre en el núcleo familiar.
7
AGRADECIMIENTO
A Dios nuestro señor, por dame la vida, salud y conciencia para el desarrollo del
quehacer diario.
A la Ingeniera Yaxcelys Caldera, por sus tutorías continuas, sus apreciables aportes
académicos y su comprensión.
Al profesor Edixon Gutiérrez, por sus valiosos aportes académicos y por darme la
oportunidad de tener esta experiencia tan valiosa en mi vida profesional.
A los docentes, técnicos y personal administrativo del Centro de Investigación del Agua (CIA), por su colaboración y por permitirme utilizar sus laboratorios para adelantar
esta investigación.
A la Industria Petróleos de Venezolana (PDVSA) por suministrar el agua de producción
para esta investigación.
A los profesores de la Universidad del Zulia, por los aportes académicos.
A mi hermana Helena Isabel Rodríguez Díaz, por su colaboración constante en el
desarrollo de la investigación.
A mis amigos Hernando Oñate y Alcides Torregroza, porque la amistad la
demuestran en todo tiempo y lugar.
A la señora Martha Aguilar Hoyos y Mario Castillo Díaz, por su colaboración
incondicional.
8
TABLA DE CONTENIDO
Página.RESUMEN………………………………………………………………………… 4 ABSTRACT………………………………………………………………………… 5 DEDICATORIA……………………………………………………………………. 6 AGRADECIMIENTOS……………………………………………………………. 7 TABLA DE CONTENIDO………………………………………………………… 8 LISTA DE TABLAS………………………………………………………………. 9 LISTA DE FIGURAS……………………………………………………………… 10 LISTA DE SIGLAS…..……………………………………………………………. INTRODUCCIÓN…………………………………………………………………
13 14
CÁPITULO
I MARCO TEÓRICO……………………………………………… 16 Antecedentes de la investigación……………………… 16 Bases teóricas……………………………………………
18
II MARCO METODOLÓGICO……………………………………. 33 Tipo de investigación……………………………………. 33 Procedimiento experimental…………………………….
33
III ANÁLISIS Y DISCUSIÓN DE RESULTADOS……………….. 41 Características fisicoquímicas de las aguas asociadas a la
producción de petróleo…………………….............................. 41
Análisis de los tratamientos realizados en los diferentes tipos de APP……………………………………………………
42
Eficiencia del quitosano en APP….……………………. 43 Eficiencia del policloruro de aluminio (PAC) en el
tratamiento de APP………………………………………
56
CONCLUSIONES………………………………………………………………….
76
RECOMENDACIONES……………………………………………………………
77
REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS…………….……………………………….
78
9
LISTA DE TABLAS
Tabla
Página
1 Características químicas de las aguas de producción de petróleo provenientes del Patio de Tanques de Ulé……………………………..
20
2 Características de coagulantes inorgánicos……………………………. 27
3 Aplicaciones del Quitosano…………………………………................... 32
4
Parámetros fisicoquímicos de las aguas de producción de petróleo asociados a la extracción de crudo liviano, mediano y pesado antes del tratamiento con quitosano…………………………………………….
42
10
LISTA DE FIGURAS
Figura Página1 Esquema elemental de la producción de los derivados de la
quitina……………………………………………………………………….
29
2 Estructura química de la Quitina y Quitosano…………………………..
31
3 Comportamiento de la remoción de turbidez durante la aplicación de quitosano a APPP………………………................................................
44
4 Comportamiento de la remoción de color durante la aplicación de quitosano a APPP………………………................................................
45
5 Comportamiento de la remoción de A y G durante la aplicación de quitosano a APPP………………………................................................
46
6 Comportamiento de la remoción de hidrocarburo durante la aplicación de quitosano a APPP………………………..........................
47
7 Comportamiento de la remoción de SST durante la aplicación de quitosano a APPP………………………................................................
48
8 Comportamiento de la remoción de SSV durante la aplicación de quitosano a APPP………………………................................................
48
9 Comportamiento de la remoción de turbidez durante la aplicación de quitosano a APPM………………………...............................................
49
10 Comportamiento de la remoción de color durante la aplicación de quitosano a APPM………………………...............................................
50
11 Comportamiento de la remoción de DQO durante la aplicación de quitosano a APPM………………………...............................................
51
12 Comportamiento de la remoción de A y G durante la aplicación de quitosano a APPM………………………...............................................
52
13 Comportamiento de la remoción de hidrocarburo durante la aplicación de quitosano a APPM……………………….........................
53
14 Comportamiento de la remoción de SST durante la aplicación de quitosano a APPM………………………...............................................
54
15 Comportamiento de la remoción de SSV durante la aplicación de quitosano a APPM………………………...............................................
55
16 Comportamiento de la remoción de la turbidez durante la aplicación del PAC a APPP……………………………………………………………
57
17 Comportamiento de la remoción de color durante la aplicación del PAC a APPP……………………….......................................................
58
11
Figura Página
18 Comportamiento de la remoción de DQO durante la aplicación del PAC a APPP……………………………………………...........................
59
19 Comportamiento de la remoción de A y G durante la aplicación del PAC a APPP……………………………………………...........................
59
20 Comportamiento de la remoción de hidrocarburo durante la aplicación del PAC a APPP………………………….……………………
60
21 Comportamiento de la remoción de SST durante la aplicación del PAC a APPP……………………………………………...........................
61
22 Comportamiento de la remoción de SSV durante la aplicación del PAC a APPP……………………………………………...........................
62
23 Comportamiento de la remoción de la turbidez durante la aplicación del PAC a APPM…………………………………………….……………..
62
24 Comportamiento de la remoción de color durante la aplicación del PAC a APPM……………………...……………………...........................
63
25 Comportamiento de la remoción de DQO durante la aplicación del PAC a APPM……………………...……………………...........................
64
26 Comportamiento de la remoción de A y G durante la aplicación del PAC a APPM. ……………………...…………………….........................
65
27 Comportamiento de la remoción de hidrocarburo durante la aplicación del policloruro de aluminio a APPM…………………………
65
28 Comportamiento de la remoción de SST durante la aplicación del PAC a APPM……………………...……………………...........................
66
29 Comportamiento de la remoción de SSV durante la aplicación del PAC a APPM……………………………………………………………….
66
30 Comportamiento de la remoción de la turbidez durante la aplicación del PAC a APPL……………………………………………………………
67
31 Comportamiento de la remoción de color durante la aplicación del PAC a APPL…………………………………...………............................
68
32 Comportamiento de la remoción de DQO durante la aplicación del PAC a APPL……………………………...……………............................
69
33 Comportamiento de la remoción de A y G durante la aplicación del PAC a APPL…………………….………………………..........................
69
34 Comportamiento de la remoción de hidrocarburo durante la aplicación del PAC a APPL……………………………………………….
70
12
35 Comportamiento de la remoción de SST durante la aplicación del PAC a APPL……………………………………………...........................
71
36 Comportamiento de la remoción de SSV durante la aplicación del PAC a APPL…………………………………………...............................
71
13
LISTA DE SIGLAS APP: Agua de Producción de Petróleo
APPP: Agua de Producción de Petróleo Pesado
APPM: Agua de Producción de Petróleo Mediano
APPL: Agua de Producción de Petróleo Liviano
QC: Quitosano Comercial Sigma Chemical Co.
FAD: Sistema de Flotación por Aire Disuelto
PAC: Policloruro del Aluminio
A y G: Aceites y Grasas.
DQO: Demanda Química de Oxígeno
DBO: Demanda Bioquímica de Oxígeno
SST: Sólidos Suspendidos Totales
SSV: Sólidos Suspendidos Volátiles
APHA-AWWA-WEF: American Public Health Association; American Water Works
Association; Water Environment Federation.
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INTRODUCCIÓN
La explotación de los recursos naturales no renovables como el petróleo, a nivel
mundial ha causado una serie de impactos en la relación ecosistemática de los
sistemas interactuantes, lo que ha causado una serie de cambios en el equilibrio
ecológico y los ciclos biogeoquímicos tanto en los países productores como los
consumidores. El petróleo siendo un producto químico insoluble en el agua, al tener
contacto con esta es capaz de generarle alteraciones a sus características y funciones.
La mayoría de los campos petroleros maduros tienen algo en común: el agua
producida, y en grandes cantidades. Globalmente, con cada barril de petróleo se
generan como mínimo tres barriles de agua. Si bien es difícil obtener cifras exactas, los
datos compilados en 1999 indican que ese año la industria de exploración y producción
(E&P, por sus siglas en inglés) producía más de 33.4 millones de m3 (210 millones de
barriles) de agua por día (Khatib y Verbeek, 2002).
Venezuela es uno de los países con las mayores reservas mundiales de
petróleo. La explotación del recurso trae como consecuencia una elevada producción
de residuos líquidos, entre los que se encuentran las aguas de producción de petróleo
(APP). En el Patio de Tanques Ulé situado en el estado Zulia (Región Occidental de
Venezuela), el volumen de las aguas de producción diario para el año 2008 se estimó
en 74.720 m3 (Rincón y col., 2008). Se calcula que para los próximos años, el volumen
de las aguas generadas por la extracción de petróleo va a sobrepasar las necesidades
para la recuperación secundaria y los sistemas de re-inyección serán rápidamente
saturados. Además, la descarga al medio ambiente de las APP no es posible porque los
tratamientos físico-químicos generalmente utilizados no permiten cumplir con las
normas venezolanas de descarga (demanda química de oxígeno, DQO < 350 mg/L;
hidrocarburos totales < 20 mg/L). Por lo ante expuesto la industria Petróleos de
Venezuela, Sociedad Anónima (PDVSA) está en la búsqueda de nuevas alternativas
para el tratamiento de las APP en exceso (Rincón y col., 2002).
A nivel mundial se han venido realizando diversas investigaciones para evaluar y
demostrar que los tratamientos fisicoquímicos y biológicos como; sistemas de flotación
por aire disuelto, humedales construidos, sistemas con ozono, procesos biológicos
aerobios y anaerobios, entre otros, son una alternativa viable para el tratamiento de las
15 APP (Caldera y col., 2009). Aún cuando estos tipos de tratamientos han resultado
efectivos para la remoción de ciertas características con potencial contaminante, con
otras no se ha tenido la misma efectividad en el tratamiento, transgrediendo las
legislaciones actuales para las descargas.
En la coagulación, las sales de aluminio son tipos de coagulantes más
utilizados en tratamientos de aguas residuales. Sin embargo, estos coagulantes
producen lodos, que son peligrosos. Por lo tanto, se sugiere que un coagulante
biodegradable puede ser una mejor alternativa (Ahmad y col., 2006).
Se ha demostrados que el empleo de polímeros catiónicos (como el quitosano)
de alto peso molecular como coagulantes propenden a la formación de flóculos que
tienden a sedimentarse, arrojando buenos resultados en la clarificación de las APP
(Rojas y col. 2008). El quitosano (Q) es un polímero de origen natural, el cual puede ser
obtenido a partir de la cáscara del camarón, es biodegradable y no tóxico (Khor, 2001).
Al respecto, el objetivo de esta investigación es evaluar la eficiencia del
quitosano como coagulante en el tratamiento de las aguas asociadas a la producción de
petróleo, este estudio fue desarrollado bajo una metodología experimental y consta de
tres capítulos.
Se inicia con la Introducción, donde se presenta el problema, justificación y el
objetivo de la investigación.
En el Capítulo I, Marco Teórico, se muestran los antecedentes de esta
investigación y las bases teóricas. Se presenta información básica sobre las aguas
asociadas a la producción de petróleo, su definición, clasificación, características,
impactos ambientales, métodos de tratamiento, tipos de coagulantes, proceso de
coagulación-floculación, características del quitosano y aplicaciones del quitosano .
En el capítulo II, Marco Metodológico, se describen los procedimientos para la
toma de muestras de las APP, los métodos empleados para la determinación de los
parámetros fisicoquímicos y el procesamiento de los datos.
En el capítulo III, Análisis y Discusión de Resultados, se presentan los resultados
de la caracterización de las APP y la eficiencia del proceso coagulación-floculación a
escala laboratorio, se discute y analiza la información, dando cumplimiento a los
objetivos planteados. Finalmente se presentan las conclusiones, recomendaciones y
referencias.
16
CAPÍTULO I
MARCO TEÓRICO
En el desarrollo de este capítulo se muestran los antecedentes sobre
evaluaciones que se han realizado al quitosano como coagulante, los tipos de
coagulantes, descripción del proceso de coagulación-floculación; también de presenta
información básica sobre las aguas de producción de petróleo (APP).
Antecedentes de la investigación
Ahmad y col. (2006) evaluaron la coagulación de sólidos en suspensión en
efluentes de aguas aceitosas de la extracción de aceite palma de orujo por quitosano,
sulfato de aluminio y policloruro de aluminio (PAC). La muestra contenía cerca de
10000 mg/L de sólidos en suspensión y 2000 mg/L de aceite de orujo. El rendimiento
del quitosano se comparó con el alumbre y el PAC. Los resultados obtenidos
demostraron que el quitosano fue comparativamente más económico y eficiente que
alumbre y el PAC. Al definir las mejores condiciones experimentales (dosis: 0,5 g/L,
tiempo de contacto: 15 minutos, mezclando tasa: 100 rpm, tiempo de sedimentación: 20
min y pH 4) encontraron para el quitosano más del 95% de eliminación de sólidos
suspendidos del petróleo y de residuos. Para el alumbre y el PAC las dosis óptimas
fueron de 8,0 y 6,0 g/L, respectivamente, a 30 minutos de tiempo de mezcla a 100 rpm,
50 y 60 minutos de sedimentación, respectivamente, y el pH de 4,5 para obtener el
mismo porcentaje de remoción encontrada por quitosano. De igual manera, Contreras y Perozo (2007) comprobaron la eficiencia del
quitosano obtenido de Litopenaeus schmitti como coagulante en la potabilización de
agua sintética preparadas con aguas obtenidas desde el embalse Pueblo Viejo del
municipio Valmore Rodríguez, estado Zulia. Determinaron los parámetros turbidez,
color, pH y alcalinidad antes y después de aplicar el quitosano y establecieron la dosis
óptima para cada valor de turbidez en estudio (50 a 90 NTU). Para valores de turbidez
de 50, 60, 70, 80 y 90 NTU reportan dosis óptimas de 6 ppm, 12 ppm, 6 ppm, 6 ppm y
12 ppm, respectivamente. Además encontraron porcentajes de remoción antes del
filtrado entre 80,31% y 89,49%; y después del filtrado entre un 98,22% y 99,63%.
