Remoción del arsénico en el agua para bebida y

International Congress
Mexico City, 20-24 June 2006
Natural Arsenic in Groundwaters of Latin America
Remoción del arsénico en el agua para bebida
y biorremediación de suelos
M.L. Castro de Esparza
Centro Panamericano de Ingeniería Sanitaria y Ciencias del Ambiente (CEPIS-SB/SDE/OPS)
Urbanización Camacho, La Molina, Lima, Perú
Varios países de América han reportado la existencia de población expuesta
crónicamente a concentraciones de arsénico en agua de bebida, superiores a las previstas por la
normatividad de los países. Es el caso de Canadá, Estados Unidos, Chile, Perú, Bolivia, México, El
Salvador y Nicaragua. Algunos de estos países han resuelto total o parcialmente el problema de
disposición de tecnología, dependiendo de que la población afectada fuera rural o urbana.
Existen alrededor de 14 tecnologías para remover arsénico del agua con eficiencias de 70 a 99%.
Los métodos de coagulación-floculación y ablandamiento con cal, son los más usados en grandes
sistemas y no exclusivamente para remover el arsénico. En pequeños sistemas puede aplicarse el
intercambio iónico, alúmina activada, ósmosis inversa, nanofiltración y electrodiálisis inversa. Las
tecnologías emergentes son: arena recubierta con óxidos de hierro, hidróxido férrico granular,
empaques de hierro, hierro modificado con azufre, filtración con zeolita, adición de hierro con
filtración directa y remoción convencional de hierro y manganeso.
En América Latina, los estudios han estado orientados al uso de la coagulación química: con
sulfato de aluminio, cal hidratada y polielectrolito de sodio, y han logrado tenores de arsénico a
0,12-0,15mg/L. Con coagulación directa sobre filtro y con coagulación-floculación han logrado
alcanzar valores bajo 0,05mg/L. En la remoción mediante adsorción han empleado hematitas y
materiales con alto contenido de hierro y superficies de carga positiva (arcilla verde natural, arcillas
activadas, zeolita natural y activada y carbón de hueso).
Chile es el país con más experiencia en el tratamiento de agua para distribución urbana; cuentan
con cuatro plantas de remoción de arsénico del agua de abastecimiento (0,40 mg/L) que tratan en
conjunto 2.000 L/s y producen agua potable con 0,040 mg As/L. Han evaluado la mejora del
sistema agregando ósmosis inversa (postratamiento) y desalinización. En el Perú, hay una planta de
remoción de arsénico que trata el agua con cloruro férrico y ácido sulfúrico.
El CEPIS-SB/SDE/OPS ha desarrollado y patentado el producto ALUFLOC que es una mezcla de
oxidante, arcillas activadas y coagulante (sulfato de aluminio o cloruro férrico). Es una metodología
simple y de bajo costo que permite remover a nivel domiciliario el arsénico natural presente en las
aguas subterráneas que son usadas como agua de bebida por la población rural. Se lograron niveles
de remoción de hasta 98%, usando como coagulantes Al2(SO)3. y FeCl3.
Para la remediación de suelos de zonas contaminadas, se ha estudiado la capacidad de algunos
vegetales para absorber y concentrar las sustancias tóxicas. La Universidad de Florida ha identificado un
helecho que absorbe arsénico del suelo contaminado que hiper acumula este elemento.
En las tecnologías de recuperación y estabilización de arsénico en lodos, suelos y residuos de
actividades industriales, por lo general estos son precipitados con cal y soda cáustica. Luego, por
separación, sedimentación y/o filtración. En México, han obtenido un compuesto de arsénico insoluble
que también se puede emplear como materia prima en la formulación de productos solidificados para ser
RESUMEN:
usados en construcción o dispuestos en un relleno sanitario (Sandoval, 2000).
Para afrontar la problemática del agua de bebida, se debe tener en cuenta las características de las
fuentes, la adecuación del agua, forma de distribución y/o consumo y las variantes de la tecnología a
emplear, sobre la base de las características propias del lugar.
En los países de América Latina existe experiencia y capacidad para el desarrollo de tecnología, pero
limitada por la carencia de recursos financieros, facilidades y sobre todo políticas de estado que faciliten
y orienten el desarrollo de la tecnología, que conlleve a la solución efectiva de problemas o satisfacción
de las necesidades existentes.
La población más afectada se encuentra dispersa en el área rural; consume agua sin ningún
tratamiento y desconoce el riesgo al que está expuesta. Es necesario desarrollar estudios piloto en
forma permanente y sostenida, hasta lograr una solución definitiva cuya implementación pueda
recomendarse al ejecutar programas nacionales de remoción de arsénico en el agua de bebida.
1 INTRODUCCIÓN
Varios países de América han reportado la existencia de población expuesta crónicamente a
concentraciones de arsénico en agua de bebida, superiores a las admitidas. Tal es el caso de Canadá,
Estados Unidos, Chile, Perú, Bolivia, México y El Salvador. Algunos de estos países han resuelto
total o parcialmente el problema dependiendo fundamentalmente de que la población afectada fuera
rural o urbana.
El presente documento recopila la información disponible sobre el tratamiento de agua con
arsénico, a fin de mostrar una gama de las posibilidades de tratamiento existentes. Se complementa
con el documento sobre “Presencia de Arsénico en el Agua de Bebida en América Latina y su
Efecto en la Salud Pública” presentado por la autora en este mismo Congreso.
2 TRATAMIENTO DEL AGUA
En general, el tratamiento de agua potable está orientado a remover color, turbiedad y microorganismos
de origen fecal. Esta remoción se logra a través de una combinación adecuada de procesos:
coagulación-floculación-sedimentación-filtración y desinfección. Pero cuando se desea remover
elementos químicos del agua, como el arsénico, es necesario recurrir a métodos más complejos, como
los señalados en el cuadro:
Cuadro 1.Técnicas empleadas para la remoción de arsénico
• Óxido reducción
• Separación sólido- líquido:
-Ablandamiento con cal
-Coagulación - Adsorción - filtración
Coagulación-Adsorción
Coagulación- Filtración
Con sales de hierro y aluminio
Presencia de hierro y manganeso
Hidróxido férrico granular
Hierro con filtración directa
Alúmina activada
- Intercambio iónico
• Separación física
Electrodiálisis inversa
Osmosis inversa y nano filtración
• Procesos biológicos
Fuente: propia.
Existen alrededor de 14 tecnologías para remover arsénico del agua con eficiencias que van
desde 70 hasta 99%. Los métodos de coagulación – floculación y ablandamiento con cal, son los
más usados en grandes sistemas y no exclusivamente para remover el arsénico (Sandoval, 2000). En
pequeños sistemas pueden aplicarse el intercambio iónico, alúmina activada, ósmosis inversa,
nanofiltración y electrodiálisis inversa. Las tecnologías emergentes son las de arena recubierta con
óxidos de hierro, hidróxido férrico granular, empaques de hierro, hierro modificado con azufre,
filtración con zeolita, adición de hierro con filtración directa y remoción convencional de hierro y
manganeso.
En la mayoría de casos la eficiencia del proceso elegido depende de la concentración inicial,
estado de oxidación del arsénico y el pH. También se está estudiando la acción catalítica de la luz y
el uso de bacterias y esporas.
A continuación se describen algunos métodos para remover arsénico.
2.1 Oxidación/Reducción
Mediante este proceso se oxida el arsenito a arsenato para mejorar su remoción en procesos
complementarios. Se puede usar cloro, dióxido de cloro, ozono y permanganato de potasio.
La oxidación catalítica del As+3 es posible en presencia de óxido de cobre, carbón activado y
radiación UV. Uno de los inconvenientes de este proceso es el tiempo de reacción. También es
posible su oxidación biológica (Madiec, Cepero, Mozziconacci, 2000) y por medio de la acción
catalítica de la luz (Clido, Nieto, Ponce, Rodriguez, Solís y Estrada, 2003).
2.2 Separación sólido/líquido
Los procesos de precipitación, coprecipitación, adsorción e intercambio iónico pueden transferir el
arsénico de la fase disuelta a la fase sólida. En algunos casos el sólido que provee la superficie de
adsorción es grande y fijo, por ejemplo, granos de resina de intercambio iónico, por lo cual se
requiere una separación adicional. Los sólidos formados in situ (a través de precipitación o
coagulación) deben separarse del agua por sedimentación ó filtración.
