Tratamiento de Agua: Filtración Rápida - Manual Teórico

Contenido
i
OPS/CEPIS/PUB/04.109
Original: español
Tratamiento de agua para
consumo humano
Plantas de filtración rápida
Manual I: Teoría
Tomo I
Ing. Lidia de Vargas (coordinadora)
Lima, 2004
Contenido
ii
© Centro Panamericano de Ingeniería Sanitaria y Ciencias del Ambiente, 2004
El Centro Panamericano de Ingeniería Sanitaria y Ciencias del Ambiente (CEPIS/OPS) se
reserva todos los derechos. El contenido de este documento puede ser reseñado, reproducido o traducido, total o parcialmente, sin autorización previa, a condición de que se especifique la fuente y de que no se use para fines comerciales.
El CEPIS/OPS es una agencia especializada de la Organización Panamericana de la
Salud (OPS/OMS).
Los Pinos 259, Urb. Camacho, Lima, Perú
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Contenido
iii
INTRODUCCIÓN
Este volumen, Tratamiento de agua para consumo humano. Plantas
de filtración rápida. Manual I: Teoría, está orientado al personal profesional
que labora en las plantas de tratamiento de agua para consumo humano. En él se
han sintetizado los más recientes conceptos teóricos correspondientes a la calidad
del agua de las fuentes superficiales de abastecimiento y de los procesos utilizados
en su purificación.
Se ha buscado explicar en forma profunda y a la vez sencilla los complejos
procesos de tratamiento utilizados en los sistemas de purificación de agua, con el
fin de que los profesionales de diversa formación que se encuentran laborando en
este campo —ingenieros sanitarios, civiles, químicos y agrícolas, biólogos, geógrafos, arquitectos e incluso zootecnistas— tengan una clara comprensión del tema y,
de este modo, mediante el estudio y dedicación, puedan llegar a convertirse en
especialistas.
La experiencia acumulada en el programa de capacitación desarrollado
por el CEPIS/OPS en este campo nos permite asegurar que de esta forma, será
posible obtener proyectos de mejor calidad y formar supervisores de operación y
mantenimiento más conscientes de la problemática del agua, para que afronten
con responsabilidad la importante función de producir el agua que beberán los
habitantes de América Latina y el Caribe.
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iv
Contenido
v
RECONOCIMIENTOS
Este libro, elaborado por el CEPIS/OPS, reúne y actualiza los textos publicados por el mismo Centro en 1992 con los títulos Manual I: El agua. Calidad
y tratamiento para consumo humano, Manual II: Criterios de selección y
Manual III: Teoría.
En este proceso de actualización participaron los profesores que conforman el equipo técnico encargado de los cursos de capacitación sobre tratamiento
de agua para consumo humano en el CEPIS/OPS, bajo la coordinación de la
Ing. Lidia Cánepa de Vargas, Asesora en Tratamiento de Agua para Consumo
Humano, bajo la dirección del Dr. Mauricio Pardón, Director del Centro.
En esta edición se contó con la colaboración del Ing. Víctor Maldonado
Yactayo, de la Facultad de Ingeniería Ambiental de la Universidad Nacional de
Ingeniería, de Lima, Perú, de la Quím. Ada Barrenechea y de la Bióloga Margarita Aurazo.
Igualmente, se reconoce la asistencia del editor del CEPIS/OPS, Lic. Luis
Andrade, y de las Sras. Inés Barbieri e Irma Sánchez, del cuerpo de secretarias
del Centro, quienes apoyaron en el procesamiento del texto, así como la ayuda del
Sr. Washington Macutela, responsable de la impresión.
Contenido
vi
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CONTENIDO
Página
INTRODUCCIÓN ..............................................................................................
AGRADECIMIENTOS ......................................................................................
iii
v
TOMO I
CAPÍTULO 1. ASPECTOS FISICOQUÍMICOS
DE LA CALIDAD DEL AGUA
Quím. Ada Barrenechea Martel ........................................................................
1.
2.
Introducción ..............................................................................................
1.1
El agua: un disolvente universal ....................................................
1.2
Las fuentes de agua de origen superficial .....................................
1.3
Aspectos fisicoquímicos ................................................................
Calidad del agua ........................................................................................
2.1
Características físicas .....................................................................
2.1.1
Turbiedad .........................................................................
2.1.2
Sólidos y residuos ............................................................
2.1.3
Color .................................................................................
2.1.4
Olor y sabor ......................................................................
2.1.5
Temperatura ......................................................................
2.1.6
pH .....................................................................................
2.2
Características químicas .................................................................
2.2.1
Aceites y grasas ...............................................................
2.2.2
Agentes espumantes ........................................................
2.2.3
Alcalinidad .......................................................................
2.2.4
Aluminio ...........................................................................
2.2.5
Amonio .............................................................................
2.2.6
Antimonio .........................................................................
2.2.7
Arsénico ...........................................................................
2.2.8
Asbesto ............................................................................
2.2.9
Bario ..................................................................................