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Por otra parte, Rojas y col. (2008) evaluaron la eficiencia de coagulantes
químicos comerciales para el tratamiento de APP del Patio de Tanques de Ulé, con la
finalidad de seleccionar el más efectivo para utilizarlo como coadyuvante en un sistema
de flotación por aire disuelto (FAD). Trabajaron con poliacrilamida catiónica líquida
(FCAPM), poliacrilamida catiónica sólida (PA), polielectrolitos líquidos (FC) y un
ayudante de coagulación catiónico líquido (PAPM). Determinaron los parámetros pH,
alcalinidad, turbidez inicial, SST (sólidos suspendidos totales), cloruros y aceites y
grasas (A y G). Después del tratamiento seleccionaron el FCAPM como producto
adecuado como coadyuvante en el sistema de FAD, empleando una concentración de
3,54 mg/L.
En este orden de ideas, Caldera y col. (2009) evaluaron la eficiencia del
quitosano comercial Sigma Chemical Co. (QC) y quitosano obtenido en el laboratorio a
100 ºC (QL), como coagulantes en muestras de agua de producción de crudo pesado
con turbidez inicial de 140 NTU obtenidas en el Patio de Tanques de Ulé Costa Oriental
del Lago de Maracaibo, estado de Zulia, Venezuela. Determinaron los parámetros
turbidez, color, DQO e hidrocarburos, antes y después de aplicar el quitosano,
establecieron la dosis óptima en 36 ppm para ambos. Encontraron porcentajes de
remoción diferentes en los parámetros turbidez, color, DQO e hidrocarburos, para cada
uno de los coagulantes variando entre 90,71%, 90,66%, 50,68%, y 70,12% para QC y
73,81%, 77,08%, 52,05% y 67,52% para QL respectivamente.
En este sentido, Pacheco y col. (2009) determinaron el efecto de la
concentración de quitosano y pH sobre la remoción de sólidos en agua de cola de la
industria sardinera. El agua de cola fue centrifugada y posteriormente se trató con
quitosano a distintos valores de pH. Mediante la centrifugación se logró remover el
33,88% de los sólidos totales; 28,52% de proteína; 97,50% de grasa; 40% de ceniza, y
disminuyeron la demanda bioquímica de oxígeno (DBO5) y la DQO en un 42,2% y
63,3%, respectivamente. La utilización de quitosano en concentraciones y condiciones
de pH apropiadas podría ser una buena opción en la remoción de carga orgánica,
inorgánica y pigmentos disueltos en el agua de Cola.
Adicionalmente, Ríos y col. (2006) comprobaron la eficiencia de sulfato de
quitosano obtenido de derivados de quitosano solubles en agua, describieron la
obtención del sulfato de quitosano (SQ), mediante la modificación química del quitosano
18 (Q). Con este método de síntesis obtuvieron una sustitución selectiva de los grupos
hidroxilo del C6 del quitosano, dejando sin sustituir los grupos amino. El producto
obtenido fue utilizado para el tratamiento de coagulación-floculación de suspensiones
modelo de partículas coloidales aniónicas de caolinita. El sulfato de quitosano presenta
buenas propiedades de solubilidad y demostró ser un buen coagulante-floculante en
medios ácidos. Las partículas aniónicas interaccionan con los grupos amino (cargados
positivamente) formando puentes entre las cadenas poliméricas, favoreciendo la
remoción de las partículas coloidales. El sulfato de quitosano demostró una buena
eficiencia en la eliminación de partículas coloidales de caolinita a valores de pH bajos
(3–4,5). Esta eficiencia es mayor que la del quitosano a esos mismos valores de pH.
Además el tiempo necesario para la sedimentación es muy corto (2 minutos).
Bases teóricas
Impactos ambientales relacionados con la industria petrolera
Según García y col. (2004), entre los contaminantes con mayor potencial de
impacto están los hidrocarburos aromáticos policíclicos (HAP), los compuestos
orgánicos volátiles (COV), y los hidrocarburos totales del petróleo (HTP). Los primeros
tienen alto potencial carcinogénico, mutagénico y teratogénico en organismos
acuáticos; los segundos contribuyen al efecto invernadero y están involucrados en la
formación directa de ozono sobre el nivel del suelo e indirectamente de la lluvia ácida,
además de que algunos compuestos individuales son tóxicos, carcinogénicos,
mutagénicos o bioacumulativos y los últimos presentan diversos efectos sobre flora y
fauna.
Con relación al fitoplancton, los derrames de petróleo pueden afectar
temporalmente la tasa fotosintética y como consecuencia la productividad primaria. En
altas concentraciones, los hidrocarburos son tóxicos para casi todo el fitoplancton y
pueden causar su muerte mientras que, paradójicamente, las bajas concentraciones
pueden incrementar la producción primaria. Los hidrocarburos afectan adversamente la
fertilización del zooplancton marino, el desarrollo embrionario y la alimentación. El
ictioplancton es un grupo particularmente sensible a los derrames de hidrocarburos. El
19 contacto de la superficie de huevos y larvas con el petróleo puede ser letal, e incluso en
dosis subletales comúnmente se producen daños que repercuten en un desarrollo
anormal, en reducción en el crecimiento, eclosión prematura o tardía y en
anormalidades celulares. El necton marino, debido a su movilidad, suele ser capaz de
evitar el contacto con el petróleo durante los derrames. En caso contrario los efectos
pueden ser letales, al afectar las branquias y provocar muerte por asfixia. Los efectos
subletales se manifiestan por cambios en el corazón, hiperplasia de las branquias,
hipertrofia del hígado, reducción del crecimiento, erosión de las espinas, daño en el
sistema endocrino y modificación del comportamiento en aspectos como la
alimentación, migración, reproducción, natación y hábitos crípticos. Diversos resultados
indican que las comunidades bentónicas han sufrido cambios en cuanto a disminución
de biomasa, diversidad y cambio en la composición de especies, presentándose casos
de sucesión por especies oportunistas. Finalmente, en estudios efectuados en el campo
se ha encontrado cierta correlación entre el nivel de concentración de petróleos en el
medio ambiente y la distribución de la biomasa y de la productividad de los
ecosistemas. No obstante, establecer una relación causa-efecto es difícil, entre otras
razones porque muchas especies, principalmente peces, muestran marcadas
variaciones estacionales tanto en abundancia como en sensibilidad a una cierta presión
ecológica natural. Otro aspecto que hace difícil la evaluación de los daños producidos
por un derrame es que sólo en contadas ocasiones se cuenta con la información previa
de las especies que habitan áreas que fueron afectadas por la presencia de los
hidrocarburos. Hasta ahora, los estudios indican que los efectos adversos más graves
se manifiestan en las comunidades bénticas, mientras que los peces y las aves son los
menos afectados (García y col., 2004).
Aguas de Producción de Petróleo (APP)
Según Gutiérrez y col. (2007) las aguas de formación son aquellas que se
encuentra naturalmente en las rocas y está presente antes de la perforación de un
pozo, su composición depende del origen del agua y de la modificación que pueda
ocurrir una vez que entra en el ambiente del subsuelo. Las aguas de formación deben
ser obtenidas del fondo de los pozos, sin embargo, por razones de costo, las muestras
20 son tomadas a nivel de superficie, en el cabezal del pozo. A medida que suben en la
columna, desde el pozo hasta llegar a la superficie, sus características varían debido a
los cambios de presión, temperatura y composición de los gases. Por esta razón, la
denominación apropiada para estas muestras es Agua de Producción (AP). Las aguas
de producción de petróleo (APP) presentan una composición compleja (Tabla 1) ya que
contienen crudo libre y emulsionado, hidrocarburos, sólidos suspendidos, gases, sales,
mercaptanos y otros compuestos; y son tratadas por métodos fisicoquímicos y
normalmente reinyectadas.
Tabla 1. Características químicas de las aguas de producción de petróleo provenientes del Patio de Tanques de Ulé.
Parámetros
APPL
APPP
APPM
Norma Venezolana para descarga a cuerpos de agua
(Gaceta Oficial, 1995). pH 8,3 8,2 8,5 6-9
Alcalinidad (mg CaCO3/L) 2670 1000 2800 NR
DQO soluble (mg/L) 1280 864 933 350*
Fenoles (mg/L) 30,7 0,8 1,1 0,5
N-NTK (mg/L) 20 15,7 15,1 NR
Fósforo (mg/L) 2,2 2,0 3,5 10
Hidrocarburos totales (mg/L) 30 17 22 20
Cloruros (mg/L) 1501 1184 1234 1000
Fuente: Gutiérrez y col. (2007). APPL: aguas de producción de petróleo liviano. APPP: aguas de producción de petróleo pesado. APPM: aguas de producción de petróleo mediano. NR: No reportado. *DQO total Tratamientos de APP
La literatura reporta una serie de procesos para mejorar la calidad de aguas
contaminadas y aguas residuales, tales como la coagulación, precipitación, extracción,
evaporación, adsorción sobre carbón activado, intercambio iónico, la oxidación y la
oxidación avanzada, la incineración, electroflotación, tratamiento electroquímico,
biodegradación y filtración por membrana. Sin embargo, muchos de los procesos
disponibles no pueden ser utilizados a escala industrial por razones tecnológicas y
económicas en particular. Un tratamiento completo claramente requiere varios pasos y
21 con frecuencia es conveniente combinar varios métodos de purificación antes de
obtener una eficiencia máxima, además cada método tiene sus ventajas y sus
desventajas. En la línea de efluentes industriales los procesos de tratamiento también
deben ser diseñados de acuerdo con los objetivos de calidad: por ejemplo, bajar los
niveles de contaminación, volver a un curso de agua o el reciclaje (Renault y col.,
2009).
Un esquema general de tratamiento de aguas industriales consta de tres etapas
principales:
- Un tratamiento primario o etapa de pre-tratamiento con métodos mecánicos,
físicos y químicos;
- Un tratamiento secundario o etapa de purificación mediante métodos químicos
o biológicos;
- Y el tratamiento de los lodos formados (incineración, por ejemplo).
Entre los tratamientos usados frecuentemente para la remoción de partículas
contaminantes de APP se pueden citar los tratamientos fisicoquímicos y microbiológicos
destacándose por sus altas eficiencias en la remoción de algunos de sus parámetros de
este tipo de efluente.
La biodegradabilidad anaerobia de las APP fue estudiada por Gutiérrez y col.
(2007). Los resultados muestran que las APP proporcionan los requerimientos
nutricionales para el desarrollo de los microorganismos anaerobio. La biodegradabilidad
del efluente APPL no se ve mejorada al ser tratado bajo condiciones termofílicas; caso
contrario con los efluentes APPM y APPP. Por otra parte, la biodegradabilidad de las
aguas de producción está relacionada con la composición del crudo con el cual están
asociadas.
En ese sentido, Gutiérrez y col. (2006) evaluaron la degradación anaerobia de
las APP provenientes de la extracción de crudo liviano en dos reactores de manto de
lodo de flujo ascendente (UASB, por sus siglas en inglés). Obtuvieron remociones de
DQO promedio que variaron entre 70% y 84%; valores de porcentaje de metano en el
22 rango de 67% a 80% y concentraciones de ácidos grasos volátiles (AGV) entre 113 y
129 mg acético/L, para TRH de 24 a 12 h.
Al respecto, Rincón y col. (2008) evaluaron la eliminación de distintas fracciones
orgánicas de APP, en reactores UASB. Obtuvieron alta remoción en APPL, con un valor
medio de 94% para los hidrocarburos aromáticos. Para APPM, la eliminación fue menor
(67%). Los resultados indican una eliminación de la materia orgánica presente en las
APPL, por parte de los microorganismos anaerobios presentes en el reactor.
Por otra parte, Rincón y col. (2004) usaron un tratamiento combinado anaerobio-
aerobio para la degradación biológica de las aguas de producción petroleras
venezolanas en dos tipos de reactores colocados en serie. El reactor anaerobio lo
constituyó un UASB, seguido de un reactor aerobio por carga secuencial (SBR). El
tiempo de retención hidráulico fue de 24 horas para cada tratamiento. Los parámetros
constituidos por la DQO, hidrocarburos totales (HT) y fenoles totales (FT) se utilizaron
para comprobar la eficiencia del proceso. Comprobaron que la degradación orgánica es
superior para los procesos combinados, alcanzado un 95%, que para cada tratamiento
biológico por separado siendo posible recomendarlo como una solución alternativa para
el tratamiento de las APP.
Otra investigación realizada por Qingxin y col., (2005) en un sistema continuo
para aguas producidas en un campo petrolífero, tratadas con células Bacillus sp. (M-12)
inmovilizadas, indican que la DQO de esta agua podría reducirse desde 2600 mg/L a
240 mg/L.
Según Gutiérrez y col. (2002), la aplicación de dosis de ozono aumenta la
biodegradabilidad de aguas de producción. Aplicaron dosis de ozono en el rango de 0 a
100 mg/L de ozono, midiendo su efecto sobre el índice de biodegradabilidad de las
APP, expresado por la relación (DBO5/DQO). Los resultados mostraron que la
aplicación de dosis de ozono en el rango estudiado a APP, mejora considerablemente
su índice de biodegradabilidad, obtuvieron un aumento del 87,5% del índice de
biodegradabilidad. Este aumento está relacionado con la disminución de la DQO.
Concluyeron que la aplicación de dosis de ozono a las APP en el orden de 30 mg/L de
ozono, incidiría favorablemente en el tratamiento posterior de procesos biológicos.
Por su parte Caldera y col. (2009) indicaron que un coagulante natural como el
quitosano remueve más del 65% de los hidrocarburos presentes en APPP.