Precipitación: El arsénico disuelto es transformado en un sólido de baja solubilidad y removido
por sedimentación y filtración, por ejemplo la precipitación del arsenato de calcio; también durante
la coagulación y floculación pueden coprecipitar algunos compuestos disueltos como el arsénico,
para luego ser removidos por filtración.
Adsorción e intercambio iónico: Diversos materiales sólidos incluidos flóculos de hidróxido de
hierro y aluminio pueden adsorber el arsénico por un mecanismo de adsorción de las superficies y
de esta manera ser removidos del agua. El intercambio iónico involucra el desplazamiento
reversible de un ión ligado a una superficie sólida por los iones As+5 y As+3. Puede considerarse
como una forma especial de adsorción, aunque con frecuencia se examina en forma separada.
2.2.1 Ablandamiento con cal
El ablandamiento con cal es un proceso similar a la coagulación con sales metálicas. La cal
Ca(OH)2 se hidroliza y reacciona con el ácido carbónico para formar carbonato de calcio, el cual
actúa como el agente adsorbente en la remoción de arsénico. Este proceso es típicamente usado solo
con aguas muy duras y con tratamiento a pH en el rango de 10 a 12 (Johnston, Heinjnen, Wurzel,
2001) Esta técnica no es apropiada para sistemas pequeños debido al alto costo (EPA, 1997).
La remoción (pruebas de jarras) de arsénico As+5 del agua (río, pozo y corriente) con una
concentración desde 0,1 a 20 mg/L es de 40-70%. Para un rango de pH 9-10 incrementa la
eficiencia de la remoción cuando el ablandamiento con cal es seguido por coagulación con hierro.
El ablandamiento con cal a un rango de pH de 10,6-11,4 mostró una alta remoción de As+5 hasta
95% en un agua con una concentración inicial de 12 mg/L de arsénico (Kirchmer, Esparza, 1978;
Johnston, Heinjnen, Wurzel, 2001; Viraraghavan, Subramanian, Swaminathan, 1994).
El mecanismo principal en la remoción del arsénico mediante el ablandamiento de aguas que
contienen magnesio es la adsorción del arsénico dentro del hidróxido de magnesio que se forma
durante el ablandamiento. También la remoción del arsenato es excelente a pH >11, y más pobre a
pH < 10. La remoción de arsénico se mejora con la adición de hierro. Pero el carbonato disminuye
el efecto. La remoción de arsénico disminuye en presencia de cantidades traza de ortofosfato
especialmente a pH <12. Con este método la remoción del As+3 es pobre, con densidades de sorción
del arsenito en un orden de magnitud menor que para el arsenato (McNeill, Edwards, 1997;
Kirchmer, Esparza, 1978).
2.2.2 Coagulación-filtración-adsorción
La remoción de arsénico mediante la coagulación puede aplicarse combinando con filtración y/o
con adsorción, para lo cual hay que estudiar las mejores condiciones de aplicación según las
características del agua a tratar.
Coagulación-filtración
En las plantas de tratamiento de agua, el As+5 puede ser removido en forma efectiva tanto por
coagulación con sulfato de aluminio o hierro, como por los procesos de ablandamiento con cal y
soda. Los coagulantes señalados se hidrolizan formando hidróxidos, sobre los cuales el As+5 se
adsorbe y coprecipita con otros iones metálicos. De acuerdo con la literatura, aguas naturales con
gran cantidad de coloides requieren de altas concentraciones de coagulantes para lograr las
eficiencias de remoción señaladas en la siguiente tabla:
Tabla 1. Eficiencia de coagulantes en la remoción de arsénico
Coagulante
sulfato férrico Fe2(SO4)3
sulfato de aluminio Al2(SO4)3
arsenato, As+5
remoción (%)
100
90
pH
< 9.0
< 7.0
arsenito As+3
remoción (%)
20
50
pH
< 9.0
< 7.0
La remoción de arsénico con procesos convencionales de coagulación con sales de aluminio y hierro
y ablandamiento con soda son dependientes de la concentración inicial de este elemento, el pH del agua
tratada, y el tipo y la dosis del coagulante.
Tabla 2. Remoción de arsénico por coagulación
Formas
Arsenicales
Método de tratamiento
Dosis
del Concentración
coagulante
inicial (mg/L)
(mg/L)
Remoción
(%)
pH
inicial
As+5
As+3
As+3
*
FeCl3
FeCl3
FeCl3
Aereación, coagulación con
alúmina, sedimentar 6 días y
filtración
Aereación, coagulación con
FeCl3, sedimentar 10 días y
filtración
Aereación, coagulación con
alúmina, sedimentar 12 días y
filtración
Cloro (20 mg/L), oxidación,
aereación, coagulación con
FeCl3, sedimentar 20 días y
5
6
18
7
0,050
0,005
0,005
0,8
100
72
84
70
7,0
8,0
8,0
7,4
18.5
0,69
60
7,4
21
0,70
46
7,4
51
0,83
100
7
*
*
*
*
As+5
As+5
As+5
As+5
As+5
filtración
FeCl3
Cloruro férrico
Cloruro férrico
Sulfato de Aluminio
Coagulación con sulfato de
aluminio
Coagulación con sulfato férrico
Cloruro férrico
As+5
As+3,
As+5
y
arseniato de
metano
As+5
Alúmina
As+5
Sulfato férrico
As+5
Óxido de manganeso hidratado
As+3
Cloruro férrico
As+3
Cloruro férrico
As+3
Cloruro férrico
As+5
Adición de hierro
electroquímico, oxidación con
peróxido de hidrógeno,
sedimentación y filtración
As+3
As+3
As+3
As+3
As+3
As+3
As+3
As+3
As+3
As+3
*
Coagulación con sulfato férrico
Coagulación con sulfato férrico
FeCl3
Coagulación con sulfato cúprico
Coagulación con cloruro
cuproso
Coagulación con cloruro de zinc
FeCl3.6H2O
Ag2SO4
CuSO4.5H2O
Al2SO4..18H2O
KMnO4 (13.8 mg/L), oxidación,
coagulación con sulfato férrico
y filtración
30
20
40
40
60
30
1
0,045
0,045
0,043
0,043
<1–2
92
96
95
97
97
≥ 90
6,8
7,5
7,5
8
8
6,4 – 7,5
30
*
<1/2
30 – 40
> 90
90 - 95
6,4 – 7,5
5,5
>5
5
20
200
500
1000
*
0,2
0,2
0,2
31
31
31
56
97,5
97,5
76
86
92
93
99,8
7,0
7,0
7,0
10,0
10,0
10,0
6,5
10
10
10
10
10
0,2
0,2
0,2
0,2
0,2
62
75
76
88
85
7,5
7,5
7,5
7,5
7,5
10
300
625
300
300
28
0,2
100
100
100
100
0,7
84
78
82
85
73
86
7,5
8,0
8,0
8,0
8,0
7,4
Fuente: Viraraghavan, 1996
Coagulación- adsorción
La coagulación-adsorción con sales de hierro o aluminio es el método de tratamiento más
documentado tanto para la remoción de arsénico, como de los compuestos disueltos y suspendidos
del agua (arsénico, turbiedad, hierro, manganeso, fosfato y flúor). Con este método también se
pueden obtener reducciones significantes de olor, color y precursores de trihalometanos. Sin
embargo, las condiciones óptimas para remoción del arsénico dependerán de las características del
agua y del proceso de tratamiento.
Debido a la dificultad de remover As+3 por coagulación, se requiere de su oxidación a As+5. En
rangos de pH alto y bajo, la eficiencia de este método disminuye significativamente (Johnston,
Heinjnen,Wurzel, 2001). Para asegurar la remoción del arsénico, un paso importante es la filtración
(ej. uso de filtros de arena) (Cheng, Liang, Wang, Beuhler, 1994).
El sulfato de aluminio es el coagulante más usado en el tratamiento del agua debido a su bajo
costo y manejo relativamente sencillo (Avilés, Pardón, 2000), aunque también se usan otros
productos como el sulfato ferroso y férrico, clorosulfato férrico, cloruro férrico (Madiec, Cepero,
Mozziconacci, 2000), alumbre, y carbonato de magnesio. Estas sales se hidrolizan en el agua
formando hidróxidos de hierro y aluminio, los cuales producen flóculos gelatinosos que se aglutinan
facilitando el proceso de separación de los materiales disueltos y coloidales.