2.2.10 Boro ..................................................................................
2.2.11 Cadmio ..............................................................................
2.2.12 Cianuro .............................................................................
2.2.13 Cinc ...................................................................................
2.2.14 Cloruros ............................................................................
2.2.15 Cobre ................................................................................
1
3
3
3
4
4
5
5
8
10
11
13
13
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Página
2.2.16 Cromo ................................................................................
2.2.17 Dureza ...............................................................................
2.2.18 Fenoles .............................................................................
2.2.19 Fluoruros ..........................................................................
2.2.20 Fosfatos ............................................................................
2.2.21 Hidrocarburos ...................................................................
2.2.22 Hierro ................................................................................
2.2.23 Manganeso .......................................................................
2.2.24 Materia orgánica ...............................................................
2.2.25 Mercurio ...........................................................................
2.2.26 Nitritos y nitratos ..............................................................
2.2.27 Oxígeno disuelto (OD) ......................................................
2.2.28 pH .....................................................................................
2.2.29 Plaguicidas .......................................................................
2.2.30 Plata ..................................................................................
2.2.31 Plomo ................................................................................
2.2.32 Selenio ..............................................................................
2.2.33 Sulfatos .............................................................................
3.
Criterios de calidad para la selección de una fuente de agua cruda ..........
3.1
Criterios fisicoquímicos ..................................................................
3.1.1
Contaminantes inorgánicos ..............................................
3.1.2
Contaminantes orgánicos .................................................
3.1.3
Contaminantes radiológicos .............................................
3.2
Criterios de selección de la fuente de agua cruda tomando en
cuenta los aspectos fisicoquímicos ...............................................
4.
El agua potable ..........................................................................................
4.1
Aspectos fisicoquímicos ................................................................
4.2
Criterios de calidad del agua para consumo humano: las Guías de
Calidad para Aguas de Consumo Humano de la OMS ..................
Referencias bibliográficas ..................................................................................
CAPÍTULO 2. ASPECTOS BIOLÓGICOS DE LA CALIDAD DEL AGUA
Bióloga Margarita Aurazo de Zumaeta ............................................................
1.
2.
Introducción .............................................................................................
Características biológicas de las aguas superficiales ................................
2.1
Organismos propios de las aguas superficiales .............................
2.2
Bacterias patógenas .......................................................................
2.2.1
Escherichia coli ...............................................................
2.3
Virus entéricos ................................................................................
28
29
30
31
32
33
33
34
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60
60
66
68
69
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ix
Página
2.4
Enteroparásitos ..............................................................................
2.4.1
Protozoarios patógenos ....................................................
2.4.2
Helmintos enteropatógenos .............................................
2.5
Cyanobacterias (algas azul-verdes) ...............................................
2.6
Organismos cuya presencia en el agua tratada origina reclamos
en los usuarios ...............................................................................
2.7
Indicadores microbiológicos de la calidad del agua ......................
3.
Criterios biológicos de calidad para la selección de una fuente de agua
cruda ..........................................................................................................
4.
El agua potable. Aspectos biológicos .......................................................
5.
Las guías de calidad de la OMS. Aspectos microbiológicos ....................
Referencias bibliográficas ..................................................................................
CAPÍTULO 3. PROCESOS UNITARIOS Y PLANTAS DE TRATAMIENTO
Ing. Lidia de Vargas ..........................................................................................
1.
2.
3.
4.
5.
Introducción .............................................................................................
Principales operaciones unitarias empleadas en el tratamiento del agua ..
2.1
Transferencia de sólidos ................................................................
2.2
Transferencia de iones ...................................................................
2.3
Transferencia de gases ..................................................................
2.4
Transferencia molecular .................................................................
2.5
Otros procesos utilizados ..............................................................
Plantas de tratamiento de agua o plantas potabilizadoras ........................
3.1
Tipos de plantas de tratamiento de agua .......................................
3.1.1
Plantas de filtración rápida ...............................................
3.1.2
Plantas de filtración lenta .................................................
Clasificación de las plantas de filtración rápida por el tipo de tecnología
utilizada......................................................................................................
4.1
Sistemas convencionales ...............................................................
4.2
Sistemas convencionales de alta tasa o de tecnología CEPIS/OPS
4.3
Tecnología importada, de patente o plantas paquete ....................
Selección de la tecnología de tratamiento de agua ....................................
5.1
Criterios de selección de una solución tecnológica .......................
5.2
Selección de procesos de tratamiento considerando las
condiciones socioeconómicas de la comunidad ............................
5.2.1
Fase predictiva .................................................................
5.2.2
Fase evaluativa .................................................................
71
73
82
86
88
89
93
95
96
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124
125
127
128
135
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Página
5.2.3
Aplicación ........................................................................
Referencias bibliográficas ..................................................................................
CAPÍTULO 4. COAGULACIÓN
Quím. Ada Barrenechea Martel ........................................................................
140
150
1.
2.
153
154
156
3.
4.
5.
Introducción ..............................................................................................
Partículas coloidales ..................................................................................
2.1
Tipos de coloides de acuerdo con su comportamiento en el agua
2.2
Características de las partículas coloidales y las sustancias
húmicas ..........................................................................................
2.3
Características de las arcillas .........................................................
2.4
Propiedades de los coloides ..........................................................
2.4.1
Propiedades cinéticas .......................................................
2.4.2
Propiedad óptica: Efecto Tyndall-Faraday .......................
2.4.3
Propiedad de superficie: adsorción ..................................
2.4.4
Propiedad electrocinética: electroforesis ..........................
2.5
Naturaleza de la turbiedad y el color ..............................................
2.5.1
Turbiedad .........................................................................
2.5.2
Color .................................................................................
2.6
Estabilidad e inestabilidad de los coloides ....................................
2.6.1
Carga eléctrica de los coloides. Fuerza de estabilización .