23
Procesos de Coagulación – Floculación
La coagulación es un proceso por el que los componentes de una suspensión o
disolución estable son desestabilizados por la superación de las fuerzas que mantienen
su estabilidad (Aguilar y col., 2002). Es un fenómeno de desestabilización de coloides,
que se efectúa generalmente por adición de reactivos químicos que anulan las fuerzas
electrostáticas de repulsión o actúan sobre la hidrófila de las partículas coloidales
mediante mecanismos de agregación (Vázquez, 1994).
La coagulación utilizando coagulantes químicos consiste en combinar las
partículas insolubles y/o materia orgánica disuelta en grandes agregados, lo que facilita
su remoción por sedimentación posterior flotación, y las etapas de filtración. Por lo
general, consiste en la dispersión de uno o varios reactivos químicos que desestabilizan
las partículas coloidales, que conduce a la formación de micro-floculación (Renault y
col., 2009).
La floculación es el proceso mediante el cual las partículas desestabilizadas se
unen para formar grandes partículas estables o aglomeradas (Aguilar, 2002). Por su
parte Renault y col. (2009), define el proceso como la unión de las partículas de micro-
floculación, junto con la adición de un aditivo que forman partículas más grandes, más
densas (flóculo) escamas que son más fáciles de separar.
La coagulación-floculación es el proceso que más se emplea en la eliminación de
sustancias que causan turbiedad en el agua, las cuales están constituidas en su mayor
parte por minerales calizos de diversos tamaños, los más pequeños (menores de 100
nm) denominados partículas coloidales, presentan propiedades de adsorción que
influyen en su estabilidad, la cual depende de las condiciones del medio (pH y
temperatura). Cuando la superficie de estos sólidos está en contacto con un líquido
electrolito (soluciones acuosas), en la interfase se genera una diferencia de potencial
eléctrico. Esto puede deberse a la adsorción de iones por el sólido o a la ionización de
moléculas en la superficie sólida. Como resultado de esta diferencia de potencial, los
iones de carga opuesta (contraiones) en la fase líquida son preferentemente atraídos
hacia la interfase, quedando los sólidos suspendidos como partículas cargadas que se
repelen entre sí, inhibiendo toda aglomeración, lo cual representa un problema, ya que
24 le confieren turbidez y color al agua. Si a estos sólidos se les elimina la carga, las
partículas dejan de repelerse (coagulación) y tiene lugar la formación de flóculos
(floculación), los cuales precipitan fácilmente. Este resultado se puede obtener por
adición de iones apropiados a la disolución como son las sales de aluminio y los
polielectrolitos, teniendo la carga del ion coagulante una gran importancia: cuanto más
aumenta la carga, mayor es su poder coagulante (Ríos y col., 2006).
Naturaleza de las partículas en el agua residual
Existen dos tipos de partículas sólidas coloidales en los líquidos; se les llama
coloidales hidrofóbicos (adversos al agua) e hidrofílicos (afines al agua). Estos dos tipos
de partículas se basan en la atracción que existe en la superficie de la partícula por el
agua. Algunos coloides son estables indefinidamente y otros no lo son.
Termodinámicamente los sistemas coloidales estables son llamados reversibles y los no
estables son llamados irreversibles estos últimos son concernientes al tratamiento de
coagulación química de las aguas residuales. En aguas naturales los coloides se
encuentran cargados negativamente, lo mismo sucede con frecuencia en aguas
residuales (Vázquez, 1994).
Carga superficial de las partículas
El movimiento browniano de las partículas coloidales es un factor importante que
causa que las partículas permanezcan suspendidas indefinidamente.
Las partículas coloidales en toda dispersión acuosa dada, llevan la misma carga
eléctrica ya sea positiva o negativa, a lo cual se debe la adsorción selectiva de los iones
del agua, o un ion de un electrolito presente en pequeña concentración. La repulsión
electrostática de las partículas similarmente cargadas, es uno de los factores que
contribuyen a la permanencia de la dispersión (Vázquez, 1994).
25 Tipos de coagulantes
Los coagulantes y floculantes utilizados son los aditivos minerales, incluidas las
sales de metales como el policloruro de aluminio y polímeros sintéticos como el de
poliacrilamida. El uso de estas sustancias químicas pueden tener varias consecuencias
ambientales (i) un incremento en la concentración de metal en el agua (que puede tener
implicaciones para la salud humana), (ii) la producción de grandes volúmenes de
(tóxicos) los lodos, (iii) la dispersión de oligómeros de acrilamida que pueden también
ser un peligro para la salud. Por estas razones, coagulantes y floculantes alternativas
se han considerado para aplicaciones medioambientales. Los biopolímeros pueden ser
de gran interés ya que son productos naturales de bajo costo, que se caracteriza por su
comportamiento amigable del medio ambiente. Entre estos biopolímeros, el quitosano
puede ser considerado como uno de los más prometedores de la coagulación/
floculación materiales (Renault y col., 2009).
Hay dos clases principales de materiales utilizados en los procesos de
coagulación/ floculación:
(1) coagulantes inorgánicos y orgánicos, incluidos los aditivos minerales (sales
de calcio, entre otros), hidrólisis de sales metálicas (sulfato de aluminio,
cloruro férrico y sulfato férrico, entre otros), los metales pre-hidrolizado
(policloruro de aluminio y sulfato polialuminosilicate, entre otros) y
polielectrolitos (ayudas coagulante);
(2) y floculantes orgánicos incluyendo polielectrolitos catiónicos y aniónicos, los
polímeros no iónicos, anfóteros y los polímeros modificados
hidrofobicamente, y floculantes naturales (derivados del almidón, gomas,
taninos y alginatos, entre otros).
El sulfato inorgánico de sal de aluminio (alumbre) es uno de los coagulantes más
utilizados durante la potabilización de aguas y el tratamiento convencional de aguas
residuales. El rendimiento de alumbre ya no necesita ser probado y es apreciado por su
bajo costo, la facilidad de uso y la disponibilidad. Sin embargo, produce abundantes
26 lodos difíciles de deshidratar, su eficacia es totalmente dependiente del pH y, cuando se
forman en el agua fría flóculos de alumbre no son muy resistentes mecánicamente.
Además, el uso de alumbre es una fuente de preocupación y el debate sobre su posible
toxicidad está todavía abierto. Dado a las altas concentraciones de aluminio en el agua,
pueden tener consecuencias para la salud humana y el medio ambiente (Renault y col.,
2009).
Numerosos productos biológicos se han propuesto y estudiado como
coagulantes y floculantes eficaces para la sustitución de materiales convencionales.
Algunos de los productos llamados ''biofloculantes" son biopolímeros (almidones, el
quitosano y alginatos) y materiales microbiana producida por microorganismos como
bacterias, hongos y levaduras. En comparación con los floculantes químicos
convencionales, los biofloculantes son polímeros biodegradables y seguros, y no
producen contaminación secundaria. Se pueden aplicar no sólo en los procesos de
alimentos y la fermentación, la elaboración secundaria, sino también en el agua y el
tratamiento de aguas residuales. Debido a las preocupaciones anteriores sobre la
toxicidad, se cree que el uso de biofloculantes aumentará (Renault y col., 2009).
Coagulantes inorgánicos
En la Tabla 2 se presentan las características de algunos de los coagulantes
inorgánicos.
Coagulantes orgánicos
Dentro de algunos coagulantes alternativos empleados en América latina, están
las semillas de la planta Moringa oleífera LAM usada como coagulante primario en la
clarificación de aguas. Son diversos los coagulantes naturales (papa, cactus, maíz,
trigo y yuca) que han sido utilizados en la clarificación de agua, dentro de la extensa
gama de productos estudiados hasta la actualidad en el mundo (Rodríguez y col.,
2007).
27
Moringa oleífera: Es una planta tropical que pertenece a la familia Moringaceae,
nativo de la India. La familia Moringaceae es bien conocida y estudiada, sobre todo
porque algunas especies que tienen propiedades coagulantes. La fracción activa de
este coagulante se debe a la presencia de una proteína catiónica de alto peso
molecular, que desestabiliza las partículas contenidas en el agua y flocular los
coloides (Vasconcelos y col., 2009).
Tabla 2. Características de coagulantes inorgánicos.
Coagulante Descripción Densidad Observaciones SULFATO DE ALUMINIO
1,23 8,2 % de Aluminio
PAX 16
Es un policloruro de aluminio de basicidad media en presentación líquida.
1,33
7,5 % de Aluminio
PAX XL 60
Es un policloruro de aluminio de basicidad medio en presentación líquida
1,31 12,7% de Aluminio
TECHNIFLOC PLUS
Es un coagulante prepolimerizado de alta basicidad, siendo formulado por una alta concentración de aluminio.
1,31 20,51% de Hierro
FERRIX
Es un coagulante primario con alto grado de efectividad, basado en hierro trivalente (Fe
3+).
TANFLOC Polímero orgánico catiónico (sal cuaternario de amonio tanínico)
20,1%
<0,5
Fuente: Ramírez y col. (2000)
Las semillas de Moringa oleifera (Moringaceae) muestran propiedades
coagulantes, constituyendo una alternativa para la potabilización de las aguas.
Caldera y col. (2007) evaluaron la eficiencia de las semillas de M. oleifera como
coagulante natural en la potabilización de aguas sintéticas. Los resultados
28
demostraron la eficiencia de las semillas de M. oleifera para remover la turbidez desde
75 y 150 NTU a valores mínimos de 14,9 y 8,5 NTU, respectivamente. Las
concentraciones óptimas del coagulante M. oleifera para valores de turbidez inicial de
75 y 150 NTU, fueron de 500 ppm y 400 ppm, respectivamente. Los porcentajes de
remoción para dichas concentraciones fueron de 80,1% y 94,3%. El coagulante mostró
mayor eficiencia a un valor mayor de turbidez inicial.
Cactus: Las cactáceas son plantas emblemáticas de las zonas áridas del paisaje
tropical, donde por su baja disponibilidad de agua, distribución irregular de las lluvias,
altas temperaturas y fuerte irradiación durante todo el año, hacen de estos ambientes
hábitats muy severos. Estas especies han desarrollado características tanto
morfológicas como fisiológicas que le permiten sobrevivir en ambientes donde el agua
es un recurso limitante. Algunas características de esta familia botánica como la
orientación Este - Oeste de los cladodios de algunas Opuntias; la presencia de pelos y
espinas, las cuales amortiguan las radiación incidente; la existencia de crestas y
hendiduras en las especies columnares, que disminuyen el ángulo de incidencia de los
rayos solares y la existencia de cutículas gruesas y estomas hundidos que permiten
evitar pérdidas excesivas de agua (Trejo y col., 2003). Se ha demostrado que la
Opuntia ficus-indica como coagulante remueve de turbidez superiores al 70% durante
la potabilización de aguas de alta turbidez (Cabezas y Lizardo, 2011).
Almidón de Maíz y Yuca: Coagulantes naturales como el almidón de yuca y maíz,
se encuentra en abundancia en el reino vegetal y constituyen la mayor reserva de
carbohidratos de las plantas, los cuales pueden ser extraídos de su fuente con relativa
facilidad. Rodríguez y col. (2007) evaluaron la eficiencia de estos coagulantes
obteniendo los siguientes resultados, al utilizar el almidón de maíz, observaron que con
una dosis óptima de 20 mg/L los resultados de turbiedad, color y pH, estuvieron por
debajo de 1.0 NTU, 25 UPC y 5,38 respectivamente. Para el almidón de yuca,
observaron que para una dosis óptima de 50 mg/L los valores de turbiedad estaban en
el orden de 30 NTU, color de 60 UPC y pH de 5.43.
29
Quitina: El nombre sistemático de la quitina es β (1-4)-2-acetamido-2-desoxi-D
glucosa. Se encuentra principalmente en las conchas de crustáceos y formando parte
del exoesqueleto de los insectos, así como también en las paredes celulares de
muchos hongos, levaduras y algas. La quitina es completamente insoluble en agua o en
medio ácido. El quitosano es también un polisacárido que se encuentra en estado
natural en las paredes celulares de algunos hongos; sin embargo, su principal fuente de
producción es la hidrólisis de la quitina en medio alcalino, usualmente hidróxido de
sodio o de potasio, a altas temperaturas (Lárez, 2006).
Quitosano
Definición: el quitosano es un polisacárido de alto peso molecular que se obtiene
fundamentalmente mediante desacetilación de la quitina (N-acetilglucosamina),
insoluble en agua pero soluble en soluciones ácidas, comportándose en este medio
como un polielectrolito catiónico (Ríos y col., 2006). Es un polímero de origen natural de
amplia distribución en la naturaleza, presente en los exoesqueletos de artrópodos,
zooplancton marino, formando parte de la pared celular de algunas familias de hongos y
levaduras así como en las alas y cutículas de algunas especies de insectos (Cartaya y
col., 2009). Por su parte, Renault y col. (2009) define el quitosano como un polímero
parcialmente desacetilado obtenido de la desacetilación alcalina de la quitina, un
biopolímero extraído de las fuentes de mariscos. En la Figura 1 se aprecia los pasos
elementales en la obtención del quitosano:
Figura 1. Esquema elemental de la producción de los derivados de la quitina (Fuente: Lárez,
2003).
30 Características del quitosano en el proceso de coagulación/floculación
El principal parámetro que debe tenerse en cuenta para el diseño del modo
experimental es la solubilidad. Sin embargo, la solubilidad es un parámetro muy difícil
de controlar. El quitosano es un copolímero lineal hidrófilo con una estructura rígida que
contiene dos unidades de glucosamina y acetilglucosamina. Es insoluble en agua o
disolventes orgánicos. Sin embargo, al diluir en ácidos orgánicos como el ácido acético
y ácido fórmico y ácido inorgánicos (con la notable excepción del ácido sulfúrico), los
grupos amino libres presentes, el biopolímero se convierte en totalmente soluble. El
pKa del grupo amino de los residuos de glucosamina es de aproximadamente 6,3 y, en
medio ácido (por debajo pH 5), el quitosano se convierte en un polímero soluble en
catiónicos con alta densidad de carga. Por lo tanto, el tratamiento de quitosano con
ácidos produce grupos amino en cadena, lo que facilita la interacción electrostática
entre las cadenas del polímero y los contaminantes de carga negativa (aniones
metálicos, colorantes, compuestos orgánicos, etc.) Sin embargo, su solubilidad
depende de varios parámetros, tales como la distribución de los grupos acetil a lo largo
de la cadena macromolecular, el tipo y la concentración del ácido utilizado para disolver
el polímero, la concentración de polímero, y la fuerza iónica. Otros parámetros
importantes para el diseño de los procedimientos de coagulación/floculación con
quitosano se relacionan con las características intrínsecas física y química de la
macromolécula (es decir, pureza, hidrofilia y densidad de carga). Todas estas
características pueden afectar al rendimiento del quitosano (Renault y col., 2009).