Los estudios realizados por Cheng et al., usando dosis de coagulantes de 10, 20 y 30 mg/L a
valores de pH de 7,0; 6,3 y 5,5 muestran que la remoción del arsénico es dependiente del pH, de la
dosis del coagulante y de la turbiedad del agua cruda. Un alto nivel de turbiedad puede afectar a la
remoción de As+5, pero esta mejora en forma significativa cuando se usan dosis óptimas de
coagulantes (para la remoción de la turbiedad) menores de 20 mg/L. De los dos coagulantes
empleados, el cloruro férrico es más efectivo que el sulfato de aluminio (considerando dosis
similares en peso). La remoción de As+5 con sulfato de aluminio es dependiente del pH (mejores
resultados a pH menores de 7), mientras que la remoción de arsénico con cloruro férrico es menos
dependiente del pH y mejora con dosis mayores del coagulante (Cheng, Liang, Wang, Beuhler,
1994).
En estudios de coagulación y adsorción para remover el arsénico mediante coagulación con
cloruro férrico y adsorción dentro de óxido férrico acuoso, se evaluó la influencia de diferentes
variables (concentración inicial del arsénico y estado de oxidación, concentración del adsorbente o
dosis del coagulante, pH y presencia de solutos inorgánicos). Se observó que en condiciones
similares la remoción del As+5 es mejor que la del As+3. Para ambas formas de arsénico la remoción
es dependiente de la dosis del coagulante y de la concentración del adsorbente. Con dosis mayores
de 5 mg/L de cloruro férrico, se obtuvieron las mejores tasas de remoción. La coagulación es
independiente de las concentraciones iniciales de arsénico, pero con concentraciones iniciales bajas
de As+3 se presenta una mejor adsorción de esta forma de arsénico. En presencia de iones sulfato y a
pH menores de 7 la remoción del As+3 es ineficiente, mientras que para la remoción de As+5 estas
condiciones no la afectan en forma significativa. En presencia de calcio y pH alto se incrementa la
remoción de As+5.
La remoción de As+5 con cloruro férrico a pH 8-9 disminuye cuando hay presencia de materia
orgánica. La eficiencia de la remoción de As+3 con cloruro férrico se afecta con la composición del
agua, la presencia de sulfato (a pH 4-5) y materia orgánica natural (a pH 4-9). Durante la remoción
del arsénico son importantes los procesos de oxidación de las formas de As+3 a As+5 y de su
adsorción del hidróxido férrico amorfo formado durante la coagulación (Hering, Chen, y Col.,
1996).
La remociones del As+5 usando las sales de hierro y aluminio (a igual concentración molar) a un
pH <7.5, son igualmente efectivas. Sin embargo, el hierro es más efectivo que el sulfato de
aluminio, en la remoción de As+3 y en la remoción de As+5 a pH>7,5, previniendo la formación de
residuos del coagulante a un pH arriba de 8. Un factor limitante en la remoción de As+5 , son las
bajas dosis de coagulante (Hering, Chen y Col., 1996).
El sulfato ferroso tiene mayor efectividad y ventajas que cloruro ferroso, debido a que los flóculos
(de buena calidad) de hidróxido de hierro formados con el sulfato ferroso ayudan a una mejor
filtración, lo que evita el lavado frecuente de los filtros. El Fe+2 es más fácil de usar y controlar que
el Fe+3 en el proceso de coagulación ya que requiere menor mantenimiento, se opera con más
facilidad y es más económico (Jekel, Seith, 2000).
Un hidrogel (hidróxido de aluminio) preparado en Alemania en base a sulfato de aluminio
hidratado, hipoclorito de calcio en polvo, hidróxido de amonio y agua destilada, puede lograr la
remoción casi total del arsénico (<0,01 mg/L) (Luján, 2001).
La remoción de arsénico As+5 con sales de lantano III es dependiente del pH y de la dosis del
coagulante. Las condiciones óptimas de trabajo están en el rango de pH 5-10 y con una dosis de
coagulante tres veces mayor o igual que la concentración de As+5. Se ha obtenido una concentración
residual menor a 0,010 mg/L y una remoción de As+5 mayor de 83% en el rango de pH de 6,5410,6 y un tiempo de reacción de cinco minutos. La remoción del As+3 se desarrolla en un rango
pequeño de pH, con una eficiencia menor de 60%. Las ventajas que ofrece el uso de sales de lantano
como coagulante son su abundancia, su bajo costo, amplio rango de pH en el que trabaja, uso de
pequeñas dosis de coagulante, su baja concentración residual a dosis óptima y su rápido tiempo de
reacción (Tokunaga, Yokoyama, Wasay, 1999).
Remoción in situ de Arsénico. El arsénico en aguas subterráneas es móvil en condiciones
reductoras, pero es posible su inmovilización creando condiciones oxidantes en la superficie del
acuífero. El acuífero subterráneo ha sido usado como un reactor bioquímico natural, que no genera
residuos y lodos contaminados. La técnica es ideal para arsénico, hierro, manganeso, amonio y otras
sustancias orgánicas. Según Ahmed y Rahman, bajo condiciones reductoras, y en presencia de
sulfuro el arsénico puede precipitar formando sulfuros de arsénico insolubles (Johnston, Heinjnen,
Wurzel, 2001; Rott, Friedle, 2000).
Se ha probado la eficiencia de la remoción del arsénico de una fuente de agua por coagulación
con sales de hierro y aluminio, en dos situaciones: a) con formación de los sólidos in situ, y b) con
adición de hidróxidos preformados al agua. En donde la remoción de As+5 in situ es cinco veces
más eficiente que con el uso de los hidróxidos preformados. Esto sugiere que in situ el mecanismo
de remoción del arsénico es a través del sólido formado con una gran superficie de adsorción o por
coprecipitación.
En Alemania, en 17 pozos contaminados de un acuífero con alto contenido de arsénico, hierro (II)
y bajo pH, se inyectó 29 toneladas de permanganato de potasio, oxidando el As+3 a As+5 , que se
precipitó y adsorbió con los óxidos férricos formados. Las concentraciones de arsénico se redujeron
de 13,6 a 0,060 mg/L (Johnston, Heinjnen, Wurzel, 2001).
En otro experimento en Alemania, se recicló parte del agua suministrada (con altos niveles de
arsénico, hierro y manganeso) al acuífero llevando un agente oxidante como oxígeno atmosférico.
Con este procedimiento se obtuvieron niveles de arsénico de 0,005 mg/L y también bajos niveles de
hierro y manganeso (Rott, Friedle, 2000).
Presencia de hierro y manganeso
La geoquímica del arsénico revela que altas concentraciones de arsénico en el agua subterránea con
frecuencia están asociadas a altas concentraciones de Fe+2 y Mn+2. Las fuentes de agua que
contienen hierro y/o manganeso y arsénico pueden tratarse con procedimientos convencionales para
la remoción de Fe/Mn. Estos procesos pueden reducir significativamente el arsénico y remover el
hierro y el manganeso de la fuente de agua, con base en los mecanismos que ocurren con la adición
de hierro. Cuando la concentración natural de Fe/Mn no es suficiente para alcanzar el nivel
necesario para la remoción de arsénico, este puede adicionarse (EPA, 1997).
La oxidación para remover Fe+2 y Mn+2, conduce a la formación de hidróxidos que remueven el
arsénico soluble por reacciones de coprecipitación y adsorción. La producción de especies oxidadas
de Fe-Mn y la precipitación seguida de los hidróxidos son análogas a la coagulación “in situ” (la
cantidad de Fe o Mn removidos se traduce como la dosis de coagulante). Con Fe+2 o Mn+2 sin
oxidar no se produce la remoción de arsénico.
Cada mg/L de Fe+2 removido es capaz de adsorber 83% de un afluente de 0,022 mg/L de As+5,
produciendo un efluente de 0,0035 mg/L arsénico. La precipitación de 3 mg/L de Mn(II) podría
producir un efluente con 0,00375 mg/L de arsénico residual, en un afluente con 0,012 mg/L
(Edwards, 1994).