2.6.2
La doble capa eléctrica .....................................................
2.6.3
Energía potencial de interacción de las partículas coloidales
2.6.4
Efecto del aumento de la concentración iónica ................
Sustancias químicas empleadas en la coagulación ...................................
3.1
Coagulantes ...................................................................................
3.1.1
Sulfato de aluminio ...........................................................
3.1.2
Cloruro férrico FeCl3 .........................................................
3.1.3
Sulfato ferroso FeSO4 .7 H2O ............................................
3.1.4
Sulfato férrico Fe2 (SO4)3 ..................................................
3.1.5
Interacción de los coagulantes inorgánicos con el agua
y la alcalinidad ..................................................................
3.2
Modificadores de pH .....................................................................
3.3
Ayudantes de coagulación ............................................................
Mecanismos de coagulación .....................................................................
4.1
Compresión de la doble capa .........................................................
4.2
Adsorción y neutralización de la carga ..........................................
4.3
Captura en un precipitado de hidróxido metálico o captura por
barrido ..........................................................................................
4.4
Adsorción y puente interparticular ................................................
Cinética o etapas de la coagulación ..........................................................
151
156
157
159
159
161
161
162
162
162
163
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165
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174
174
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184
188
188
190
191
192
195
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xi
Página
6.
Mecanismos de coagulación predominantes ............................................
6.1
Coagulación por adsorción ............................................................
6.2
Coagulación por barrido .................................................................
7.
Diagramas de coagulación .........................................................................
7.1
Diagrama de coagulación con sulfato de aluminio ........................
7.2
Aplicabilidad de los diagramas de solubilidad del sulfato de
aluminio en la coagulación .............................................................
7.2.1
Mecanismos de coagulación-remoción de turbiedad .......
7.2.2
Restricciones del uso del diagrama de coagulación de
sulfato de aluminio (figura 4-26) .......................................
8.
Diagrama de coagulación para remoción del color ....................................
9.
Diagrama de coagulación para filtración directa .......................................
9.1
Diagrama de coagulación con hierro ..............................................
10. Factores que influyen en el proceso .........................................................
10.1 Influencia de la concentración de coagulante ...............................
10.2 Factores de mayor influencia en el desarrollo del proceso ............
10.2.1 La calidad del agua cruda .................................................
10.2.2 Temperatura ......................................................................
10.2.3 Variables químicas ............................................................
11. Uso de polímeros como auxiliares .............................................................
11.1 Consideraciones generales ............................................................
11.2 Polímeros como auxiliares de filtración ..........................................
Referencias bibliográficas ..................................................................................
Bibliografía adicional ..........................................................................................
203
205
207
210
213
213
213
213
214
216
219
219
219
220
220
CAPÍTULO 5. MEZCLA RÁPIDA
Ing. Lidia de Vargas ...........................................................................................
225
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7
Introducción ..............................................................................................
Mezcla rápida para coagulación de barrido ...............................................
Mezcla rápida turbulenta para neutralización de cargas ...........................
Desestabilización de partículas en campos turbulentos ...........................
4.1
Comprobación experimental ...........................................................
4.2
Evidencia práctica ..........................................................................
Mezcla rápida con polímeros .....................................................................
Parámetros operacionales ..........................................................................
6.1
Gradiente de velocidad ...................................................................
Factores que modifican el proceso ............................................................
7.1
Intensidad y tiempo de mezcla .......................................................
7.2
Sistema de aplicación del coagulante .............................................
7.3
Tipo de dispositivo de mezcla ........................................................
196
197
198
199
199
201
201
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227
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236
236
238
238
240
242
Contenido
xii
Página
8
Mezcladores ..........................................................................................
8.1
Hidráulicos .....................................................................................
8.2
Mecánicos ......................................................................................
8.3
Ventajas y desventajas de los mezcladores hidráulicos y mecánicos
Referencias bibliográficas ..................................................................................
242
243
257
260
262
CAPÍTULO 6. FLOCULACIÓN
Ing. Lidia de Vargas ...........................................................................................
263
1.
2.
Mecánica del proceso ................................................................................
Teoría básica ..............................................................................................
2.1
Parámetros operacionales ...............................................................
3.
Factores que influyen en la floculación .....................................................
3.1
Naturaleza del agua ........................................................................
3.2
Influencia del tiempo de floculación. Compartimentalización ........
3.3
Influencia del gradiente de velocidad ............................................
3.4
Influencia de la variación del caudal ..............................................
4.
Floculadores .............................................................................................
4.1
Floculadores de contacto de sólidos .............................................
4.2
Floculadores de potencia ...............................................................
4.2.1
Hidráulicos .......................................................................
4.2.2
Mecánicos ........................................................................
Referencias bibliográficas ..................................................................................
265
266
281
282
282
284
285
286
288
288
290
290
298
304
TOMO II
CAPÍTULO 7. SEDIMENTACIÓN
Ing. Víctor Maldonado Yactayo ........................................................................
1.
Conceptos generales .................................................................................
1.1
Sedimentación de partículas discretas ...........................................
1.2
Sedimentación de partículas floculentas ........................................
1.3
Sedimentación por caída libre e interferida ....................................
1.4
Expresiones de velocidad de sedimentación .................................
1.4.1
Partículas discretas con caída libre ...................................
1.4.2
Sedimentación interferida .................................................
1.4.3
Sedimentación de partículas floculentas ..........................