Estructura química del quitosano
La presencia de grupos aminos (Figura 2) en la cadena polimérica ha hecho del
quitosano uno de los materiales más versátiles que se estudian desde hace ya algún
tiempo, por la posibilidad de realizar una amplia variedad de modificaciones, tales como
la reacciones de anclaje de enzimas, reacciones de injerto, obtención de películas
entrecruzadas, etc., de las cuales se obtienen materiales con propiedades adecuadas
para aplicaciones inmediatas y futuras en biotecnología, biomedicina y agricultura, entre
otros.
31 Aplicaciones del quitosano
Tratamiento de aguas residuales
El quitosano posee muchas características que lo hacen un coagulante efectivo.
Se ha empleado en el tratamiento de aguas residuales como agente floculante, agente
coagulante, tratamientos de flotación para la remoción de aceite de pescado en agua,
agentes filtrantes para piscinas y spas, remoción de metales, remoción de surfactantes,
etc (Lárez, 2003). Debido a que no es tóxico y está presente en forma catiónica a pH inferior a 6, el
quitosano se utiliza como floculante en el tratamiento de aguas residuales y como un
agente complejante en el tratamiento de aguas ricas en metales pesados. El quitosano
tiene una gran capacidad para fijar moléculas tales como pesticidas, colorantes y
proteínas. El grupo amino confiere una mayor afinidad con quitosano para formar
complejos con metales de transición que otros polisacáridos naturales. Con el fin de
proporcionar una mayor selectividad en la fijación de metales pesados, se ha
sintetizado una gran variedad de derivados de quitosano (Mesquita, 2005).
Figura 2. Estructura química de la Quitina y Quitosano. Fuente: Cárcamo (2005).
32 Otras aplicaciones
El quitosano tiene numerosas aplicaciones industriales, entre las que se
encuentran: clarificación y limpieza de aguas con proteínas y metales pesados, fibras
para industrias textiles, diferentes campos de la medicina, industria farmacéutica y de
cosméticos, membranas de ultrafiltración (Hernández, 2004). En Tabla 3 se presentan
otras aplicaciones del quitosano en la industria, la medicina, la química entre otras.
Tabla 3. Aplicaciones del Quitosano Aplicaciones Descripción
Química analítica
Aplicaciones cromatográficas, intercambiadores de iones, absorción de iones de metales pesados y absorción de ácidos, fabricación de electrodos específicos para metales, etc.
Biomedicina
Membrana de hemodiálisis, suturas biodegradables, sustituyentes artificiales de la piel, agente cicatrizante en quemaduras, sistemas liberadores de fármacos, liberación de insulina, transporte de agentes anticancerígenos, tratamiento de tumores (leucemia), control del virus del SIDA, etc.
Agricultura y
ganadería
Recubrimiento de semillas para su conservación durante el almacenamiento, sistemas liberadores de fertilizantes, aditivo para alimento de animales, en formulación de pesticidas, etc.
Adelgazantes (existe una amplia variedad de productos comerciales que ofrecen el polímero como atrapador de grasas en el estómago).
Dietéticos
Del papel, textil, alimentaria (soporte para inmovilización de enzimas en la producción de maltosa, espesante en alimentos, agente de oxidación controlada, agente preservante).
Industria Cosméticos Espumas de afeitar, cremas para la piel y el cuerpo.
Fuente: Lárez (2003).
33
CAPÍTULO II
METODOLOGÍA
Tipo de Investigación
Esta investigación se clasifica como evaluativa. Según Hurtado (1998) la
investigación evaluativa consiste en indagar si los objetivos planteados en un
determinado proyecto se alcanzan o no, y discutir cuales aspectos del proyecto que
contribuyen o entorpecen dicho objetivo. En este sentido, en esta investigación se
evaluó la eficiencia del quitosano como coagulante en el tratamiento de las aguas
asociadas a la producción de petróleo, para ello se determinaron las características
fisicoquímicas DQO, SST, SSV, A y G, hidrocarburo, turbidez y color. De esta manera
se proporciona información útil para la industria y a la comunidad científica sobre la
eficiencia del quitosano en el proceso coagulación-floculación.
Procedimiento Experimental
Preparación de la solución coagulante
Para la preparación de la solución coagulante de quitosano comercial Sigma
Chemical Co. (QC). La muestra se disolvió en ácido clorhídrico 0,10 M, preparando
soluciones al 1,0% (Divakaran y Sivasankara, 2002). Se trabajó con concentraciones de
40, 42, 44, 46 y 48 mg/L para APPP, 2, 3, 4, 5 y 6 mg/L para APPM y para APPL se
probaron concentraciones desde 0,1 hasta 120 mg/L. Para la preparación con
Policloruro de Aluminio se contó con una solución al 25% p/v, preparando una solución
patrón de 10000 mg/L, de la cual se prepararon concentraciones de 60, 90, 120, 150 y
180 mg/L para APPP; 120, 160, 200, 240 y 280 mg/L para APPM y 20, 40, 60, 80, 100
mg/L para APPL.
34 Toma de muestra
Las APP se recolectaron manualmente en el Patio de Tanques de Ulé, ubicado
en la Costa Oriental del Lago de Maracaibo, estado Zulia, Venezuela, proveniente de la
separación del agua asociada a la extracción de crudo liviano, mediano y pesado. Se
realizaron tres muestreos simples a la salida de los tanques de almacenamiento
temporal de las APP. Para determinar los parámetros turbidez, color, alcalinidad, pH,
DQO, fósforo, nitrógeno total Kjeldahl (NTK), SST, sólidos suspendidos volátiles (SSV)
y cloruros, las muestras se almacenaron en recipientes plásticos de 20 L, mientras para
los parámetros aceites y grasas (A y G) e hidrocarburos se emplearon envases de vidrio
de 350 mL conservados con ácido sulfúrico, las muestras se trasladaron al laboratorio y
se refrigeraron a 4°C para su conservación.
Proceso de coagulación
La evaluación de la coagulación se llevó a cabo utilizando un aparato de Prueba
de Jarra modelo PB-700; se agregó 1 L de APP, a cada uno de los seis vasos de
precipitado de 1000 mL, tomando uno de estos como control. Posteriormente, se
procedió a agregar el coagulante, al iniciar el mezclado rápido (100 rpm, 1min); se
agregaron en cinco de los vasos de precipitado las diferentes dosis de coagulante
usando una pipeta, se aplicó luego el mezclado lento (30 rpm, 30 min), se finalizó el
proceso con la fase de sedimentación (30 min). Los ensayos se realizaron por triplicado,
a una temperatura de 25 ± 1 °C. Los parámetros fisicoquímicos de cada una de las
muestras, se determinaron antes y después del tratamiento. Para determinar la
concentración óptima se consideró la menor concentración del coagulante que remueva
el mayor valor de hidrocarburo. Las muestras para la determinación de los parámetros
de estudios después del tratamiento, fueron tomadas del sobrenadante de cada jarra en
dos frascos de 250 mL, discriminados así, para la determinación de A y G e
hidrocarburos se tomó una muestra por cada jarra y fue conservado con ácido sulfúrico,
mientras que para determinar los parámetros turbidez, color, pH, DQO, SST, SSV se
tomó otro recipiente de la misma capacidad, ambos fueron conservados a 4º C.
35 Determinación de los parámetros fisicoquímicos
Para la caracterización de las APP se determinó la turbidez, color, alcalinidad,
pH, DQO, hidrocarburos, fósforo, NTK, SST, A y G, SSV y cloruros fueron establecidos
por los métodos estándar (APHA y col., 1998). Mientras que los parámetros DQO,
hidrocarburos, turbidez, color, A y G, SST, SSV y pH se analizaron antes y después del
tratamiento de coagulación para evaluar la efectividad del quitosano, siguiendo la
misma metodología antes mencionada. Todos se describen a continuación.
Demanda Química de Oxígeno (DQO) (5220-B)
Para la determinación de la DQO se empleó el método colorimétrico. Se
prepararon tubos de digestión agregando 1 mL de solución de dicromato de potasio
0,025N, 3 mL de ácido sulfúrico (H2SO4) y trazas de sulfato de plata (Ag2SO4). Luego se
adicionaron en cada tubo 2 mL de la muestra, para el control y la muestra de las APPL
y APPM, también se preparó un blanco agregando 2 mL de agua destilada. Los tubos
se colocaron en un equipo para digestión (HACH) por reflujo a 150ºC durante 2 h. Las
lecturas se realizaron en un espectrofotómetro UV-Vis (HACH DR/2800) a una longitud
de onda de 600 nm.
Fósforo Total (P) (4500-P)
Para la determinación del P se empleó el método colorimétrico. Se midieron 50
mL de muestra en un cilindro graduado y se agregaron en un vaso de 50 mL,
seguidamente se digestó a 150ºC con 2,5 mL de H2SO4 al 30% y 0,5 g de persulfato de
sodio hasta alcanzar 10 mL de extracto. Posteriormente, se aplicó el método Molibdato-
Vanadato para procesar el extracto, neutralizando y agregándole una gota del indicador
fenoltaleína para lograr el desarrollo del color rosado, seguidamente se adicionó una
gota de H2SO4 al 30%, se filtró por gravedad y se llevó a volumen de 50 mL en un balón
aforado.
Se midieron 25 mL del extracto y se adicionó 1 mL del reactivo
vanadatomolibdato, se agitó y se dejó en reposo durante 10 a 30 minutos para el
36 desarrollo del color. Las lecturas de absorbancia se realizaron en el espectrofotómetro
UV-Vis (HACH DR/2000) a una longitud de onda de 430 nm, usando blanco como
referencia. La ecuación 1 se utilizó para determinar la concentración de P en las
muestras de agua residual.
P (mg/L) = (absorbancia – 0,0039479)/0,1164871 (1)
Nitrógeno Total Kjeldhal (NTK) (4500-Norg B)
La determinación del NTK se realizó en una unidad para digestión (TECATOR).
Se midieron 50 mL de muestra en un cilindro graduado y se trasvasaron al tubo
digestor. La digestión se llevó a cabo a 150ºC durante dos (2) horas con 2,5 mL de
solución de peróxido de hidrógeno-tiosulfato de sodio (60:40) hasta alcanzar 10 mL del
extracto. Para la destilación por arrastre de vapor se empleó una unidad destilación
(FISHER), se agregaron 25 mL de una mezcla de NaOH-Na2S3O8 al digerido. El
destilado se recogió en un matraz conteniendo 25 mL de solución de indicadores mixtos
(rojo de metilo-verde de bromocresol) y H3BO3. Finalmente, se tituló con H2SO4 (0,02 N)
hasta el cambio del color verde a morado púrpura. Para determinar la concentración de
NTK en las muestras de agua residual se aplicó la ecuación 2.
NTK (mg/L) = ((Ta –B) * 14 * Nti * 1000)/VM (2)
Dónde:
Ta: Volumen del ácido gastado en la titulación de la muestra (mL).
B: Volumen del ácido gastado en la titulación del blanco (mL).
Nti: Normalidad del titulante.
14: Factor de conversión.
VM: Volumen de Muestra (mL).
Sólidos Suspendidos Totales y Volátiles (SST y SSV) (2540B y 2540E)
Para la determinación de los SST y SSV se empleó el método gravimétrico,
usando una balanza analítica Mettler (Toledo Al2O4), papel de filtro con fibra de vidrio y
37 cápsulas de aluminio. Se filtraron por succión 50 mL de muestra a través papel de filtro
previamente pesado en una cápsula de aluminio hasta peso constante (P1), las
cápsulas se introdujeron en un horno (Memmert) con un rango de temperatura de 103-
105ºC durante una hora. Luego se dejaron enfriar en un desecador hasta peso
constante (P2). Seguidamente las cápsulas se introdujeron en una mufla (Thermolyne
SYBRON 48000 Furnace) a 550ºC durante 15 minutos y luego se dejaron enfriar en un
desecador hasta peso constante (P3). Las ecuaciones 3 y 4 permitieron determinar las
concentraciones de SST y SSV respectivamente, en las muestras de agua residual.
SST (mg/L) = (P2 – P1) x 106/VM (3)
SSV (mg/L) = (P2 – P3) x 106/VM (4)
Dónde:
P1: Peso de la cápsula, a temperatura ambiente, (g).
P2: Peso del residuo + cápsula, a 103-105ºC, (g).
P3: Peso del residuo + cápsula, a 500ºC, (g).
VM: Volumen de Muestra (mL). Aceites y Grasas (A y G) (5520-B)
Para la determinación de los A y G se utilizó el método gravimétrico. Se
agregaron 180 mL de muestra en un balón de separación, luego se adicionaron 2 mL
de ácido clorhídrico y 30 mL de xileno como solvente. Posteriormente se realizó el
proceso de extracción, se repitió la extracción dos veces más con 15 mL del solvente,
recolectando en un vaso de precipitado previamente secado y pesado (P4), previa
filtración en papel de filtro conteniendo Na2SO4, la fase orgánica. Se dejó evaporar
hasta alcanzar peso constante (P5). La ecuación 5 permitió determinar la concentración
de A y G.
A y G (mg/L) = (P5 – P4) x 106/VM (5)
Dónde:
38
P4: Peso del vaso de precipitado (g).
P5: Peso del vaso de precipitado + muestra (g).
VM: Volumen de Muestra, (mL).