Para el agua subterránea con alto contenido de hierro disuelto, el tratamiento tradicional de
aireación y filtración con arena frecuentemente ofrece la reducción de arsénico al nivel sugerido por
las normas existentes.
Al adicionar un oxidante (oxígeno, peróxido de hidrógeno o permanganato de potasio) a un
reactor con agua contaminada con sulfato ferroso (considerando los procesos involucrados en el
tratamiento: adición de reactivos, mezcla, precipitación y separación sólido/líquido) que contiene un
medio de transporte inerte de granos de arena de cuarzo, se obtiene la remoción del hierro y la de
otros metales y no metales, entre ellos el arsénico en concentraciones residuales debajo de 0,0005
mg/L. Esta remoción de arsénico se mejora con la disminución del pH. Las condiciones de
tratamiento óptimas son la adición simultánea de sulfato ferroso y peróxido de hidrogeno y el
control del pH menor que 7. La ventaja de este método es que no genera residuos, solamente
gránulos con una densidad de aproximadamente 3 kg/L.
Hidróxido férrico granular
El hidróxido férrico granular es un β-FeOOH ligeramente cristalino. Éste acondicionado en una
suspensión de hidróxido de hierro, de forma irregular, cuyos granos alcanzan hasta un tamaño de 2
mm, (superficies de las partículas del hidróxido de hierro granular) adsorben As+5, en procesos casi
independientes del pH, disminuyendo la capacidad de adsorción con el incremento de este (aunque
se han obtenido buenos resultados a pH 8). Comparando con la alúmina activada, esta técnica es
mucho más eficiente ya que la carga de hidróxido de hierro granular requerido es diez veces mayor
(promedio de carga alrededor de 2 g As/kg de peso seco).
En esta superficie, además del arsénico también se adsorbe carbonato, silicato, fluoruro y fosfato.
Al comparar este método con el de floculación, se ha demostrado que este ofrece alta
confiabilidad operacional, mínimo de energía y bajos niveles de inversión en la planta, con la
desventaja de niveles de producción relativamente costosos (Jekel, Seith, 2000).
La estabilidad del As+3 en las estructuras de la goetita (α-FeOOH) ha sido evaluada mediante
técnicas de espectroscopía de absorción de rayos X y los resultados muestran que la reactividad del
As+3 con la goetita es independiente del pH y se observa la formación de complejos de As+3
bidentados, similares a otros oxianiones que también pueden ser adsorbidos. Los resultados
obtenidos de la espectroscopía de estructura fina de absorción de rayos X, mostraron que el arsénico
forma un complejo binuclear bidentado sobre la superficie de la goetita con una distancia As+3 –Fe
de 3,38 Å.
Estos resultados son importantes para el modelamiento de transporte de oxianiones
contaminantes, ya que será posible forzar la calibración de los modelos químicos para describir la
formación de los complejos de superficie conocida (Manning, Fendorf, Goldberg, 1998). También
se ha encontrado que tanto el As+3 como el As+5, son removidos por el oxihidróxido de hierro, en la
forma de gránulos densos con contenido de arsénico de 50 g As/kg o más (Stamer, Nielsen, 2000).
Hierro con filtración directa
Este proceso consiste en la adición de hierro (coagulación) seguida por filtración directa (sistema de
microfiltración), removiendo consistentemente el arsénico hasta 0,002 mg/L. Los parámetros
críticos son las dosis del hierro, la potencia del mezclado, el tiempo de retención y el pH (EPA,
1997).
Alúmina activada
La técnica es efectiva para el tratamiento de agua con alto contenido de sólidos disueltos. Sin
embargo el selenio, flúor, cloro y sulfato, a niveles altos, pueden competir por los sitios de
adsorción con el arsénico. La alúmina activada es altamente selectiva para As+5, siendo la eficiencia
de remoción de arsénico mayor de 95%. La remoción del arsenato ocurre bajo condiciones
moderadamente ácidas (pH 5,5-6), donde las superficies de la alúmina están protonadas. Su alta
selectividad constituye un problema para su regeneración (pérdida de 5 a 10% de la capacidad de
adsorción/ciclo) de la superficie de tratamiento.
Este método es ineficiente para la remoción completa de arsenito debido al carácter no iónico en
el rango de pH común de las aguas naturales. Las aguas con alto contenido de sólidos, hierro y
manganeso, requieren antes un pretratamiento para evitar la obstrucción del medio. Por ello, se
recomienda para tratamiento de aguas subterráneas a fin de evitar la alta carga de sólidos que
pueden tener las aguas superficiales. (EPA, 1997; Johnston, Heinjnen, Wurzel, 2001; Vance, 2002).
Como en el agua subterránea el 20-50% del arsénico está en forma de arsenito, se requiere un
proceso previo de oxidación, que puede ser efectuado con hipoclorito de sodio. Si el agua tiene
hierro, este se oxidará propiciando la formación de compuestos insolubles de hierro que adsorben el
arsénico que pueden separarse del agua mediante filtración por arena; el arsénico restante soluble
residual es adsorbido por la alúmina activada (Rivera, Cortés, Soberanis, Martín, 2000).
2.2.3 Intercambio iónico
En la remoción de arsénico, las resinas de intercambio aniónico requeridas son de base débil y
fuerte. Las de base fuerte pueden remover el arsenato del agua produciendo un efluente con menos
de 0,001 mg/L de arsénico. Este método no remueve el arsenito y permite la diferenciación analítica
entre las especies de arsénico. Los principales interferentes del proceso son el sulfato y los sólidos
disueltos totales; el hierro y manganeso pueden provocar la obstrucción del lecho. Cuando se
presentan estos parámetros en concentraciones altas, el agua requiere un pretratamiento.
La remoción del arsénico es relativamente independiente del pH y la concentración inicial de este
afluente y es casi completa (85-100%). Las ventajas de las resinas de intercambio iónico son su fácil
regeneración con cloruro de sodio, su amplio rango de pH y el mejoramiento de la calidad del agua
por la remoción de cromato, selenato, nitrato y nitrito. Este método es relativamente costoso y la
regeneración de la resina produce salmueras ricas en arsénico (EPA, 1997; Johnston, Heinjnen,
Wurzel, 2001; Vance, 2002).
En estudios a escala piloto para la remoción combinada de As+5 y nitrato del agua de bebida en
Mc. Farland y Hanford, California, Alburquerque y Nuevo México, usando resinas selectivas de
sulfatos y con concentraciones iniciales de arsénico de 0,010-0,015 mg/L, se obtuvieron
concentraciones residuales menores de 0,002 mg/L, y bajos niveles de nitrato (EPA, 1997).
2.3 Separación física
Algunas membranas sintéticas pueden actuar como un filtro molecular para remover el arsénico y
otros compuestos particulados disueltos, ya que pueden ser permeables a ciertos compuestos
disueltos, pero excluye a otros.
2.3.1 Ósmosis inversa y nanofiltración
Proporciona eficiencias de remoción del orden de 95% cuando la presión de operación está a 1 psi
ideal (75 a 250 psi). La remoción del arsénico es independiente del pH y de la presencia de otros
solutos. La membrana requiere que el agua a tratar no contenga cantidades excesivas de material
coloidal, en especial materia orgánica. En la nanofiltración, la eficiencia de remoción del arsénico
alcanza a 90% (EPA, 1997; Johnston, Heinjnen, Wurzel, 2001).
La remoción de contaminantes inorgánicos incluido el arsénico se logra usando sistemas de
ósmosis inversa de alta (400 psi) y baja presión (200 psi), con capacidad de tratar 1,82 L/s de agua.
Estos sistemas remueven As+5 entre 91-98% en reactores de alta presión y entre 77-87% en
reactores de baja presión. La eficiencia de remoción para el As+3 en los sistemas de alta presión es
de 63-70%, y en los de baja presión 12-35%. Con diferentes tipos de membrana las remociones de
As+3 y As+5 varían entre 46 y 75% para concentraciones iniciales de As+3 de 0,04-1,3 mg/L. A
concentraciones de 0,11-1,9 mg/L con el mismo tipo de membrana, se obtiene mayor eficiencia en
la remoción del As+5 (98-99%) (Viraraghavan, Subramanian, Swaminathan, 1994).