1.5
Factores que influyen en el proceso ..............................................
1.5.1
Calidad de agua ................................................................
1
3
3
4
4
4
4
9
12
18
18
Contenido
xiii
Página
1.5.2
Condiciones hidráulicas ...................................................
1.5.3
Factores externos ..............................................................
2.
Clasificación de unidades ..........................................................................
2.1
Sedimentadores y decantadores estáticos .....................................
2.1.1
Criterios generales ............................................................
2.1.2
Componentes de una unidad ............................................
2.1.3
Tipos de unidades ............................................................
2.2
Decantadores dinámicos ................................................................
2.2.1
Criterios generales ............................................................
2.2.2
Componentes de una unidad ............................................
2.2.3
Tipos de unidades dinámicas ...........................................
2.3
Decantadores laminares .................................................................
2.3.1
Teoría de la sedimentación laminar ...................................
2.3.2
Trayectoria de una partícula en placas paralelas ..............
2.3.3
Factores que influyen en el proceso ................................
2.3.4
Tipos de decantadores laminares .....................................
Referencias bibliográficas ..................................................................................
Bibliografía adicional ..........................................................................................
19
22
22
23
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31
31
32
32
38
38
41
43
54
58
58
CAPÍTULO 8. FLOTACIÓN
Ing. Lidia de Vargas ..........................................................................................
63
1.
2.
3.
Conceptos teóricos ....................................................................................
Ecuaciones de la velocidad ascensional ...................................................
Sistemas de flotación .................................................................................
3.1
Flotación por aire disperso ............................................................
3.2
Flotación electrolítica .....................................................................
3.3
Flotación por aire disuelto .............................................................
4.
Parámetros de proyectos ...........................................................................
4.1
Relación aire-sólidos ......................................................................
4.2
Cámara de presurización y recirculación de agua clarificada .........
4.3
Cámara de flotación ........................................................................
4.4
Pretratamiento ................................................................................
Referencias bibliográficas ..................................................................................
Bibliografía adicional ..........................................................................................
65
67
69
70
70
70
72
72
73
75
76
80
80
CAPÍTULO 9. FILTRACIÓN
Ing. Víctor Maldonado Yactayo ........................................................................
81
1.
2.
83
83
Introducción ..............................................................................................
Mecanismos de la filtración .......................................................................
Contenido
xiv
Página
2.1
3.
3.3
4.
Mecanismos de transporte .............................................................
2.1.1
Cernido .............................................................................
2.1.2
Sedimentación ..................................................................
2.1.3
Intercepción ......................................................................
2.1.4
Difusión ............................................................................
2.1.5
Impacto inercial .................................................................
2.1.6
Acción hidrodinámica .......................................................
2.1.7
Mecanismos de transporte combinados ..........................
2.2
Mecanismos de adherencia ............................................................
2.2.1
Interacción combinada de las fuerzas electrostáticas y las
de Van der Waals ..............................................................
2.2.2
Enlace químico entre las partículas y la superficie de los
granos ...............................................................................
Cinética de la filtración ..............................................................................
3.1
Introducción ...................................................................................
3.2
Balance de masas ...........................................................................
Modelos para la remoción de partículas suspendidas ..............................
3.4
Retención y arrastre de partículas ..................................................
3.5
Coeficiente de filtración modificado ...............................................
3.6
Modelos matemáticos que relacionan λ con σ ...............................
3.7
Pérdida de carga en un medio filtrante ...........................................
3.7.1
Pérdida de carga inicial .....................................................
3.8
Lavado de medios filtrantes ...........................................................
3.8.1
Fluidificación de medios porosos .....................................
3.8.2
Expansión de medios porosos ..........................................
3.8.3
Pérdida de carga en medios filtrantes expandidos ...........
Factores que influyen en la filtración ........................................................
4.1
Características de la suspensión ....................................................
4.1.1
Tipos de partículas suspendidas ......................................
4.1.2
Tamaño de las partículas suspendidas .............................
4.1.3
Densidad de las partículas suspendidas ..........................
4.1.4
Resistencia o dureza de los flóculos ................................
4.1.5
Temperatura del agua por filtrar ........................................
4.1.6
Concentración de partículas suspendidas en el afluente .
4.1.7
Potencial zeta de la suspensión ........................................
4.1.8
pH del afluente .................................................................
4.2
Características del medio filtrante ..................................................
4.2.1
Tipo del medio filtrante .....................................................
4.2.2
Características granulométricas del material filtrante .......
4.2.3
El peso específico del material filtrante ............................
4.2.4
El espesor de la capa filtrante ...........................................
84
84
85
85
86
86
87
87
88
89
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93
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100
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106
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116
116
117
119
119
Contenido
xv
Página
4.3
Características hidráulicas .............................................................
4.3.1
Tasa de filtración ..............................................................
4.3.2
Carga hidráulica disponible para la filtración ...................
4.3.3
El método de control de los filtros ....................................
4.3.4
Calidad del efluente ..........................................................
5.
Tipos de unidades de filtración .................................................................
5.1
Clasificación ...................................................................................
5.2
Filtración por gravedad ..................................................................
5.2.1
Filtración ascendente ........................................................
5.2.2
Filtración descendente .....................................................
5.2.3
Filtración ascendente-descendente ..................................
5.3
Métodos de control operacional ....................................................
5.3.1
Tasa constante y nivel variable ........................................