Hidrocarburos (5520-F)
Para la determinación de hidrocarburos se utilizó el método gravimétrico. Se
agregaron 180 mL de muestra en un balón de separación, luego se adicionaron 2 mL
de ácido clorhídrico y 30 mL de xileno como solvente. Posteriormente se realizó el
proceso de extracción, se repitió la extracción dos veces más con 15 mL del solvente,
recolectando en un vaso de precipitado previamente secado y pesado (P6), previa
filtración en papel de filtro conteniendo silicagel, la fase orgánica. Se dejó evaporar
hasta alcanzar peso constante (P7). La ecuación 6 permitió determinar la concentración
de hidrocarburos.
Hidrocarburos (mg/L) = (P7 – P6) x 106/VM (6)
Dónde:
P6: Peso del vaso de precipitado (g).
P7: Peso del vaso de precipitado + muestra (g).
VM: Volumen de Muestra, (mL).
pH (4500-H+)
El pH se determinó a través del método potenciométrico, usando un pH-metro
(Orion Research 611), con electrodo de vidrio, calibrado con soluciones buffers de pH 4
y 7. Se midieron 50 mL de muestra en un matraz de 250 mL, se introdujo electrodo del
pH-metro hasta obtener la lectura constante.
39 Turbidez (2130B)
Para medir la turbidez se tomaron 25 mL de la muestra previa agitación y se
llevaron al Hatch DR-2000, seleccionando el método 750, a una longitud de onda de
450 nm, calibrado con el blanco (agua destilada), arrojando la medida de la turbidez.
Alcalinidad (2320-B)
La alcalinidad se determinó por el método potenciométrico. Se midieron 50 mL
de muestra en un matraz de 250 mL se introdujo un magneto y el electrodo del pH-
Metro (Orion Research 611). Se adicionó H2SO4 (0,02 N) gota a gota hasta obtener la
lectura de pH igual a 4,3 unidades. La ecuación 7 permitió determinar la concentración
de alcalinidad en las muestras de agua residual.
Alcalinidad (mg CaCO3/L) = V x Nti x Pe CaCO3 x 1000/VM (7)
Dónde:
V: Volumen de ácido gastado (mL).
Nti: Normalidad del ácido (0,02 N).
Pe CaCO3: Peso equivalente del CaCO3, (50 mg/meq).
VM: Volumen de Muestra (mL).
Color (2120)
Para determinar el color se tomaron 10 mL de la muestra y se mide el porcentaje
de absorbancia en el espectrofotómetro UV-Vis (HACH DR 2800), previamente
calibrado con agua destilada, la lectura arrojada es comparada con la curva de
calibración del equipo, determinando el resultado de color.
40 Cloruros 4500-Cl- B.
Se utilizó una muestra de 100 mL. Para la muestra de APPM se añadieron 3 mL
de suspensión de Al(OH)3 por su elevado contenido de color, se mezcló, y se dejó
sedimentar. Se añadió 1,0 mL de solución indicadora de K2CrO4. Titulando con AgNO3
patrón hasta un punto final amarillo rosado. Se estandarizó el AgNO3 titulante y se
estableció el valor del blanco de reactivos por el método de titulación descrito
anteriormente.
mg Cl- /L = [(C – D) x N x 35.450] * 10 / mL muestra. (8)
Donde:
C = mL valoración para la muestra,
D = mL valoración para el blanco, y
N = normalidad de AgNO3.
Procesamiento de datos
Para los parámetros fisicoquímicos A y G, DQO, SST, SSV, N, P, cloruros,
alcalinidad y pH se determinaron siguiendo las metodologías descritas por triplicado,
mientras que las concentraciones de A y G e hidrocarburo se realizaron en dos
repeticiones. Los valores obtenidos se sometieron a un análisis estadístico descriptivo
calculando la media, mediana y desviación estándar, con la finalidad de evaluar la
reproducibilidad de los resultados. También se realizó correlación a nivel de
significancia 0,05 entre los parámetros, empleando el programa estadístico comercial
SPSS (Statistical Package for the Social Sciences). En la caracterización de las APP los
valores representan el promedio de las muestras simples con su respectiva desviación
estándar.
Los resultados de las pruebas de coagulación, se analizaron estableciendo cual
fue la concentración de coagulante que presentó la mayor remoción o que mejor se
comportó respecto a parámetros como DQO, SST, SSV, A y G, hidrocarburos, turbidez
y color, así como los que presentaron mayor capacidad clarificadora. Se realizaron
figuras de comportamiento describiendo los valores promedios obtenidos en cada
prueba.
41
CAPÍTULO III
ANÁLISIS Y DISCUSIÓN DE LOS RESULTADOS
En este capítulo se presentan los resultados, su análisis y discusión, la
información se ordenó según los objetivos planteados. Se presentan las características
de las APP en función de los parámetros fisicoquímicos evaluados y el comportamiento
de los parámetros antes y después del tratamiento con los coagulantes.
Características fisicoquímicas de las aguas asociadas a la producción de petróleo
Las características fisicoquímicas en los diferentes tipos de aguas de producción
de petróleo (APP) se presentan en la Tabla 4, donde se observa una diferencia en los
parámetros estudiados. Comparando estos resultados con la normativa ambiental
vigente para descargas a cuerpos de aguas (Gaceta Oficial, 1995) se comprueba que
los parámetros de pH, nitrógeno y fósforo se encuentran dentro de los valores
permisibles a diferencia de los cloruros que superan el valor límite de descarga 1000
mg/L.
En términos generales los parámetros más críticos arrojados en la
caracterización para esta investigación en los diferentes efluentes APPP, APPM y APPL
son la DQO, A y G e hidrocarburos, toda vez que en comparación con la legislación
actual ningún tipo de estas aguas estudiadas cumplen con los límites máximos de
descarga, arrojando los siguientes promedios para DQO 355, 3533, 1516, mg/L, para A
y G 100, 2049 y 42 mg/L y para hidrocarburos 51, 1882 y 37 mg/L respectivamente.
Estos resultados sustentan la necesidad de evaluar tecnologías destinadas a mejorar la
calidad de los efluentes petroleros para su disposición final a cuerpos de aguas
naturales.
En cuanto a SST y color para las APPP y APPL los resultados estuvieron por
debajo del límite permisible de la norma ambiental 80 mg/L y 500 UC respectivamente,
características que difieren por completo de las APPM para las cuales se lograron
valores de 1040 mg/L y 60720 UC. Las APPP y APPL caracterizadas en esta
investigación pueden considerarse como aguas diluidas presentan baja turbidez 52 y 26
42 NTU respectivamente, los resultados fueron diferentes para las APPM donde se
obtuvieron valores de turbidez de 8323 NTU. Las APPM pueden ser consideradas como
aguas con concentraciones elevadas de contaminantes, lo cual se puede corroborar
con los resultados obtenidos con parámetros como A y G, hidrocarburos, SST y SSV.
Tabla 4. Parámetros fisicoquímicos de las aguas de producción de petróleo asociados a la extracción de crudo liviano, mediano y pesado antes del tratamiento con quitosano. Parámetros Tipos de Agua de Producción
APPP APPM APPL Gaceta Oficial
(1995) pH 8,08 8,33 7,82 6‐9 Turbidez (NTU) 52,7 8323,30 26 NR Color (UC) 438,7 60720,0 183,16 500 DQO (mg/L) 355,17 3533,35 1516,51 350 Aceites y Grasas (mg/L) 100,1 2049,80 42,03 20 Hidrocarburo (mg/L) 51,86 1882,30 37,13 20 SST (mg/L) 70 1040,65 57,35 80 SSV (mg/L) 54 961,35 34,68 NR Alcalinidad (mg CaCO3/L) 1085 3630 3023 NR Nitrógeno (mg/L) 12,4 8,4 15,96 40* Fósforo (mg/L) 1,8 3,2 2,1 10 Cloruros (mg/L) 1234 1323 1453 1000 APPP: aguas asociadas a la extracción de crudo pesado. APPM: aguas asociadas a la extracción de crudo mediano. APPL: aguas asociadas a la extracción de crudo liviano. NR: no reportado. *Nitrógeno total.
Todos estos tipos de aguas asociadas a la producción de petróleo mostraron en
algunos de sus parámetros diferencias al compararlas con las reportadas por otros
investigadores (Caldera y col. 2009, Rojas y col. 2008, Gutiérrez y col. 2007). Estos
resultados indicaron la variación en las APP debido quizás a cambios ocurridos en la
industria petrolera en cuanto a la producción de crudo.
Análisis de los tratamientos realizados en los diferentes tipos de APP
A continuación se realiza el análisis y la discusión de los resultados de los dos
tratamientos realizados para las diferentes APP. En primer lugar se destaca la eficiencia
en el tratamiento con el coagulante natural (quitosano), seguido de la eficiencia en
43 tratamiento con el coagulante sintético (policloruro de aluminio). Eficiencias evaluadas
para la reducción de la DQO, A y G, hidrocarburo, SST, SSV, turbidez y color.
Eficiencia del quitosano en aguas asociadas a la producción de petróleo
Como se mencionó en el capítulo metodológico para el tratamiento de los
diferentes tipos de APP se mantuvieron constantes el volumen de reacción (1 litro), la
temperatura (25 ± 1 °C) y el proceso de coagulación-floculación y sedimentación, con
un control para simular el proceso sin adición del coagulante.
Eficiencia del quitosano en APP
Se trabajó con concentraciones de 40, 42, 44, 46 y 48 mg/L para APPP, 2, 3, 4, 5
y 6 mg/L para APPM y para APPL se probaron concentraciones desde 0,1 hasta 120
mg/L.
Eficiencia en Aguas de Producción de Petróleo Pesado (APPP) Remoción de la turbidez de las APPP
Después del tratamiento de las APPP con distintas concentraciones de quitosano
comercial (40, 42, 44, 46 y 48 mg/L) se obtuvieron valores de turbidez residual con poca
variación, fluctuando entre 12,0 y 12,7 NTU. Por otra parte, las remociones de turbidez
son superiores al 70% a cualquier concentración del coagulante como se observa en la
Figura 3, hubo una tendencia regular, sin aumentos o disminuciones, a medida que se
aumentó la concentración del coagulante. Caldera y col. (2009) encontraron remociones
menores, alcanzándose hasta un 56% cuando evaluaron APPP con turbidez inicial de
140 NTU aplicando quitosano comercial, después de filtrar la remoción alcanzó 90%.
44
Figura 3. Comportamiento de la remoción de turbidez durante la aplicación del quitosano a APPP.
Remoción de Color de las APPP
La determinación de este parámetro no está contemplada en el cumplimiento de
la legislación Venezolana vigente para descargas. No obstante, su medida es
importante, pues constituye una de las características organolépticas determinante, que
puede indicar la remoción de otros parámetros de interés. Asimismo, su análisis en el
proceso de coagulación-floculación puede dar una idea de la eficacia de los
coagulantes de estudio.
Como se puede observar en la Figura 4, las remociones de color muestran
tendencia similar a las observadas para la turbidez con el mismo tratamiento del
coagulante, fluctuando entre 78,7% y 80,9% obteniéndose un remanente de color entre
70,7 y 78,7 unidades. Renault y col. (2009) indican que el quitosano es eficiente para la
remoción de color desde aguas aceitosas.
Comportamiento del pH en APPP
Los valores de pH no presentaron variación manteniéndose entre 7,9 y 8,0
unidades durante el tratamiento con QC, este valor se encuentra en el rango (6-9)
establecido en las normativas venezolanas para descargas a cuerpos de agua (Gaceta
45 Oficial, 1995). Rojas y col. (2008) encontraron valores de pH parecidos (7,6-8,0) para
APP.
Figura 4. Comportamiento de la remoción de color durante la aplicación del quitosano a APPP. Remoción de DQO de las APPP
Comparando con la normativa para descarga a cuerpos de aguas (Gaceta,
Oficial, 1995) se puede apreciar que esta variable en la muestras de APPP y el control
(340 y 311mg/L, respectivamente) está en el rango que exige la legislación Venezolana
(350 mg/L).
El quitosano no fue efectivo para remover DQO de las APPP lográndose
remociones hasta 12,5% para la dosis de 48 mg/L de QC obteniendo un remanente de
298 mg/L esta baja remoción podría estar asociada a que fenómeno de
desestabilización de coloides, que se efectuó con la adición de quitosano no actuaron
eficientemente sobre la hidrófila de las partículas coloidales mediante mecanismos de
agregación (Vázquez, 1994).
Remoción de Aceites y Grasas (A y G) de las APPP
En la Figura 5 se observa el rango de remoción entre 39% y 59% de A y G,
encontrándose las mayores remociones para las concentraciones de QC de 42 mg/L
con remanentes de A y G de 39 mg/L. Comparando con la normativa para descarga a
46 cuerpos de aguas (Gaceta, Oficial, 1995) se puede apreciar que la concentración
remanente supera los 20 mg/L, sin embargo el quitosano demuestra que aunque no es
un producto que remueve el 100% de A y G se puede utilizar para disminuir el índice de
contaminación presente en las APPP (Caldera y col., 2009). En la investigación
realizada por Pacheco y col. (2009) se obtuvieron resultados parecidos a los
encontrados en esta investigación en la remoción de grasas, logrando una remoción de
40% después del tratamiento con quitosano para aguas de cola centrifugada de la
industria sardinera.
Figura 5. Comportamiento de la remoción de A y G durante la aplicación del quitosano a APPP.
Remoción de Hidrocarburos de las APPP
Las concentraciones de hidrocarburos disminuyeron a 3 mg/L cuando se aplicó la
concentración de QC de 48 mg/L, con porcentajes de remoción de 90% (Figura 6). Esta
concentración fue considerada como óptima en este estudio debido a que los
hidrocarburos representan el parámetro más importante a remover en este tipo de agua
residual. Después del tratamiento con todas las concentraciones de coagulante se
obtuvieron valores menores al establecido en la normativa ambiental venezolana
(Gaceta Oficial, 1995). Esto demuestra la eficiencia del quitosano para remover
compuestos aceitosos de las aguas residuales. Similares resultados presentó Caldera y
col. (2009) quienes obtuvieron con una menor concentración menor (36 mg/L) de QC
remociones de hidrocarburos de 70% en APPP.