La efectividad de las membranas de nanofiltración y ósmosis inversa para remover As+3 y As+5 en
un rango de operación de 40-400 psi, en muestras de aguas sintéticas y naturales es entre 96-99%.
Esta separación se atribuye al alto peso molecular del arsenato y arsenito, en lugar de la repulsión
por la carga. Por lo tanto estas membranas son ideales para aguas subterráneas donde predomina el
As+3 ya que no requerirían de una oxidación previa. Las variaciones en el pH (4-8) no afectan la
remoción de las formas de arsénico. Cuando se trabajó con membranas de acetato-celulosa, el rango
de pH debe ser entre 5-6,5 para evitar su deterioro por la hidrólisis del polímero. La remoción de
arsénico es independiente de la presencia de otros solutos, y puede obtener mejores resultados a
bajas temperaturas. Finalmente las membranas de nanofiltración a presiones de operación de 40-120
psi, resultan tan eficientes como las de ósmosis inversa a presiones de 200-400 psi (Waypa,
Elimelech, Hering, 1997).
Las principales desventajas son: Las bajas tasas de recuperación de agua (10-20%), la necesidad
de operar a presiones bastante altas, costos de operación altos, el agua tratada tiene muy bajos
niveles de sólidos disueltos, lo que le confiere características corrosivas y bajos niveles de
micronutrientes importantes para la salud humana (Johnston, Heinjnen, Wurzel, 2001).
2.3.2 Electrodiálisis inversa
Su eficiencia de remoción es de hasta 80%. En un efluente de 0,021 mg/L de arsénico se obtuvo una
concentración residual de 0,003 mg/L. El porcentaje de recuperación del agua tratada es de 20 a
25% con respecto al afluente. Esto es un problema para regiones que tienen escasez de agua. Esta
técnica no es competitiva con respecto a los métodos de ósmosis inversa y nanofiltración, en cuanto
a costos y eficiencia del proceso. (EPA, 1997).
2.4 Procesos biológicos
La actividad bacteriana puede jugar un papel catalizador importante en varios de los procesos de
remoción de arsénico, pero se conoce poco sobre la viabilidad del uso de procesos biológicos para
eliminar el arsénico en agua (Johnston, Heinjnen, Wurzel, 2001).
Últimamente se están proponiendo como proceso alternativo para la remoción de arsénico.
Estudios a escala piloto muestran que condiciones óptimas de pH, temperatura y oxígeno permiten
la filtración biológica y eliminación simultánea de As+3 y hierro. El parámetro crítico es la
concentración inicial de hierro. A mayor concentración de este, la eficiencia de la remoción del
arsénico llega a ser >90%, y a menor concentración, la eficiencia es de aproximadamente 40%. Para
sistemas de agua con bajas concentraciones de hierro, es recomendable adicionar sulfato ferroso
para completar la remoción del arsénico. La fijación del As+3 en los óxidos de hierro producidos por
la actividad bacterial es el mecanismo principal. La filtración biológica para el tratamiento de
arsénico puede aplicarse a cualquier sistema de agua subterránea para la oxidación bacteriológica
del hierro (Lehimas, Chapman, Bourgine, 1992).
También se están desarrollando con éxito métodos de filtración empleando esporas para la
remoción de arsénico (Bencheikh-Latmani, Rizlan. 2004; Katsoyiannis, Zouboulis, y Jekel, 2004).
3 ESTUDIOS Y EXPERIENCIA EN AMÉRICA LATINA
3.1 Argentina
Para la remoción del arsénico se han realizado estudios de coagulación química en la planta de
tratamiento de agua de Pompeya, San Antonio de los Cobres departamento de Los Andes. El agua,
con un contenido de arsénico entre 0,27 mg/L y 0,30 mg/L, se trató con sulfato de aluminio, cal
hidratada y polielectrolito de sodio y se logró descender los tenores de arsénico a 0,12 – 0,15mg/L.
Para lograr remover el arsénico a tenores aceptables, faltaría la adecuación de la infraestructura de
la planta y los procesos de tratamiento (coagulación, floculación, sedimentación, filtración,
desinfección) (Figueroa, Montes, 19??).
En la provincia de Santa Fe, se evaluó un tratamiento de coagulación directa sobre filtro mediante
ensayos de laboratorio y de campo. Se puso en marcha un filtro piloto con agua proveniente de un
pozo seleccionado por su alto contenido de arsénico (0,27mg/L); como resultado se obtuvo la
disminución de la concentración de arsénico en el agua de abastecimiento (Mozziconacci, Madiec,
Cepero, 1998). Se detectó la presencia de arsénico en las aguas subterráneas que sirven de
abastecimiento a 15 grandes ciudades de la provincia.
Desde el año 2002 en la Provincia de Buenos Aires se viene tratando el agua en una planta piloto
empleando exitosamente oxidación y coagulación con cloruro férrico.
3.2 México
El Instituto Mexicano de Tecnología del Agua ha adoptado una metodología basada en el proceso de
coagulación-floculación (ALUFLOC desarrollado por OPS/CEPIS) para la remoción de arsénico en el
agua de consumo humano. Uno de sus objetivos fue definir la dosis óptima del ayudante de
coagulación, coagulante y oxidante; se obtuvo agua con concentración de arsénico muy cercana a lo
indicado por la norma (0,05mg/L) (Bedolla, Avilés, Tirado, Cortés, 1999).
En Zimapán, Hidalgo, se realizó un estudio piloto para la remoción de arsénico. Mediante
investigaciones preliminares se identificó a la hematites, como un sorbente alternativo para la
remoción. El estudio se hizo en el pozo V de Zimapán que aporta 47% del agua distribuida a la
población y que contenía 0,5 a 0,9mg/L de arsénico. Los resultados obtenidos en el campo
comprobaron la eficacia de la hematita para la remoción de arsénico y se registró una concentración
menor de 0,05mg/L en el agua tratada (Simeonova, 1999).
Se han identificado varios materiales con altos contenidos de hierro y superficies de carga positiva
como adsorbentes alternativos de arsénico. Se evaluó la capacidad de adsorción de varios materiales con
una muestra de agua sintética de 1 mg/L, siendo el hierro-manganeso, la hematita, el óxido de
manganeso y el carbón activado con sulfato de cobre, los que mostraron eficiencias de remoción de
arsénico de hasta 100%. Los estudios en el laboratorio se evaluaron usando hematita como adsorbente.
Se observó una eficiencia de 100% cuando se trabajó en un rango de pH de 6-7, para así evitar la
solubilización del hierro y promover la adsorción del arsénico. En Zimapán se diseñó una planta piloto
con un sistema de operación de dos filtros, estos fueron hematita y zeolita, el efluente obtenido tuvo un
concentración <0,05 mg/L, siendo la inicial de 0,62 a 0,875 mg/L (Simeonova, 2000).
Un estudio realizado en México presentó resultados de la remoción de arsénico usando como
coagulante Al2(SO4)3, y materiales sólidos que favorecen la formación de los flóculos (Avilés,
Pardón, 2000).También se puede mejorar usando polímeros (Johnston, Heinjnen, Wurzel, 2001).
Los materiales sólidos que se usaron fueron seis: arcilla verde natural, dos arcillas activadas, zeolita
natural, zeolita activada y carbón de hueso. Las pruebas se realizaron en muestras de agua sintética
cuya concentración de arsénico fue de 1 mg/L, en una proporción de 30:70 de As+3:As+5. Usando
el método de jarras se encontró la mejor dosis del coagulante, entre los valores de 70 y 80 mg/L. Se
obtuvieron mejores resultados con 500 mg/L de la arcilla verde natural, alcanzándose la menor
concentración de arsénico residual (0,049mg/L). Se realizaron pruebas usando agua natural de
Zimapán; se encontró que la mejor dosis fue 80 mg/L de sulfato de aluminio, 100 mg/L de arcilla
verde y 0,5 mg/L de hipoclorito de calcio (oxidante).
En un informe final de la OPS para el estado de Durango se propusieron técnicas para el medio
rural y urbano. En el medio rural se propusieron las técnicas de hueso molido y cal – sulfato de
aluminio. Para el medio urbano, especialmente para el área central de México, se propusieron
fuentes alternas, mezclas de aguas, hueso molido, alúmina activada y osmosis inversa (Solsona,
1985).