5.3.2
Tasa y nivel constantes ....................................................
5.3.3
Tasa declinante .................................................................
5.4
Medios filtrantes ............................................................................
5.4.1
Filtros de lecho simple ......................................................
5.4.2
Filtros de lecho múltiple ...................................................
5.4.3
Filtración a presión ...........................................................
6.
Filtración directa ........................................................................................
6.1
Clasificación de la filtración directa ................................................
6.2
Ventajas de la filtración directa ......................................................
6.3
Desventajas de la filtración directa ................................................
Bibliografía .........................................................................................................
120
120
124
124
124
126
126
126
127
127
128
130
131
132
135
140
140
141
141
143
143
144
144
145
CAPÍTULO 10. DESINFECCIÓN
Quím. Ada Barrenechea e Ing. Lidia de Vargas ................................................
153
1.
2.
3.
Introducción .............................................................................................
La desinfección..........................................................................................
2.1
Utilidad de la desinfección .............................................................
Teoría de la desinfección ...........................................................................
3.1
Factores que influyen en la desinfección ......................................
3.1.1
Los microorganismos presentes y su comportamiento ....
3.1.2
La naturaleza y concentración del agente desinfectante ..
3.1.3
La temperatura del agua ....................................................
3.1.4
La naturaleza y calidad del agua .......................................
3.1.5
El pH .................................................................................
3.1.6
El tiempo de contacto .......................................................
3.2
Variables controlables en la desinfección ......................................
3.3
Acción de los desinfectantes .........................................................
153
153
156
156
157
157
157
157
158
158
158
159
160
Contenido
xvi
Página
4.
5.
3.4
Cinética de la desinfección: la ley de Chick ...................................
Formas de desinfección .............................................................................
4.1
Agentes físicos ..............................................................................
4.1.1
Sedimentación natural ......................................................
4.1.2
Coagulación–floculación–sedimentación ........................
4.1.3
La filtración .......................................................................
4.1.4
El calor ..............................................................................
4.1.5
La luz y los rayos ultravioleta ...........................................
4.2
Agentes químicos ..........................................................................
4.2.1
Características de un buen desinfectante químico ...........
4.2.2
Los agentes oligodinámicos de desinfección: Ag+ ..........
4.2.3
Los agentes oxidantes ......................................................
4.2.4
Estabilidad de los desinfectantes químicos .....................
La cloración ...............................................................................................
5.1
Características del cloro como desinfectante .................................
5.2
Comportamiento del cloro en el agua .............................................
5.2.1
Reacciones del cloro en el agua .......................................
5.2.2
Reacciones del cloro con el amoniaco ..............................
5.2.3
Reacciones del cloro con otros componentes del agua ...
5.2.4
Resumen de las reacciones del cloro en el agua y su
relación con el proceso de cloración ................................
5.3
Otros compuestos de cloro ............................................................
5.3.1
Cal clorada ........................................................................
5.3.2
Hipoclorito de calcio .........................................................
5.3.3
Hipoclorito de sodio .........................................................
5.3.4
Dióxido de cloro ................................................................
5.4
Cálculo de la cantidad de cloro activo de acuerdo con las especies
usadas ............................................................................................
5.5
El gráfico del punto de quiebre ......................................................
5.6
Eficacia del cloro ............................................................................
5.7
Algunos aspectos toxicológicos de la cloración ...........................
5.7.1
Los trihalometanos ...........................................................
5.7.2
Clorofenoles .....................................................................
5.7.3
Cloraminas y sus derivados .............................................
5.7.4
Dióxido de cloro ................................................................
5.8
Estaciones de cloración ..................................................................
5.8.1
Almacén ............................................................................
5.8.2
Sala de cloración ...............................................................
5.8.3
Cámara de contacto ..........................................................
160
162
162
162
163
165
165
165
167
167
168
168
173
173
174
174
175
177
178
178
180
180
180
181
181
182
182
183
186
186
187
187
188
188
188
191
210
Contenido
xvii
Página
Referencias bibliográficas ..................................................................................
Bibliografía adicional ..........................................................................................
CAPITULO 11. CRITERIOS PARA LA SELECCIÓN DE LOS PROCESOS
Y DE LOS PARÁMETROS ÓPTIMOS DE LAS UNIDADES
Ing. Lidia de Vargas ...........................................................................................
Selección de alternativas de tratamiento en función de la calidad de la
fuente .........................................................................................................
2.
Selección de parámetros óptimos de los procesos ....................................
2.1
Fundamentos .................................................................................
2.2
Equipos utilizados ..........................................................................
2.2.1
Antecedentes ...................................................................
2.2.2
Descripción del equipo de prueba de jarras utilizado .......
2.2.3
Sistema de dosificación ....................................................
2.2.4
Sistema de agitación .........................................................
2.2.5
Descripción de las jarras ..................................................
2.2.6
Sistema de toma de muestras ............................................
2.2.7
Iluminación .......................................................................
2.2.8
Equipo auxiliar ..................................................................
2.2.9
Precauciones y limitaciones .............................................
2.3
Consideraciones generales para la ejecución de ensayos en la
prueba de jarras ..............................................................................
2.3.1
Soluciones químicas empleadas .......................................
2.3.2
Tamaño del flóculo producido ..........................................
2.3.3
Tiempo inicial de formación del flóculo ............................
2.3.4
Determinación de pH, alcalinidad, coagulante y
turbiedad o color residuales .............................................