47
Figura 6. Comportamiento de la remoción de hidrocarburos durante la aplicación del quitosano a APPP.
Remoción de Sólidos Suspendidos Totales (SST) de las APPP
Para SST se lograron remociones muy parecidas entre 55% y 61% para las
concentraciones de 42, 44, 46 y 48 mg/L respectivamente (Figura 7), lográndose
obtener una concentración remanente entre 16 y 18 mg/L. Cabe destacar que la
muestra de esta variable presenta una concentración menor a lo establecido en la
legislación Venezolana (Gaceta Oficial, 1995), 80 mg/L. Remociones parecidas a estas
obtuvieron Rojas y col. (2008), en un sistema FAD en el tratamiento de APP, mostrando
porcentaje de remoción de 72% de sólidos suspendidos a 40 psi y 40% de reciclo. Por
su parte, Pacheco y col. (2009) obtuvieron resultados menores, logrando una remoción
de 25% de SST después del tratamiento con quitosano para aguas de cola centrifugada
de la industria sardinera.
Remoción de Sólidos Suspendidos Volátiles (SSV) de las APPP
Para este parámetro la remoción máxima se obtuvo con la concentración de 42
mg/L de quitosano (Figura 8), obteniéndose un remanente de 12 mg/L de SSV y una
remoción del 68%. Para las otras concentraciones del coagulante se puede observar un
48 descenso en la remoción de este parámetro obteniéndose remanentes en el orden de
15 y 22 mg/L, alcanzándose remociones entre 41% y 63%.
Figura 7. Comportamiento de la remoción de SST durante la aplicación del quitosano a APPP.
Figura 8. Comportamiento de la remoción de SSV durante la aplicación del quitosano a APPP.
Por otra parte, al comparar los parámetros evaluados no se observó correlación
significativa entre ellos. Se observó diferencia significativa (p < 0,05) entre los
tratamientos que recibieron QC con respecto al control para todos los parámetros
evaluados. Adicionalmente se observó diferencia significativa para los parámetros A y
G, hidrocarburos y DQO con respecto a las concentraciones de QC aplicadas, mientras
49 que la turbidez y el color presentaron el mismo comportamiento para todas las
concentraciones de QC (p > 0,05).
Eficiencia en Aguas de Producción de Petróleo Mediano (APPM)
Remoción de la turbidez de las APPM
Las APPM presentaron una turbidez alta promediando la muestra 8533 NTU;
después del tratamiento con QC las remociones oscilaron entre 90 y 95% a
concentraciones de quitosano comercial de 2, 3, 4, 5, 6 mg/L (Figura 9). Con la menor
concentración del coagulante (2 mg/L) se alcanzó la mayor remoción de turbidez
obteniéndose un remanente de 446 NTU. Evidencias indican que el quitosano es uno
de los biomateriales con excelentes características coagulantes para procesos de
tratamiento de las aguas residuales de alta turbidez y alcalinidad (Lárez, 2006).
Resultados parecidos obtuvieron Rojas y col. (2008) reportando remociones de turbidez
en APP de más del 90% durante el tratamiento con polímeros catiónicos; mientras que
Selmer y col. (1996), refieren 90% de remoción de turbidez presente en aguas
residuales de industrias lácteas después del tratamiento con quitosano.
Figura 9. Comportamiento de la remoción de turbidez durante la aplicación del quitosano a APPM.
50 Remoción de Color de las APPM
Este parámetro presentó un valor promedio de 62393 UC para la muestra, en el
tratamiento para las diferentes concentraciones del coagulante (2, 3, 4, 5 y 6 mg/L) se
lograron remociones de 95%, 94%, 95%, 92% y 90% respectivamente (Figura 10),
reflejando un remanente de color de 3334 y 3442 unidades para la concentración de 4 y
2 mg/L, respectivamente.
Figura 10. Comportamiento de la remoción de color durante la aplicación del quitosano a
APPM.
Comportamiento del pH en APPM
Los valores de pH fueron constantes tanto para la muestra como para los
diferentes tratamientos con QC (8,1 unidades). El quitosano no agrega mucho a la
salinidad del agua tratada y es utilizable a pH alcalino (Renault y col., 2009). También
se ha demostrado que la eficiencia del quitosano para la remoción de turbidez en el
proceso de coagulación-floculación está directamente relacionada con el pH del agua a
tratar, mostrando mejores resultados a valores de pH entre 7,0 y 7,65 (Rizzo y col.,
2008).
51 Remoción de DQO de las APPM
Después del tratamiento con QC se obtuvieron remociones de DQO inferiores a
60% (Figura 11), mostrando un mejor resultado la concentración de 4 mg/L de
quitosano, donde se obtuvo un remanente de 1505 mg/L alcanzándose una remoción
del 56%. Comparando con la normativa para descarga a cuerpos de aguas (Gaceta,
Oficial, 1995) se puede apreciar que para esta variable a pesar de la remoción obtenida
no cumple con en el rango que exige la legislación Venezolana (350 mg/L). Las
propiedades de coagulación y floculación del quitosano se pueden utilizar para eliminar
partículas suspendidas inorgánicas u orgánicas, así como las sustancias orgánicas
disueltas (Renault y col., 2009).
Figura 11. Comportamiento de la remoción de DQO durante la aplicación del quitosano a APPM.
Remoción de Aceites y Grasas (A y G) de las APPM
Después de la sedimentación en la prueba de jarra este parámetro mostró un
remanente de 405 mg/L equivalente a una remoción del 80% para la concentración de
QC de 4 mg/L (Figura 12). La remoción para esta variable estuvo en el rango de 66% y
80%. Estos resultados pueden ser explicados sobre la base de la densidad de carga del
quitosano, el cual tiene una alta densidad de carga en comparación con los otros
coagulantes (Ravi, 2000). Por lo tanto, requiere una dosificación más baja para
52 desestabilizar el aceite. Esto demuestra que el quitosano es un coagulante muy efectivo
para eliminar el contenido de aceites y grasas de las APPM. Lárez (2006) demostró que
el quitosano actúa como floculante para la remoción de partículas coloidales sólidas y
aceites. Por su parte, Rojas y col. (2008) refieren que los polímeros catiónicos
remueven aceites y grasas de las APP.
Figura 12. Comportamiento de la remoción de A y G durante la aplicación del quitosano a
APPM. Remoción de Hidrocarburos de las APPM
Las concentraciones de hidrocarburos disminuyeron de 1846 mg/L antes del
tratamiento hasta remanentes de 278, 258, 220, 321 y 548 mg/L para las
concentraciones de quitosano de 2, 3, 4, 5, 6 mg/L, respectivamente. Mostrando el
mejor porcentaje de remoción (88%) cuando se aplicó la concentración de QC de 4
mg/L (Figura 13). Esta concentración fue considerada como óptima por la importancia
que tiene la remoción de este parámetro en este tipo de agua residual. Se pudo
apreciar que después de los procesos de coagulación-floculación y sedimentación
valores mayores al establecido en la normativa ambiental venezolana (Gaceta Oficial
1995), a pesar de la alta remoción obtenida. Ahmad y col. (2006) reportaron remociones
de aceite de 70% para concentraciones de 300 mg/L de quitosano durante el
tratamiento de efluentes provenientes de la obtención de aceite de palma. Esto
53 demuestra la eficiencia del quitosano para remover compuestos aceitosos de las aguas
residuales.
Figura 13. Comportamiento de la remoción de hidrocarburo durante la aplicación del quitosano
a APPM.
Remoción de Sólidos Suspendidos Totales (SST) de las APPM
Las concentraciones iniciales para la muestra y el control estuvieron en el orden
de 1117 y 1091 mg/L respectivamente, mostrándose una remoción natural después del
proceso de sedimentación de 2,4% para jarra control. En tratamiento para las
concentraciones de 2, 3, 4, 5 y 6 mg/L de QC se lograron remociones muy parecidas
que fluctuaron entre 76% y 83% con respecto a la muestra (Figura 14), obteniéndose
concentraciones remanentes entre 191 y 272 mg/L. La concentración de QC de 4 mg/L
el 83% de los SST presentes en las APPM. Cabe destacar que a pesar de la alta
remoción obtenida en el tratamiento esta variable presenta una concentración mayor a
lo establecido en la legislación Venezolana (Gaceta Oficial, 1995) 80 mg/L. Genovese y
González (1998) obtuvieron resultados diferentes en aguas residuales de pesca
tratadas con quitosano como coagulante, la remoción máxima de 26% a 28% de sólidos
totales se obtuvo a pH 5,5 y dosificación de coagulante de 60 mg/L.
54
Figura 14. Comportamiento de la remoción de SST durante la aplicación del quitosano a APPM.
Remoción de Sólidos Suspendidos Volátiles (SSV) de las APPM
Para este parámetro la remoción máxima se obtuvo con las concentraciones de 3
y 4 mg/L de quitosano, obteniéndose un remanente de 155 y 177 mg/L de SSV con
remociones entre 83% y 85%, para las otras concentraciones del coagulante se
obtuvieron remanentes que fluctuaron entre 211 y 245 mg/L, lográndose remociones
entre 76% y 80%. Lárez (2006) demostró que el quitosano actúa como floculante para
la remoción de partículas coloidales sólidas. Por su parte Ahmad y col. (2006)
encontraron remociones de sólidos suspendidos del 99% para una concentración de
quitosano de 500 mg/L en aguas aceitosas de efluentes de aguas asociadas a la
producción de aceite de palma.
Adicionalmente, comparando los tratamientos se observó diferencia significativa
para los parámetros evaluados en función de la concentración de QC aplicada.
También se observó diferencia significativa (p < 0,05) entre los tratamientos que
recibieron QC con respecto al control para todos los parámetros evaluados. Se observó
una alta correlación positiva entre la turbidez y las concentraciones de QC aplicadas;
mientras que las concentraciones de hidrocarburos presentaron menor correlación. Por
otra parte, la remoción de turbidez estuvo correlacionada positivamente con la remoción
de hidrocarburos.
55
Figura 15. Comportamiento de la remoción de SSV durante la aplicación del quitosano a APPM.
Eficiencia en Aguas de Producción de Petróleo Liviano
Comportamiento del pH en APPL
Los valores de pH no presentaron variación manteniéndose entre 7,7 y 7,9
unidades durante el tratamiento con QC, este valor se encuentra en el rango (6-9)
establecido en las normativas venezolanas para descargas a cuerpos de agua (Gaceta
Oficial, 1995). Rojas y col. (2008) encontraron valores de pH parecidos (7,6-8,0) para
APP. También se ha demostrado que la eficiencia del quitosano para la remoción de
turbidez en el proceso de coagulación-floculación esta directamente relacionada con el
pH del agua a tratar, mostrando mejores resultados a valores de pH entre 7,0 y 7,65
(Rizzo y col., 2008). A pesar de que el pH fue favorable para este tratamiento se
mostraron remociones inferiores al 15%, para los parámetros evaluados, encontrándose
la mayor remoción en A y G e hidrocarburos con un promedio de un 12% para el
tratamiento de 48 mg/L de QC. Para los otros parámetros de estudio la remoción fue
inferior a esta. Esto pudo deberse a que el fenómeno de desestabilización de coloides,
que se efectúo con la adición de quitosano no actuaron eficientemente sobre la hidrófila
de las partículas coloidales mediante mecanismos de agregación (Vázquez, 1994).
56 Comparación de la eficiencia del quitosano en los tres tipos de APP
Las APP mostraron características fisicoquímicas diferentes, variables que
fueron determinantes en la mejor concentración del coagulante para la remoción de los
parámetros turbidez, color, DQO, A y G, hidrocarburos, SST y SSV. Se pudo comprobar
que el quitosano es más efectivo en aguas con alta turbidez y alcalinidad, como son las
APPM que presentaron una turbidez promedio de 8533 NTU y una alcalinidad de 3630
mg CaCO3/L con pH promedio de 8,1, revelando remociones muy altas para los
parámetros de estudio (94%, 95%, 56%, 80%, 88%, 83% y 83%, respectivamente) con
dosis de 4 mg/L de quitosano. Esta dosis resultó ser la mejor dosis en el proceso, para
la cual se obtuvo la remoción más alta la muestra la DQO con 56%. Sin embargo, este
valor de DQO se considera bajo, esto pudo deberse a que no se usó una cantidad
óptima de sulfato de mercurio para inhibir los cloruros.
Las APPP presentaron turbidez promedio de 53 NTU, alcalinidad de 1085 mg
CaCO3/L tres veces menor a las APPM y pH alcalino de 8,0 unidades, corroborando
que son aguas diluidas con turbidez baja con una relación con las APPM 1:161 NTU,
características que redujeron la eficiencia del quitosano, arrojando resultados de
remoción de turbidez, color, DQO, A y G, hidrocarburo, SST y SSV de 76%, 79%,
12,5%, 58%, 90%, 55% y 41% respectivamente, para una concentración óptima de 48
mg/L. A pesar de la baja turbidez el quitosano tuvo una efectividad parecida a las APPM
en los parámetros hidrocarburos, color y turbidez.
Las APPL presentaron una turbidez promedio muy baja 26 NTU dos veces
menor que las APPP (relación 2:1), 3023 mg CaCO3/L en alcalinidad muy parecidas a
las APPM y pH alcalino de 7,8 unidades parecido. Las muestras de este tipo de agua
son muy diluidas lo que fue determinante para que el quitosano no tuviera efectividad.
Evidencias indican que el quitosano es eficiente en aguas residuales de alta turbidez y
alcalinidad (Lárez, 2006).
Eficiencia del Policloruro de aluminio (PAC) en el tratamiento de APP
La variable de operación que se modificó en este experimento para las APP fue
la dosis del coagulante con ensayos de concentraciones para las APPP de 60, 90, 120,
150, 180 mg/L, para APPM la dosificación fue de 120, 160,140, 180, 220 mg/L y para
57 APPL se probaron concentraciones de 20, 40, 60, 80 y 100 mg/L, manteniéndose
constantes el volumen de reacción (1 litro), la temperatura (25 ± 1 °C) y el control.