También se desarrolló un estudio de remoción de arsénico disuelto en el agua por adsorción de sus
iones en precipitados metálicos, al aplicar electrotratamiento. La técnica utilizada fue un sistema con
electrodos de hierro. Se trataron muestras de agua sintética en concentraciones de 0,5 a 2 ppm, y se
permitió el paso de una corriente a un voltaje entre 13,5–14 V. La relación Fe/As a la que se operó y
permitió las eficiencias de remoción superiores a 90%, fue del orden de 225 a 700. El pH estuvo entre 6
y 8. No tuvo variaciones significativas al finalizar el experimento y la calidad final del agua fue muy
buena (Álvarez, Rosas, 1999).
3.3 Chile
Se ha preparado una reglamentación sobre niveles máximos de arsénico en agua potable
considerando las condiciones locales, niveles máximos de emisión en fundiciones, área de
influencia y las opciones tecnológicas para reducir significativamente esas emisiones.
En la década de 1970 se comenzaron a tomar medidas para remover el arsénico de las fuentes de
agua superficiales que abastecían a la población de Antofagasta. Actualmente, hay cuatro plantas de
remoción de arsénico del agua de abastecimiento (0,40 mg/L) que tratan en conjunto 2.000 L/s y
producen agua potable con 0,040 mg As/L; solo queda por cubrir la población dispersa constituida
principalmente por grupos indígenas que todavía consumen agua con concentraciones elevadas de
arsénico (0,6 mg/L). Para ellos se han investigado métodos simples de remoción de arsénico y a la
fecha se están adoptando soluciones de acuerdo con sus necesidades y posibilidades.
Para el análisis de riesgo, se examinaron en Antofagasta y Calama varias opciones de remoción de
arsénico en fuentes de agua potable y se evaluaron los costos asociados. El estudio evaluó técnica y
económicamente las opciones de mejorar el sistema de tratamiento, agregar ósmosis inversa como
postratamiento del efluente del sistema actual e instalar una planta desalinizadora cuyo efluente se
mezcle con el agua producida en las condiciones actuales de tratamiento, lo que implicaría reducir
el arsénico residual en el agua potable a valores de 0,020 mg/L en el corto plazo y a muy bajo costo
(Sancha, O`Ryan, Marchetti, Ferreccio, 1998).
La experiencia chilena en remoción de arsénico se resume a continuación:
•
En aguas subterráneas de Taltal (8.000 habitantes), la remoción se realiza mediante filtración
directa con agregado de coagulante FeCl3, lo que logra reducir el contenido de arsénico a 0,03
mg/L.
•
En Lasana, la remoción se realiza mediante filtración directa con agregado de coagulante
FeCl3, lo que reduce el contenido de arsénico de 0,05 a 0,005mg/L. También se usan mallas de
hierro como fuente de agente coagulante y se logra reducir el contenido de arsénico de 0,1 a
0,01mg/L.
•
En Antofagasta (Complejo Salar El Carmen), la remoción se realiza mediante filtración directa
con agregado de coagulante FeCl3; el arsénico residual en el agua tratada es de 0,0406 mg/L.
•
En Chiu-Chiu, la remoción se realiza mediante filtración directa con agregado de coagulante
FeCl3, lo que reduce el contenido de arsénico de 0,2 a 0,62mg/L. Mediante el uso de mallas de
hierro como agente coagulante se reduce el contenido de arsénico de 0,2 a 0,02mg/L.
•
En San Pedro de Atacama, la remoción de arsénico se realizó a través de columnas con mallas
de hierro y luego filtración en lecho simple de arena gruesa y arena fina, lo que redujo el
contenido de arsénico a un valor de 0,06 mg/L (Sancha, 1996).
En las plantas de tratamiento para la remoción de arsénico en Chile se obtuvieron resultados muy
parecidos al obtenido en el trabajo de Cheng et al. En este caso se usaron sulfato de aluminio y
tricloruro férrico, la remoción de arsénico fue mucho mejor usando FeCl3, teniendo menor
dependencia del pH. Los factores en la remoción de arsénico según este estudio son: el pH del agua
a ser tratada, la dosis del coagulante y el proceso de separación de los flóculos que se forman. Los
procesos de remoción de arsénico pueden mejorarse optimizando el pH de agua cruda y los agentes
químicos, y la separación de los flóculos, siendo incrementada la remoción de arsénico a 92,5-95%.
Para adquirir valores de arsénico residual menores de 0,020 mg/L en el efluente se recomienda
usar técnicas de tratamiento más avanzadas, como post-tratamiento con ósmosis inversa. Un estudio
posterior evalúo los efectos del pH y la fuente de agua, hallándose remociones más eficientes a pH
6,5 y a dosis de coagulante de 10-11 mg/L de FeCl3, donde la adsorción del arsénico, así como la
remoción del flóculo fueron muy buenas. También se encontró una formula empírica para predecir
el arsénico residual bajo diferentes condiciones de operación, que fue confirmada por los datos
obtenidos en la planta de tratamiento (Sancha, Esparza, 2000).
3.4 Perú
La planta de tratamiento de la ciudad de Ilo fue construida en 1982 y diseñada para eliminar
arsénico y turbiedad. Inicialmente se trataba con dosis masivas de cal de 90%, pero esta operación
presentó muchas dificultades que obligaron a buscar y aplicar nuevos métodos de tratamiento para
reducir los costos, aumentar la eficiencia y mejorar la calidad del agua tratada.
Para la eliminación de arsénico se investigaron y aplicaron tres métodos en la planta con cloruro
férrico; con hidróxido férrico y ácido sulfúrico, y remoción de arsénico con alto pH, coagulación y
floculación con Mg(OH)2 natural.
3.5 CEPIS-SB/SDE/OPS
Se desarrolló el producto ALUFLOC que es una mezcla de un oxidante, arcillas activadas y un
coagulante (sulfato de aluminio o cloruro férrico).
Para mitigar este problema se ha desarrollado una metodología simple y de bajo costo que permite
remover a nivel domiciliario, el arsénico natural presente en las aguas subterráneas que son usadas
como agua de bebida por la población rural. Se lograron niveles de remoción de hasta 98%, usando
como coagulante FeCl3, para concentraciones iniciales de arsénico de 1 mg/L. Para concentraciones
menores de 1 mg/L se recomienda usar el Al2(SO)3. Las mejores mezclas de arcilla, coagulante y
oxidante fueron: arcilla activada A (500 mg/L), sulfato de aluminio (50 mg/L) y cloro (5 mg/L), y
arcilla activada B (1.000 mg/L), cloruro férrico (60 mg/L) y cloro (50 mg/L).
Se probaron tres tipos de reactores para la remoción, resultando los mejores mezcladores el balde
de eje vertical y una botella con paleta de 20 L, en lugar del reactor con manivela. Finalmente el
estudio recomienda usar la primera mezcla para la remoción casera debido a su fácil manipulación
(Esparza, Wong, 1998).
Cuando la concentración de arsénico en el agua cruda es superior a 1,0 mg/L, la remoción de arsénico
disminuye a medida que aumenta la concentración inicial, particularmente si se usa sulfato de aluminio.
La coagulación con sulfato de aluminio o cloruro férrico no remueve en forma tan eficiente el As+3
como en el caso del As+5. El primero requiere de oxidación preliminar para ser removido por
coagulación convencional y/o ablandamiento con cal y/o soda.
Con la precloración se obtiene una remoción del As+3 similar a aquella alcanzada para el As+5 con el
mismo tratamiento, debido a que las constantes de disociación del As+5 son menores que las del As+3 y
por lo tanto su disociación es mayor. La eficiencia de remoción de As+5 comparada con la de As+3
justifica la oxidación del agua subterránea antes del tratamiento. La oxidación del As+3 a As+5 se
produce según las siguientes reacciones
H3AsO3 + H2O +[Ox] → H2AsO4- + 3H+
(1)
H3AsO3 + H2O + [Ox] → HAsO4-2 + 4H+
(2)
Después de la oxidación, el As+5 se debe adsorber en los flocs formados por la coagulación de los
coloides presentes en la masa de agua por acción del hidróxido de aluminio o del hierro. Probablemente
la adsorción se produzca más por un efecto físico que químico, debido a las fuerzas de atracción
superficiales que posibilitan el fenómeno.