2.4
Parámetros de dosificación ............................................................
2.4.1
Selección del coagulante ..................................................
3.
Aplicaciones prácticas ..............................................................................
3.1
Caso del proyecto de una planta nueva .........................................
Referencias bibliográficas ..................................................................................
Bibliografía adicional ..........................................................................................
214
214
215
1.
217
219
219
220
220
221
222
223
227
230
231
232
235
236
236
238
238
239
239
240
265
265
277
278
Contenido
xviii
CAPÍTULO 1
ASPECTOS FISICOQUÍMICOS DE LA CALIDAD DEL AGUA
Quím. Ada Barrenechea Martel
Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua
1.
INTRODUCCIÓN
1.1
El agua: un disolvente universal
3
El agua es el constituyente más importante del organismo humano y del
mundo en el que vivimos. Tiene una gran influencia en los procesos bioquímicos
que ocurren en la naturaleza. Esta influencia no solo se debe a sus propiedades
fisicoquímicas como molécula bipolar sino también a los constituyentes orgánicos
e inorgánicos que se encuentran en ella.
Se considera que el agua es un solvente universal, debido a que es capaz de
disolver o dispersar la mayoría de sustancias con las que tiene contacto, sean
estas sólidas, líquidas o gaseosas, y de formar con ellas iones, complejos solubles
e insolubles, coloides o simplemente partículas dispersas de diferente tamaño y
peso.
Desde el punto de vista de la salud humana, el agua ayuda a eliminar las
sustancias resultantes de los procesos bioquímicos que se desarrollan en el
organismo humano, a través de los órganos excretores, en especial la orina y el
sudor. Sin embargo, por esta misma propiedad, puede transportar una serie de
tóxicos al organismo que pueden afectar a diferentes órganos, de manera reversible
o irreversible.
1.2
Las fuentes de agua de origen superficial
Debido a que las principales fuentes de agua para el tratamiento con fines
de consumo humano son de origen superficial, en el presente manual se tratarán
los temas específicamente relacionados con este tipo de agua.
En la sección anterior, destacamos la importancia que tiene el agua como
solvente universal y señalamos que, debido a esta propiedad, es capaz de transportar
casi la totalidad de sustancias que encuentra a su paso.
4
Manual I: Teoría
Por otro lado, la contaminación de los recursos hídricos superficiales es un
problema cada vez más grave, debido a que se estos se usan como destino final de
residuos domésticos e industriales, sobre todo en las áreas urbanas e incluso en
numerosas ciudades importantes del continente. Estas descargas son las principales
responsables de la alteración de la calidad de las aguas naturales, que en algunos
casos llegan a estar tan contaminadas que su potabilización resulta muy difícil y
costosa.
Debido a la amplia gama de contaminantes, a los diferentes niveles de
contaminación, así como a la cinética química de las sustancias, elementos, materia
orgánica y microorganismos que se incorporan en el cuerpo de agua, es
indispensable conocer las características físicas, químicas y biológicas del agua
antes de seleccionarla como fuente de agua cruda.
1.3
Aspectos fisicoquímicos
La presencia de sustancias químicas disueltas e insolubles en el agua —que
pueden ser de origen natural o antropogénico— define su composición física y
química.
Algunos procesos fisicoquímicos que ocurren en el agua pueden ser
evaluados si se recurre a los principios de equilibrio químico, incluida la Ley de
Acción de Masas y la Ecuación de Nerst o al conocimiento de los mecanismos de
reacción y de las proporciones para los procesos irreversibles.
2.
CALIDAD DEL AGUA
El término calidad del agua es relativo y solo tiene importancia universal
si está relacionado con el uso del recurso. Esto quiere decir que una fuente de
agua suficientemente limpia que permita la vida de los peces puede no ser apta
para la natación y un agua útil para el consumo humano puede resultar inadecuada
para la industria.
Para decidir si un agua califica para un propósito particular, su calidad debe
especificarse en función del uso que se le va a dar.
Bajo estas consideraciones, se dice que un agua está contaminada cuando
sufre cambios que afectan su uso real o potencial.
Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua
5
Es importante anotar que la evaluación de la calidad del agua se realiza
usando técnicas analíticas adecuadas para cada caso. Para que los resultados de
estas determinaciones sean representativos, es necesario dar mucha importancia
a los procesos de muestreo y a las unidades y terminología empleadas.
Para una correcta interpretación de los datos obtenidos, los resultados de
los análisis deben manejarse estadísticamente, teniendo en cuenta la correlación
de iones, los factores que gobiernan el comportamiento de los componentes del
agua, etcétera. El uso de gráficos ayuda a mostrar las relaciones físicas y químicas
entre el agua, las fuentes probables de contaminación o polución y el régimen de
calidad y, por tanto, a realizar adecuadamente la evaluación de los recursos hídricos.
A continuación se tratan en detalle las principales características
fisicoquímicas y biológicas que definen la calidad del agua, el origen de los
constituyentes, su importancia en la salud, su relación con los principales procesos
de tratamiento y los límites de concentración establecidos por las normas
internacionales de calidad de agua para consumo humano.
2.1
Características físicas
Las características físicas del agua, llamadas así porque pueden impresionar
a los sentidos (vista, olfato, etcétera), tienen directa incidencia sobre las condiciones
estéticas y de aceptabilidad del agua.