Eficiencia en Aguas de Producción de Petróleo Pesado (APPP)
Remoción de la turbidez de las APPP
En la Figura 16 se representan los resultados obtenidos en la determinación de
la turbidez cuando se prueban diferentes dosis del coagulante en las condiciones de
operación determinadas. En ellos se observa que el PAC como agente coagulante
consigue una reducción lineal con las diferentes dosis estudiadas (60, 90, 120, 150, 180
mg/L), como se puede observar la remoción de la turbidez es directamente proporcional
a la concentración del PAC, mostrando una alta correlación positiva, obteniéndose
remociones de 73%, 78%, 84%, 86%, 89% respectivamente, como resultado del
proceso se obtiene un remanente entre 9 y 21 NTU. Se observó diferencia significativa
(p < 0,05) entre los tratamientos que recibieron PAC y con respecto al control.
Figura 16. Comportamiento de la remoción de la turbidez durante la aplicación del PAC a
APPP.
Remoción del color de las APPP
Después del tratamiento de las APPP con distintas concentraciones de
policloruro de aluminio (60, 90, 120, 150, 180 mg/L) se obtuvieron valores de color
58 residual que fluctuó entre 49 y 140 UC, mostrando remociones superiores al 70% a
cualquier concentración del coagulante, la mayor remoción (90%) se obtuvo a la mayor
concentración del PAC 180 mg/L como se observa en la Figura 17. Por otra parte, se
observó una tendencia constante, aumentando las remociones a medida que se
aumentó la concentración del coagulante (correlación positiva entre la concentración y
la remoción de color). Además, la remoción de color y turbidez presentaron una
correlación altamente significativa.
Figura 17. Comportamiento de la remoción de color durante la aplicación del PAC a APPP.
Remoción de DQO de las APPP
Para concentraciones del coagulante de 60, 90, 120, 150, 180 mg/L se
obtuvieron remanentes de 164, 162, 163, 171, 145 mg/L, comparado con la muestra
cuya concentración fue de 370 mg/L. Se consiguieron remociones de hasta un 61%
mostrándose una mayor efectividad con la mayor concentración del coagulante (Figura
18). El control mostró después de todo el proceso de coagulación-floculación una
concentración de 293 mg/L revelando una remoción natural del 21%. Las
concentraciones obtenidas después del tratamiento cumplen con la legislación
Venezolana para descarga a cuerpos de aguas 350 mg/L (Gaceta Oficial, 1995).
59
Figura 18. Comportamiento de la remoción de DQO durante la aplicación del PAC a APPP.
Remoción de Aceites y Grasas (A y G) de las APPP
Como se puede apreciar en la Figura 19, la dosis de coagulante menor (60 mg/L)
arrojó la mayor remoción de A y G (71%), sin embargo, no se observó diferencia
significativa (p > 0,05) entre los tratamientos con PAC obteniéndose remociones en el
rango 65% y 71%. El control mostró remociones muy baja, solo un 5%. El policloruro
demuestra que es un producto que puede ser usado para la remoción de A y G.
Resultados diferentes obtuvieron Ahmad y col. (2006) en aguas asociadas a la
producción de aceite de palma utilizando una concentración de 6000 mg/L de PAC
obtuvieron eliminación del 99% de aceite.
Figura 19. Comportamiento de la remoción de A y G durante la aplicación del PAC a APPP.
60 Comportamiento del pH en APPP
Las modificaciones de pH fueron muy pocas en función de las dosis del
coagulante ensayado. Después del tratamiento las muestras presentaron valores de pH
entre 7,9 y 8,0; esto pudo ocurrir debido a que el policloruro presentar una hidrólisis con
poca acidez, lo que conlleva una menor reducción de pH.
Remoción de Hidrocarburo de las APPP
Se obtuvo un alto porcentaje de remoción para todos los tratamientos de estudio
(60, 90, 120, 150, 180 mg/L), los valores promedio variaron entre 78 y 83% (Figura 20).
Las concentraciones de hidrocarburos disminuyeron a un rango de 14 - 16 mg/L cuando
se aplicó la concentración de PAC, mostrando la mejor remoción a una concentración
de 90 mg/L, con porcentaje de remoción de 83%. Esta concentración fue considerada
como mejor en este estudio debido a que los hidrocarburos es el parámetro más
importante a remover en este tipo de agua residual. Después del tratamiento con todas
las concentraciones de coagulante se obtuvieron valores menores al establecido en la
normativa ambiental venezolana (Gaceta Oficial, 1995). Esto demuestra la eficiencia del
PAC para remover compuestos aceitosos de las aguas residuales. Resultados
superiores obtuvieron Ahmad y col. (2006) en aguas asociadas a la producción de
aceite de palma con concentración inicial de 2000 mg/L utilizando una concentración
mayor de PAC (6000 mg/L) obteniendo una eliminación del 99% de aceite.
Figura 20. Comportamiento de la remoción de hidrocarburo durante la aplicación del PAC a
APPP.
61 Remoción de SST de las APPP
Para los SST se obtuvieron remociones bajas en el rango de 34% a 54% para las
concentraciones de coagulante evaluadas (Figura 21). Después del tratamiento las
concentraciones remanentes estuvieron en entre 45 - 65 mg/L, menores a lo
establecido en la legislación Venezolana (Gaceta Oficial, 1995) 80 mg/L. Se observó
una correlación negativa entre las concentraciones de los SST y las de PAC, indicando
que a mayor concentración del coagulante mayor remoción de SST. Remociones
superiores encontraron Ahmad y col. (2006) en sólidos suspendidos evaluando la
eficiencia del PAC en aguas aceitosas de efluentes de aguas asociadas a la producción
de aceite de palma logrando hasta un 93% para una concentración de PAC de 6000
mg/L.
Figura 21. Comportamiento de la remoción de SST durante la aplicación del PAC a APPP.
Remoción de SSV de las APPP
Para los SSV la remoción estuvo directamente proporcional a la concentración
del coagulante (Figura 22), mostrando mayores remociones de SSV a mayores
concentraciones de PAC, obteniéndose para la máxima concentración de 180 mg/L un
remanente de 29 mg/L de SSV (58%), para las otras concentraciones del coagulante se
obtuvieron remanentes que fluctuaron entre 35 - 41 mg/L, lográndose remociones entre
42% y 51%.
62
Figura 22. Comportamiento de la remoción de SSV durante la aplicación del PAC a APPP. Eficiencia en Aguas de Producción de Petróleo Mediano
Remoción de la turbidez de las APPM
El efecto de remoción de la turbidez tiene una variación poco significativa
variando desde entre 96% a 99% para las concentraciones de PAC evaluadas, se
observó una correlación positiva entre la concentración de PAC y el porcentaje de
remoción de turbidez, indicando que la mayor concentración del coagulante (280 mg/L)
alcanzó la mayor remoción (99%), obteniéndose un remanente de 107 NTU. Estos
valores indican que el PAC fue eficiente para remover valores de turbidez altos (8113
NTU) presentes en las APPM.
Figura 23. Comportamiento de la remoción de turbidez durante la aplicación PAC a APPM.
63 Remoción del color de las APPM
El color presentó valor promedio elevado de 59047 UC para la muestra, sin
embargo, se lograron remociones que fluctuaron entre 96% - 99% (Figura 24) reflejando
un remanente de color de 734 unidades para la concentración de 280 mg/L de PAC. El
comportamiento del color fue similar a la turbidez, mostrando además estos parámetros
una correlación altamente significativa.
Figura 24. Comportamiento de la remoción de color durante la aplicación del PAC a APPM.
Remoción de DQO de las APPM
Como se muestra en la Figura 25 a medida que se incrementa la dosis mejora la
remoción de DQO. Se observaron remociones de DQO con valores que fluctuaron entre
64%-79% para las concentraciones de coagulante evaluadas, mostrando un mejor
resultado la concentración de 280 mg/L de PAC donde se obtuvo un remanente de 761
mg/L alcanzándose una remoción del 79%. Se observó diferencia significativa (p < 0,05)
entre los tratamientos con respecto al control y a la concentración de 120 mg/L. El
control alcanzó una remoción del 6% dejando un residuo con respecto a la muestra de
3403 mg/L. Comparando con la normativa para descarga a cuerpos de aguas (Gaceta,
Oficial, 1995) se puede apreciar que para esta variable a pesar de la remoción obtenida
con los tratamientos no se cumple con el rango que exige la legislación Venezolana
(350 mg/L).
64
Figura 25. Comportamiento de la remoción de DQO durante la aplicación del PAC a APPM.
Remoción de A y G de las APPM
Como se muestra en la Figura 26 la remoción mostró poca variación (p > 0,05)
para todos los tratamientos, manteniéndose en el rango de 86%-87%. La mayor
remoción (87%) se obtuvo para las concentraciones de PAC de 120 mg/L obteniéndose
un remanente de 279 mg/L. Se puede apreciar que el PAC es un coagulante efectivo
para la remoción de A y G. Por otra parte, se obtuvo una efectividad de un 2% lo que
indica que el proceso sin adición de coagulante no es eficiente para la remoción de este
parámetro. Hay dos mecanismos por los cuales las altas dosis de coagulante puede
favorecer la coagulación: por aumento de la concentración del hidróxido del metal
precipitado y por agrupamiento de partículas formando agregados por el mecanismo de
coagulación por barrido o “sweep-floc” (Sánchez, 2007). Además se ha demostrado que
el PAC puede desestabilizar gotas de aceite y destruir emulsiones (Ahmad y col., 2006).
Remoción de Hidrocarburo de las APPM
Las concentraciones de hidrocarburos disminuyeron hasta 186 mg/L cuando se
aplicaron las concentraciones de PAC entre 120-160 mg/L, con porcentajes de
remoción de 89%-90% (Figura 27). No se observó diferencia significativa (p > 0,05)
entre los tratamientos con PAC. Se consideró la menor concentración (120 mg/L) como
la mejor dosis en este estudio, para la cual se obtuvo una remoción del 90%. Después
del tratamiento con todas las concentraciones de coagulante se obtuvieron valores
65 mayores al establecido (20 mg/L) en la normativa ambiental venezolana (Gaceta Oficial
1995). Sin embargo, se puede considerar que el PAC es un coagulante efectivo para la
remoción de hidrocarburos. Resultados parecidos obtuvieron Ahmad y col. (2006) en
aguas asociadas a la producción de aceite de palma utilizando una concentración de
6000 mg/L de PAC obteniendo una eliminación del 99% de aceite.
Figura 26. Comportamiento de la remoción de A y G durante la aplicación del PAC a APPM.
Figura 27. Comportamiento de la remoción de Hidrocarburo durante la aplicación del PAC a APPM.
Remoción de SST de las APPM
Para SST se lograron remociones muy parecidas entre 88%-92% para las
concentraciones evaluadas (Figura 28), lográndose obtener concentraciones
66 remanentes entre 75 y 113 mg/L obteniendo el mejor resultado (92%) para la
concentración de 200 mg/L del coagulante. Cabe destacar que para esta concentración
de coagulante los SST presentan una concentración menor (75 mg/L) a lo establecido
en la legislación Venezolana (Gaceta Oficial, 1995) 80 mg/L.
Figura 28. Comportamiento de la remoción de SST durante la aplicación del PAC a APPM.
Remoción de SSV de las APPM
Como se muestra en la Figura 29 la remoción máxima de SSV se obtuvo con la
concentración de 280 mg/L de PAC, obteniéndose un remanente de 20 mg/L de SSV
removiéndose un 98%. Para las otras concentraciones del coagulante se obtuvieron
remanentes que fluctuaron entre 25-42 mg/L, lográndose remociones entre 95-97%.
Figura 29. Comportamiento de la remoción de SSV durante la aplicación del PAC a APPM.
67 Comportamiento del pH en APPM
El pH inicial del agua fue de 8,5, este disminuyó después del tratamiento con
PAC hasta 8,2; este valor se encuentra en el rango 6-9 establecido en las normativas
venezolanas para descargas a cuerpos de agua (Gaceta Oficial, 1995).
Eficiencia en Aguas de Producción de Petróleo Liviano
Remoción de turbidez de las APPL
El comportamiento de la remoción de turbidez se muestra en la Figura 30, se
observa una tendencia a aumentar a medida que se incrementó la concentración de
PAC. Se obtuvieron remociones en el rango de 82% a 95%. La turbidez inicial de las
APPL disminuyó de 36 NTU a 1,7 NTU para la concentración de 100 mg/L de PAC. La
turbidez del control fue de 27 NTU arrojando un resultado del 26% en remoción.
Figura 30. Comportamiento de la remoción de turbidez durante la aplicación del PAC a APPL.
Remoción de color de las APPL
El color para las diferentes concentraciones del coagulante (20, 40, 60, 80, 100
mg/L) tuvo un comportamiento similar a la turbidez lográndose remociones que
fluctuaron entre 74-81% (Figura 31), reflejando un remanente de color de entre 39 y 55
68 UC mostrando que para las concentraciones de policloruro 80 y 100 mg/L se obtuvo la
mayor remoción de color 81%.
Figura 31. Comportamiento de la remoción de turbidez durante la aplicación del PAC a APPL.
Comportamiento del pH en APPL
La variación de pH en las muestras de APPL con la adición de las diferentes
dosis del coagulante PAC varió entre 7,6 y 7,3 unidades. Este valor se encuentra en el
rango (6-9) establecido en las normativas venezolanas para descargas a cuerpos de
agua (Gaceta Oficial, 1995).
Remoción de DQO de las APPL
Como se muestra en la Figura 32, después del tratamiento para este tipo de
agua se observaron remociones de DQO con valores que fluctuaron entre 37% - 42%
para las concentraciones de PAC evaluadas, mostrando un mejor resultado la
concentración de 100 mg/L de PAC, donde se obtuvo un remanente de 869 mg/L y una
remoción del 42%. Comparando con la normativa para descarga a cuerpos de aguas
(Gaceta, Oficial, 1995) se puede apreciar que para esta variable a pesar e la remoción
obtenida no cumple con en el rango de que exige la legislación Venezolana (350 mg/L).
69
Figura 32. Comportamiento de la remoción de DQO durante la aplicación del PAC a APPL.