Probables mecanismos de remoción: Es factible que los mecanismos que rigen la remoción del
arsénico (soluto) por las arcillas y/o hidróxidos metálicos (sorbentes), dependan de interacciones
moleculares del sistema arsénico/agua/hidróxido-arcilla, donde se establecen enlaces que permiten que
las superficies activas complejen al arsénico presente en el agua, por reacciones químicas
intermoleculares entre el arsénico y la superficie activa, y entre el arsénico y el agua. Para favorecer la
adsorción, se debe asegurar el mayor contacto posible entre las dos fases. Por ello resulta de
fundamental importancia las reacciones entre el arsénico y la superficie, mediante enlaces coordinados
formados por hidrólisis, complejación superficial, intercambio de ligantes y enlace de hidrógeno. Este
último débil comparado con otras interacciones químicas, pero de importancia en la adsorción de
moléculas en los hidróxidos polarizados.
También son de importancia las interacciones eléctricas en la superficie (electrostática y de
polarización) y las interacciones del arsénico con el agua (dependientes del pH y pE del medio). En las
superficies, la energía libre de adsorción puede estar representada por:
∆Gads = ∆Gquím + ∆Gelect + ∆Gsolv
(3)
donde:
∆Gquím = Energía asociada a las reacciones químicas hidróxido/arcilla-arsénico-agua, función de las
interacciones químicas entre el agua y el arsénico; el agua y la arcilla y/o hidróxido; y la arcilla y/o
hidróxido y el arsénico.
∆Gelect = Energía requerida para el transporte del arsénico a la superficie activa, función de las
interacciones electrostáticas.
∆Gsolv = Energía de solvatación o de hidratación, función exponencial de la carga iónica. Los arsenatos
se hidratan mucho menos que los cationes, por lo que el cambio de pH del agua afecta en forma
significativa a la adsorción de los arsenatos, porque las formas que adquieren los aniones en el agua,
tienen energías de solvatación diferentes ∆Gsolv.
Probable mecanismo de remoción por adsorción a través de la superficie del complejo arcillahidróxido
a) En un sistema acuoso, la superficie del floc arcillas-hidróxidos puede presentar grupos hidroxílicos,
S–OH, producto de la coordinación de los iones metálicos con el agua. Estos grupos pueden ganar
protones del agua, confiriendo a la superficie carga positiva, o perder protones, dando como resultado
superficies con carga negativa. Los iones que determinan el potencial de la superficie de los óxidos
hidratados no polarizables son el hidronio (H3O+) y el hidroxilo (OH-).
En la superficie del floc se pueden presentar cambios en su grupo estructural OH-, por la reacción con
los arsenatos o ligantes disueltos, exhibiendo propiedades de ácido fuerte (ácido de Lewis). El
intercambio de ligantes puede involucrar cambios en la superficie de los flocs de arcilla-hidróxidos de
hierro o aluminio, OH-, como en las reacciones:
y/o la reacción:
S–OH + L
2S–OH + L
S2L+2 + HAsO4-2
S–L+ + OHS2L+2 + 2OHadsorción del As+5 en el floc
(4)
La adsorción de los arsenatos en el sistema arcilla-hidróxido, va a depender de la densidad de grupos
OH- y su selectividad con respecto a otros aniones del agua.
Otra forma posible forma de remoción del arsénico del agua es la adsorción de los arsenatos del
mismo conjunto, a través de iones de otros elementos disueltos que producen complejos superficiales
ternarios como:
i) S–OH + Mz+ + L
S–ML1(z-1) + H+
S-ML1(z-1) + AsO4-2
adsorción de As+5
(5)
Donde el catión metálico adsorbido no coordina completamente los ligantes superficiales y se
completa con otros ligantes disueltos en el agua. En este caso el catión funciona como "puente" entre la
superficie y el ligante S-OM-L, el cual produciría la adsorción del arsenato al ligante.
ii) S–OH + L + Mz+
S–L–M(z+1)+ + OH-
S–L–M(z+1)+ + AsO4-2
adsorción de As+5 (6)
Donde el ligante L, es directamente adsorbido al centro de coordinación S, y el catión completa la
coordinación superficial. Este tipo de complejos se forma con ligantes L polidentados, que forman un
"puente" entre la superficie y el catión S–L–M y sobre este se adsorbería el arsenato por acción
electrostática. La carga superficial resultante y el pH son factores determinantes en la adsorción
posterior y en las interacciones arcilla-hidróxido/arsenatos respectivamente. Debido a las
transformaciones químicas superficiales en los sorbentes, esta puede cambiar sus propiedades y su
capacidad de remoción del arsénico en los medios seleccionados.
b) Lo que habría que evaluar es la reacción de quimisorpción entre la arcilla con carga negativa y la
superficie arcilla-hidróxido con grupos funcionales OH-, porque podría competir con la reacción de
adsorción de los arsenatos. En estas evaluaciones debe considerarse que las arcillas activadas son
buenos intercambiadores de iones, se comportan como un ácido sólido y presentan un volumen de
porosidad media de 600 A. También habría que evaluar las reacciones de quimisorpción producidas
entre las arcillas y los grupos OH de los hidróxidos.
Condiciones de máxima eficiencia. Los precipitados de hierro Fe(OH)3 y aluminio Al(OH)3 son los
productos finales de la hidrólisis de los coagulantes Al2(SO4)3, y FeCl3 disueltos en el agua y se forman
en mayor cantidad relativa a un pH de 6,5 a 7,0 para el aluminio y un pH de 7,5 a 8,0 para el hierro.
El precipitado de Fe(OH)3 es casi insoluble a pH de 3,0 a 13,0 y, en condiciones alcalinas precipita
según la siguiente reacción Fe+3 + 3OH- = Fe(OH)3. El floc de Fe(OH)3 a pH < 6,5 tiene una carga
superficial positiva y a pH > 8,0 una carga superficial negativa. En el rango de pH entre 6,5 y 8,0 la
carga superficial es mixta. La menor solubilidad del Fe(OH)3 es a pH = 8,0. Las especies solubles de
hierro a pH < 6,0 son Fe+3 con mayor concentración a pH < 3,0 y predominio de FeOH+2 a pH < 4,0 y
una mayor concentración de Fe(OH)2- a un pH entre 5,0 y 7,0. A un pH > 10,0 la especie soluble
predominante es el Fe(OH)4-.
A un pH < 6,0 las especies predominantes son el Fe+3, FeOH+2 y Fe(OH)2+ los cuales favorecen la
adsorción de los iones arsenato, pero en este mismo rango la capacidad de adsorción de los arsenatos
por el hidróxido férrico está limitada por la carga superficial negativa del mismo. Esto puede explicar
por qué se obtienen mejores remociones de arsénico con el cloruro férrico en un rango de pH entre 7,0
y 7,5 en donde la remoción de arsénico se efectuará por adsorción y coprecipitación de las especies
catiónicas y de los precipitados del hidróxido Fe(OH)3 con los que en forma conjunta el arsénico
coprecipita y sedimenta rápidamente.
El precipitado de Al(OH)3 que en realidad es AlO3.xH20 tiene carga superficial positiva a pH < 7,6 y
negativa a pH > 8,2. En el rango de pH entre 7,6 y 8,2 la carga superficial es mixta. A pH = 4,0
predominan las especies de Al+3, mientras que a un pH 9,0 predominan las especies aniónicas Al(OH)4-.
En todos los casos de remoción de arsénico por coagulación y adsorción se debe producir con mayor
eficiencia a un pH < 7,0, donde se presentan las especies catiónicas de hierro y aluminio más efectivas,
y la competencia del grupo hidroxilo es reducida.
4 TRATAMIENTO DE SUELOS
4.1 Fitorremediación
La fitorremediación en los últimos años ha constituido una técnica novedosa, eficiente y a la vez
económica para la recuperación de suelos contaminados.