Se consideran importantes las siguientes:
—
—
—
—
—
—
turbiedad;
sólidos solubles e insolubles;
color;
olor y sabor;
temperatura, y
pH.
2.1.1 Turbiedad
La turbiedad es originada por las partículas en suspensión o coloides (arcillas,
limo, tierra finamente dividida, etcétera). La figura 1 muestra la distribución de las
partículas en el agua de acuerdo con su tamaño. La turbiedad es causada por las
partículas que forman los sistemas coloidales; es decir, aquellas que por su tamaño,
6
Manual I: Teoría
se encuentran suspendidas y reducen la transparencia del agua en menor o mayor
grado.
La medición de la turbiedad se realiza mediante un turbidímetro o
nefelómetro. Las unidades utilizadas son, por lo general, unidades nefelométricas
de turbiedad (UNT).
Últimamente, ha cobrado importancia la presencia de fibras de asbesto
desprendidas de los accesorios de asbesto-cemento de los sistemas de distribución
como un factor causante de turbiedad en las aguas de consumo humano.
En la práctica, la remoción de la turbiedad no es un proceso difícil de llevar
a cabo en una planta de clarificación de agua; sin embargo, es uno de los que más
influye en los costos de producción, porque, por lo general, requiere usar coagulantes, acondicionadores de pH, ayudantes de coagulación, etcétera.
El diseño de los sistemas de remoción de turbiedad debe considerar no solo
el tipo de partículas existentes (origen, estructura, composición y forma) sino
también su tamaño y comportamiento.
Aunque no se conocen los efectos directos de la turbiedad sobre la salud,
esta afecta la calidad estética del agua, lo que muchas veces ocasiona el rechazo
de los consumidores. Por otra parte, como señala Castro de Esparza (1), los
estudios elaborados por Tracy y por Sanderson y Kelly han demostrado que en el
proceso de eliminación de los organismos patógenos, por la acción de agentes
químicos como el cloro, las partículas causantes de la turbiedad reducen la eficiencia
del proceso y protegen físicamente a los microorganismos del contacto directo
con el desinfectante. Por esta razón, si bien las normas de calidad establecen un
criterio para turbiedad en la fuente de abastecimiento, esta debe mantenerse mínima
para garantizar la eficacia del proceso de desinfección.
Los estándares internos de la Agencia de Protección Ambiental de Estados
Unidos (EPA) establecen que las aguas de consumo humano deben tener
preferentemente una UNT y en ningún caso más de 5 UNT. Las Guías de Calidad
para Agua de Bebida del Canadá y las Guías de Calidad para Aguas de Consumo
Humano de la Organización Mundial de la Salud (OMS) recomiendan como valor
guía 5 UNT. La OMS indica, sin embargo, que para una desinfección eficiente, el
agua filtrada debería tener una turbiedad promedio menor o igual a una UNT.
○
○
○
W
○
○
W
W
W
W
Partículas
○
○
○
○
○
suspendidas
○
○
Algas
○
○
○
W
○
○
○
○
microscopio
Diámetros de los poros en el papel filtro
○
W
○
○
○
○
○
○
○
W
○
○
○
○
○
○
○
○
○
○
○
○
Microscopio
W
electrónico
○
Ultra-
W
W
Microscopio
W
○
○
○
○
○
○
○
○
○
○
○
W
○
○
○
○
○
○
○
○
○
W
W
Bacterias
(A° ) Unidades ángstrom
(mµ) Milimicrómetros
(µm) Micrómetros
(mm) Milímetros
10
1
10-3
10-6
102
10
10-2
10-5
103
102
10-1
10-4
104
103
110
10-3
105
104
102
10-2
107
106
1
7
Figura 1-1. Distribución de tamaños de las partículas en el agua
106
105
103
10-1
Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua
Moléculas
W
○
Coloides
○
Átomos
8
Manual I: Teoría
2.1.2 Sólidos y residuos
Se denomina así a los residuos que se obtienen como materia remanente
luego de evaporar y secar una muestra de agua a una temperatura dada.
Según el tipo de asociación con el agua, los sólidos pueden encontrarse
suspendidos o disueltos.
La figura 1-1 muestra la distribución de partículas en el agua según su
tamaño. Las partículas pueden estar:
—
Disueltas (hasta un milimicrómetro), en cuyo caso físicamente no
influirán en la turbiedad, pero sí podrían definir su color u olor.
—
Formando sistemas coloidales (1 a 1.000 milimicrómetros), que son
las causantes de la turbiedad neta del agua.
—
En forma de partículas suspendidas (por encima de 1.000
milimicrómetros), las cuales caen rápidamente cuando el agua se
somete a reposo.
—
Es necesario aclarar que las pruebas analíticas para determinar las
formas de los residuos no determinan sustancias químicas específicas
y solo clasifican sustancias que tienen propiedades físicas similares y
comportamiento semejante frente a las diferentes condiciones
ambientales.
Sólidos totales. Corresponden al residuo remanente después de secar una
muestra de agua. Equivalen a la suma del residuo disuelto y suspendido. El residuo
total del agua se determina a 103–105 ºC.
Equivalencias:
Sólidos totales = sólidos suspendidos + sólidos disueltos
Sólidos totales = sólidos fijos + sólidos volátiles
Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua
9
Sólidos disueltos o residuos disueltos. Mejor conocidos como sólidos
filtrables, son los que se obtienen después de la evaporación de una muestra
previamente filtrada.