Remoción de A y G de las APPL
Como se muestra en la Figura 33 para dosis bajas de coagulante la reducción de
remoción A y G es mínima. Este parámetro mostró remociones diferentes en todos los
tratamientos (20, 40, 60, 80, 100 mg/L) mostrando una correlación positiva significativa
con las concentraciones de PAC, se observó que a medida que aumenta la
concentración del coagulante se incrementa la remoción de A y G, estando en el rango
de 47-81%. Para la concentración de 100 mg/L de PAC se obtuvo un remanente de A y
G de 8,1 mg/L. Comparando con la normativa para descarga a cuerpos de aguas
(Gaceta Oficial, 1995) se puede apreciar que la concentración remanente es inferior a
los 20 mg/L, lo que demuestra que el PAC es un producto que puede ser usado para la
remoción de A y G presentes en las APPL.
Figura 33. Comportamiento de la remoción de A y G durante la aplicación del PAC a APPL.
70 Remoción de Hidrocarburo de las APPL
Las concentraciones de hidrocarburos disminuyeron a 1 mg/L cuando se aplicó
una concentración de PAC de 100 mg/L, con porcentajes de remoción de 98% (Figura
34). Es necesario destacar que después de los tratamientos con las diferentes
concentraciones del coagulante (20, 40, 60, 80, 100 mg/L) se obtuvieron valores
menores al establecido en la normativa (20 mg/L) ambiental venezolana (Gaceta Oficial
1995). En este caso la mejor dosis fue la concentración 20 mg/L, si lo que se quiere es
cumplir con la legislación y minorar costos de tratamiento. Se demuestra que el PAC es
efectivo para la remoción de hidrocarburos en aguas tanto concentradas como diluidas
relacionadas con la producción de petróleo.
Figura 34. Comportamiento de la remoción de Hidrocarburo durante la aplicación del PAC a APPL.
Remoción de SST de las APPL
Para SST se lograron remociones diferentes que fueron variando a medida que
aumentaba la concentración del coagulante (Figura 35), lográndose obtener una
concentración remanente de SST entre 14 y 40 mg/L obteniendo el mejor resultado
para la concentración de 100 mg/L del coagulante, alcanzando una remoción de 75%.
Cabe destacar que para esta variable la muestra presenta una concentración menor (59
mg/L) a lo establecido en la legislación Venezolana (Gaceta Oficial, 1995) 80 mg/L.
71
Figura 35. Comportamiento de la remoción de SST durante la aplicación del PAC a APPL.
Remoción de SSV de las APPL
Como se muestra en la Figura 36 para los SSV la remoción máxima se obtuvo
con la concentración de 100 mg/L de PAC, obteniéndose un remanente de 5 mg/L de
SSV removiéndose un 83%, para las otras concentraciones del coagulante se
obtuvieron remanentes que fluctuaron entre 7-16 mg/L, lográndose remociones entre
48-78%.
Figura 36. Comportamiento de la remoción de SSV durante la aplicación del PAC a APPL.
72 Comparación de eficiencias de coagulantes para los tratamientos de las APP
Comparaciones de coagulantes para APPP
Las comparaciones descritas a continuación para las APPP se realizaron
teniendo en cuenta tratamientos con las mismas concentraciones (40, 42, 44, 46 y 48
mg/L) para los dos tipos de coagulantes: QC y PAC.
Después del tratamiento de las APPP con los dos coagulantes evaluados, se
obtuvieron remociones turbidez del 77% para el QC obteniendo la mayor eficiencia para
42 mg/L, por el contrario el PAC arrojó menores resultados con la mayor concentración
del coagulante 48 mg/L logrando una eficiencia del 61%. Lo que demuestra que el QC a
menor concentración es más eficiente que el PAC para la remoción de este parámetro.
Los derivados de quitosano poseen una serie de grupos funcionales responsables de la
unión de los contaminantes, ya sea por productos químicos y/o la adsorción física. Los
resultados pueden ser explicados principalmente sobre la base de la densidad de carga
más alta de quitosano requiriendo dosis más bajas para desestabilizar a la solución
(Ahmad y col., 2006).
El color tuvo un comportamiento parecido a la turbidez mostrando remociones
superiores al 78% para todas las concentraciones del quitosano, mostrando poca
variación en la remoción de este parámetro alcanzándose hasta un 81% para una
concentración de 42 mg/L, por el contrario el policloruro de aluminio arrojó menores
resultados con la mayor concentración del coagulante 48 mg/L obteniéndose un 60% de
remoción. Resultados parecidos obtuvo Renault y col. (2009) demostraron que el
quitosano como coagulante natural dio lugar a la mayor extracción de color en
comparación con los polímeros sintéticos.
El pH de las muestras antes y después de los tratamientos con los coagulantes
no tuvo una gran variación manteniéndose un pH alcalino en un rango de 7,7-8,2; este
valor se encuentra en el rango (6-9) establecido en las normativas venezolanas para
descargas a cuerpos de agua (Gaceta Oficial, 1995). Rojas y col. (2008) encontraron
valores de pH parecidos (7,6-8,0) para APP. Renault y col. (2009) informan que las
actuaciones de quitosano dependen de las variables de proceso tales como la dosis de
73 quitosano, la velocidad de la mezcla y el pH. La dosis óptima de quitosano es menor en
soluciones ácidas.
Para la DQO los resultados fueron completamente diferentes en los tratamientos
con QC y PAC, encontrándose remociones de hasta 12,5% para una concentración de
48 mg/L de quitosano y 48% a una concentración de 42 mg/L de PAC, obteniéndose
para el QC un remanente de 298 mg/L. Sin embargo, la baja eficiencia en remoción es
suficiente para cumplir con el rango que exige la legislación venezolana (350 mg/L). El
policloruro de aluminio es más eficaz a un rango de pH más amplio (Ahmad y col.,
2006).
Las remociones de A y G estuvieron en el orden del 59% para una concentración
de 42 mg/L de quitosano y de 62% para la misma concentración de PAC, estos
resultados mostraron resultados parecidos para los dos tipos de coagulantes. Ahmad y
col. (2006) informaron que los polielectrolitos han demostrado ser eficaz como
tratamiento previo coagulante para separar aceites y grasas. Sin embargo, el uso de
este coagulante ha sido cuestionada. Estos coagulantes crean lodos activados
peligrosos que contiene aluminio residual que puede causar efectos secundarios
cuando se libera en el curso de aguas superficiales. Se ha señalado que la ingesta de
grandes cantidades de sal de aluminio puede causar la enfermedad de Alzheimer. El
quitosano también reacciona con mayor rapidez al aceite residual en comparación con
coagulantes inorgánicos.
Las remociones de hidrocarburos fueron diferentes en los tratamientos con QC y
PAC, siendo más eficiente el polímero natural mostrando una eficiencia de remoción de
90% a una concentración de 48 mg/L, por su parte con el polímero inorgánico se obtuvo
una remoción del 70% para la misma concentración. Estos resultados pueden
explicarse sobre la base de la densidad de carga. El Quitosano tiene una alta densidad
de carga en comparación con los otros coagulantes. Por lo tanto, requiere una
dosificación más baja para desestabilizar el aceite (Ahmad y col., 2006).
Para los SST existen diferencias importantes después de los tratamientos,
revelando eficiencias de remoción de hasta el 61% para una concentración de 46 mg/L
de quitosano, mientras que el PAC mostró una remoción del 37% a una concentración
de 48 mg/L.
74 Comparaciones entre coagulantes para APPM
En las pruebas de coagulación-floculación realizadas en el laboratorio para este
tipo de agua no se encontraron remociones en concentraciones iguales para los
coagulantes de estudio, mostrándose una discrepancia en la mejor dosis para la
remoción de los parámetros analizados, a continuación se compara las eficiencias
encontradas para concentraciones de quitosano de 2, 3, 4, 5, 6 mg/L y de PAC de 120,
160, 200, 240, 280 mg/L.
Para turbidez y color se puedo apreciar que ambos coagulantes lograron
remociones superiores al 90%, mostrándose poca variación en la remoción de este
parámetro, observándose mejores resultados con la menor concentración del quitosano
2 mg/L con 95% en remoción, con el policloruro se obtuvo la misma remoción para la
concentración de 120 mg/L, siendo esta 60 veces mayor que la del quitosano (1:60). Lo
que demuestra que el quitosano a menor concentración es más eficiente que el
policloruro de aluminio para la remoción de estos parámetros.
El pH de las muestras antes y después de los tratamientos con los coagulantes
no tuvo una gran variación manteniéndose un pH alcalino en un rango de 8,1-8,5; este
valor se encuentra en el rango (6-9) establecido en las normativas venezolanas para
descargas a cuerpos de agua (Gaceta Oficial 1995). Rojas y col. (2008) encontraron
valores de pH diferentes (7,6-8,0) para APP. Renault y col., (2009) informan que las
actuaciones de quitosano dependen de las variables de proceso tales como la dosis de
quitosano, la velocidad de la mezcla y el pH.
Para la DQO los resultados fueron diferentes en los tratamientos entre uno y otro
coagulante, encontrándose remociones de hasta 56% para una concentración de 4
mg/L de quitosano y 79% a una concentración de 240 mg/L de PAC. Cabe destacar que
a una concentración menor de PAC (100 mg/L) se obtuvo una remoción parecida a la
del quitosano de 54% encontrándose una relación entre coagulantes de 1:25 Lo que
comprueba que el policloruro de aluminio fue más efectivo a una concentración mayor
que el quitosano (1:60). Renault y col. (2009) señalan que la presencia de cloruro de
sodio en la solución ayuda al fenómeno de coagulación y llegaron a la conclusión de
que el principal mecanismo es el puente químico en lugar de neutralización de la carga.
75
Las remociones de A y G estuvieron en el orden del 80% para una concentración
de 4 mg/L de quitosano y de 86% para una concentración de 120 mg/L de PAC, este
parámetro mostró eficiencias parecidas para los dos tipos de coagulantes obteniéndose
una relación 1:30. Ahmad y col. (2006) estudiando la eliminación de aceite residual en
efluentes de aceite de palma por quitosano, demostraron que el quitosano requiere
dosis más bajas para desestabilizar el residuo de petróleo, principalmente por los
mecanismos de neutralización de la carga, mientras que la dosis necesaria para el
alumbre y el PAC fueron 10 veces más que en quitosano. El quitosano también
reacciona con mayor rapidez al aceite residual en comparación con coagulantes
inorgánicos, por otra parte, los flóculos producidos por quitosano aparecen rápidamente
y crecen rápidamente para formar flóculos más grandes que los sedimentos fácilmente.
Para hidrocarburos el comportamiento fue muy parecido al de A y G mostrando
resultados parecidos en la remoción de este parámetro de estudio, con la diferencia en
concentraciones del coagulante manteniéndose la relación 1:30, se obtuvo resultados
para el quitosano a 4 mg/L de un 88% de remoción y para el policloruro de 90% a una
concentración de 120 mg/L.
En cuanto a los SST y SSV para ambos coagulantes se obtuvieron remociones
superiores al 80%, obteniéndose para el quitosano en ambos parámetros remociones
del 83% para la mejor concentración (4 mg/L), el PAC alcanzó remociones parecidas
(88%) a 120 mg/L para SST y a la misma concentración removió el 95% de los SSV.
Comparaciones entre coagulantes para APPL
Para este tipo de agua diluida el quitosano no fue eficiente mostrando
remociones inferiores al 15%, por el contrario para el PAC se obtuvieron remociones
superiores al 40% para todos los parámetros, resaltándose entre estos la remoción de
98% de hidrocarburos, 81% de A y G y 42% de DQO a una concentración de 100 mg/L.
Esto demuestra que el PAC es eficiente tanto en aguas concentradas como en aguas
diluidas.
76
CONCLUSIONES
Sobre la base a los resultados se pueden resaltar las siguientes conclusiones:
1. Las características fisicoquímicas de las aguas de producción de petróleo
asociadas a la extracción de petróleo liviano (APPL), mediano (APPM) y pesado
(APPP) difieren en todos los parámetros evaluados.
2. Las pruebas realizadas a las APPP y las APPM mostraron concentraciones
óptimas de quitosano de 48 y 4 mg/L respectivamente, no fue posible establecer
dosis para las APPL dado a que no se obtuvo remoción de hidrocarburos en el
proceso.
3. El quitosano es más eficiente en aguas con turbidez alta por tal razón en el
tratamiento de las APPM se obtuvo mayor remoción en todos los parámetros de
estudio. Caso contrario mostró en las APPP donde la eficiencia disminuyó debido
a lo diluido de la muestra, siendo comprobado a un más con las APPL donde no
es eficiente, dado a que son aguas con turbidez muy baja.
4. El parámetro que mostró menor eficiencia en el tratamiento con quitosano fue la
DQO, debido quizás que la cantidad de sulfato de mercurio usada no pudo
precipitar los cloruros.
5. En el tratamiento de las APPP y APPM se pudo comprobar que el quitosano no
solo es eficiente en aguas residuales con pH bajos en el proceso de coagulación-
floculación, dado a que tuvo un buen comportamiento en muestras concentradas
ligeramente alcalinas.
6. El quitosano a menor concentración es más eficiente que el policloruro de
aluminio para la remoción de partículas orgánicas e inorgánicas en aguas con
turbidez alta.
7. El policloruro de aluminio es eficiente en todas las APP desde muy diluidas hasta
muy concentradas.
77
RECOMENDACIONES
Para la industria petrolera y a futuras investigaciones se recomienda:
1. El uso del quitosano para el tratamiento de las APPP y APPM.
2. Para los ensayos de mejor dosis realizar un solo muestreo, de esta forma se
evitará los cambios permanentes que se presentan en este tipo de industrias en
los parámetros de las APP.
3. Determinar los cloruros para los diferentes tipos de APP.
4. Realizar una evaluación adicional a esta investigación que implique ensayos a
diferentes concentraciones de sulfato de mercurio para la prueba de DQO y
obtener una dosis recomendada a ser usada para la precipitación.
5. Realizar estudios donde se aplique el quitosano como coagulante en aguas
superficiales y otros tipos de aguas residuales con alta turbidez.
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REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS
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