La contaminación que se presenta en los suelos por metales pesados en este caso el arsénico, es difícil
de eliminar permaneciendo durante largas décadas y concentrándose a lo largo de la cadena trófica,
produciendo intoxicaciones y malformaciones en los animales superiores. En los últimos años se está
desarrollando una novedosa tecnología para eliminar los contaminantes de los suelos afectados, una
tecnología limpia, barata y eficaz. Se trata de la técnica llamada fitorremediación, que consiste en
plantar en las zonas contaminadas determinadas especies de vegetales, de reconocida capacidad para
absorber y concentrar las sustancias tóxicas. Estas especies son conocidas como hiperacumuladoras. Las
plantas pueden ayudar a limpiar varios tipos de contaminación incluidos metales, plaguicidas,
explosivos y aceite. Estas remueven los contaminantes del terreno cuando sus raíces toman el agua y los
nutrientes del suelo contaminado y del agua subterránea contaminada.
Las plantas pueden limpiar mejor los contaminantes del terreno cuando sus raíces alcanzan mayor
profundidad. Una vez dentro de la planta los contaminantes pueden estar almacenados en las raíces,
tallos y hojas; convertidos en contaminantes menos dañinos dentro de la planta, o en gases que son
liberados al aire cuando la planta transpira.
El tiempo que tomará limpiar el terreno dependerá de varios factores como las especies y número de
plantas que serán usadas; clase y cantidades de contaminantes presentes; tamaño y profundidad del área
contaminada; características del suelo y condiciones presentes.
Estos factores varían de acuerdo con los diferentes sitios. Las plantas pueden llegar a ser reemplazadas
si son destruidas por el clima o los animales. Entonces tomará tiempo limpiar este terreno.
Frecuentemente limpiar un terreno con fitorremediación tarda varios años.
La EPA usa la fitorremediación por las ventajas que ofrece. Esta requiere menos equipos y trabajo que
otros métodos, ya que las plantas hacen la mayoría del trabajo. El sitio puede ser limpiado sin necesidad
de remover el terreno o bombear el agua subterránea contaminada. Esto permite evitar el contacto de los
contaminantes con los trabajadores. La fitorremediación ha sido satisfactoriamente probada en varias
localidades y puede llegar a ser usada en sitios contaminados (UFNEWS, 2001).
4.2 Un helecho para limpiar arsénico
Un equipo de científicos de la Universidad de Florida descubrió un helecho que absorbe arsénico del
suelo contaminado. Esta es la primera planta encontrada que hiperacumula arsénico, es decir puede
usarlo como parte de su alimentación.
El helecho cuyo nombre científico es Pteris vittata, se cultiva fácilmente y prefiere los climas
soleados y el suelo alcalino. Esto último favorece la absorción del arsénico que puede ser extraído
fácilmente del suelo en condiciones alcalinas.
Estudios al respecto han demostrado un alto nivel de eficiencia en la remoción del arsénico de suelos
empleando este helecho (Sandoval, 2000; ICPMS, 2002). En las pruebas realizadas se encontraron
niveles de hasta 200 veces superiores a las concentraciones medidas en los suelos contaminados donde
creció el helecho. En un sitio contaminado por madera tratada con solución de cromo, cobre y arsénico,
el suelo presentó una concentración de 38,9 mg/K de arsénico, mientras que el helecho presentó 7.526
mg/K de arsénico. En pruebas realizadas utilizando suelo artificial contaminado con arsénico, las
concentraciones del metaloide en las hojas del helecho alcanzaron 22.630 mg/K de arsénico,
significando esto que el 2,3% de la planta estaba compuesta por arsénico.
Se ha demostrado que el helecho acumula arsénico en suelos que contienen niveles normales de
arsénico de menos de 1 mg/K. Por ejemplo, una planta de helecho presentó 136 mg/K en las hojas y el
suelo solo tenía 0,47 mg/K de arsénico. Según lo observado, la planta crece y se desarrolla mucho mejor
en suelos que contienen arsénico que en suelos sin este, aunque todavía no han concluido que la planta
necesita de arsénico para vivir. Debido a que el helecho acumula 90% del arsénico en sus hojas y tallos,
la estrategia sería hacer crecer la planta en lugares contaminados, luego cosechar las hojas y los tallos y
transferirlas a una instalación autorizada para residuos peligrosos. Lo que todavía permanece sin
resolver es por qué el helecho acumula arsénico. Las investigaciones futuras se enfocarán sobre cómo la
planta lo toma, distribuye y detoxifica el arsénico (Sandoval, 2000; ICPMS, 2002).
4.3 Tratamiento de Sedimentos, lodos (residuos)
Las tecnologías de tratamiento para remover arsénico y las actividades industriales generan residuos con
alto contenido de arsénico. Este hecho conlleva a la búsqueda de soluciones para recuperar y estabilizar
el arsénico o minimizar el alto riesgo de contaminación que este representa. Existen varias tecnologías
para ello. La precipitación de hidróxidos es efectiva y económica para remover metales pesados,
separándose los precipitados por sedimentación y/o filtración. Para ello se usa generalmente cal y sosa
cáustica. La desventaja es la cantidad de residuos generados y la disposición de estos. Otra opción sería
la precipitación con sulfuros, lográndose alta eficiencia en la remoción de arsénico y con la ventaja de
que los compuestos formados son insolubles. Para que la remoción del arsénico sea más eficiente, el
proceso se realiza a pH < 7. Sin embargo, su uso se ha limitado debido a la toxicidad y al olor que
genera el H2S. La fijación química y la solidificación ofrece muchas ventajas, como mejorar las
características de manejo, produciendo un material sólido lo suficientemente fuerte para su disposición.
Esta tecnología se usa para destoxificar, inmovilizar, insolubilizar o en otras palabras hacer el residuo
menos peligroso para el ambiente (Sandoval, 2000).
En México se ha hecho un estudio que propone obtener un compuesto de arsénico insoluble y que
también se puede emplear como materia prima en la formulación de otros compuestos solidificados para
su uso en la construcción o dispuesto como un relleno sanitario (Sandoval, 2000).
5 CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES
5.1 La revisión más actualizada de la remoción del agua con arsénico en el agua de bebida indica
que la transferencia de tecnología relacionada con la adecuación de la calidad del agua en los países
en vías de desarrollo tiene un abordaje especial, en el cual se debe considerar:
•
Las características de las fuentes, su adecuación, forma de distribución y/o consumo y las variantes
de la tecnología que se debe aplicar a situaciones específicas donde se consideren las
características propias del lugar.
• Se debe tener en cuenta el costo/beneficio que introduce la tecnología propuesta, la misma que de
un modo muy claro debe solucionar un problema social, de salud pública o de desarrollo de la
comunidad intervenida.
•
Existencia de personal capacitado para apoyar en el desarrollo del proyecto y el posterior
mantenimiento y control del mismo.
•
El entendimiento y aceptación de la tecnología propuesta por parte de la comunidad que incluya la
capacidad de esta para financiar su implementación.
5.2 En la remediación de suelos existen experiencias recientes con información preliminar que debe
seguir estudiándose para establecer su aplicabilidad en diferentes condiciones (suelos, ambientales,
culturales, disposición final de los residuos, impacto en el ecosistema, etc.).
5.3 En los países de América Latina existe experiencia y capacidad para el desarrollo de tecnología,
pero limitada por la carencia de recursos financieros, facilidades y sobre todo políticas de Estado que
faciliten y orienten el desarrollo de la tecnología que conlleve a la solución efectiva de problemas o
satisfacción de las necesidades existentes.
La población más afectada es la que se encuentra dispersa en el área rural que consume agua sin
ningún tratamiento y desconoce el riesgo al que está expuesta. Para esa población se requiere que
las autoridades de salud, de planificación y de servicios de agua, entre otras, promuevan y ejecuten
programas de prevención y control de riesgos del consumo del agua con niveles de arsénico
superiores a los recomendados por las normas de calidad del agua de bebida. Los programas deben
involucrar la participación de las autoridades, comunidad y los sistemas locales de salud.
5.4 Es necesario desarrollar estudios piloto en forma permanente y sostenida hasta lograr una
solución definitiva que pueda ser recomendada para su implementación en los programas nacionales
de remoción de arsénico en el agua de bebida.
Se requieren algunos estudios que vayan más allá del trabajo a escala de laboratorio, estudios
epidemiológicos, y ofrecer las experiencias de América Latina.
Es necesario desarrollar una capacidad analítica confiable y comparable para que se puedan lograr
resultados confiables de los estudios desarrollados en el campo y el laboratorio.
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