Comprenden sólidos en solución verdadera y sólidos en estado coloidal, no
retenidos en la filtración, ambos con partículas inferiores a un micrómetro (1 µ).
Sólidos en suspensión. Corresponden a los sólidos presentes en un agua
residual, exceptuados los solubles y los sólidos en fino estado coloidal. Se considera
que los sólidos en suspensión son los que tienen partículas superiores a un
micrómetro y que son retenidos mediante una filtración en el análisis de laboratorio.
Sólidos volátiles y fijos. Los sólidos volátiles son aquellos que se pierden
por calcinación a 550 ºC, mientras que el material remanente se define como
sólidos fijos.
La mayor parte de los sólidos volátiles corresponden a material orgánico.
Los sólidos fijos corresponden, más bien, a material inorgánico.
2.1.3 Color
Esta característica del agua puede estar ligada a la turbiedad o presentarse
independientemente de ella.
Aún no es posible establecer las estructuras químicas fundamentales de las
especies responsables del color. Esta característica del agua se atribuye comúnmente a la presencia de taninos, lignina, ácidos húmicos, ácidos grasos, ácidos
fúlvicos, etcétera. Se considera que el color natural del agua, excluyendo el que
resulta de descargas industriales, puede originarse por las siguientes causas:
—
—
—
—
—
la extracción acuosa de sustancias de origen vegetal;
la descomposición de la materia;
la materia orgánica del suelo;
la presencia de hierro, manganeso y otros compuestos metálicos; y
una combinación de los procesos descritos.
10
Manual I: Teoría
En la formación del color en el agua intervienen, entre otros factores, el pH,
la temperatura, el tiempo de contacto, la materia disponible y la solubilidad de los
compuestos coloreados.
Se denomina color aparente a aquel que presenta el agua cruda o natural y
color verdadero al que queda luego de que el agua ha sido filtrada.
Existen muchos métodos de remoción del color. Los principales son la
coagulación por compuestos químicos como el alumbre y el sulfato férrico a pH
bajos y las unidades de contacto o filtración ascendente.
Debido a que el color del agua se origina, en muchos casos, por la presencia
de compuestos de naturaleza orgánica, se recomienda que la desinfección se realice
luego de que este haya sido removido, para evitar que la aplicación de cloro como
desinfectante pueda dar origen a la formación de trihalometanos, compuestos que
tienen efecto cancerígeno en animales.
El valor guía de la OMS y del Canadá es 15 unidades de color (UC) para
aguas de bebida.
2.1.4 Olor y sabor
El sabor y el olor están estrechamente relacionados; por eso es común
decir que “A lo que huele, sabe el agua”.
Estas características constituyen el motivo principal de rechazo por parte
del consumidor.
En términos prácticos, la falta de olor puede ser un indicio indirecto de la
ausencia de contaminantes, tales como los compuestos fenólicos. Por otra parte,
la presencia de olor a sulfuro de hidrógeno puede indicar una acción séptica de
compuestos orgánicos en el agua.
El cuadro 1-1 presenta un resumen de algunos olores característicos del
agua, de acuerdo con su origen.
Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua
11
Cuadro 1-1. Olores característicos del agua y su origen
Naturaleza
Origen
Olor balsámico
Flores
Dulzor
Coelosphaerium
Olor químico
Aguas residuales industriales
Olor a cloro
Cloro libre
Olor a hidrocarburo
Refinería de petróleo
Olor medicamentoso
Fenol, yodoformo
Olor a azufre
Ácido sulfhídrico, H2S
Olor a pescado
Pescado, mariscos
Olor séptico
Alcantarilla
Olor a tierra
Arcillas húmedas
Olor fecaloide
Retrete, alcantarilla
Olor a moho
Cueva húmeda
Olor a legumbres
Hierbas, hojas en descomposición
Las sustancias generadoras de olor y sabor en aguas crudas pueden ser
compuestos orgánicos derivados de la actividad de microorganismos y algas o
provenir de descargas de desechos industriales.
En el agua se pueden considerar cuatro sabores básicos: ácido, salado,
dulce y amargo.
El cuadro 1-2 muestra los límites de percepción de algunas sales y
compuestos presentes en el agua.
12
Manual I: Teoría
Cuadro 1-2. Límites de percepción de algunas sales
y compuestos en el agua (mg/L)
Sustancia
Netamente
reconocible
Debidamente
perceptible
CaCl2; NaCl
600
300
150
MgCl2
100
60
—
FeSO4
—
3,5
1,75
CuSO4
7
3,5
1,75
1,15
0,55
0,30
4
2
1
Cl2
0,1
0,05
0,05
Ca(OCl) 2
0,5
0,20
0,20
H2S
H2SO4
No apreciable
En algunos casos, la eliminación de los olores puede realizarse mediante la
aereación o la adición de carbón activado.
La cloración en presencia de compuestos fenólicos puede imprimir un mal
sabor en el agua, por la formación de derivados clorados que producen un sabor a
derivados fenólicos.
La EPA y la OMS recomiendan como criterio que por razones organolépticas, las fuentes de abastecimiento deben estar razonablemente exentas de
olor y sabor; es decir, en términos generales, que se encuentren en un nivel
aceptable.
Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua
13
2.1.5 Temperatura
Es uno de los parámetros físicos más importantes en el agua, pues por lo
general influye en el retardo o aceleración de la actividad biológica, la absorción
de oxígeno, la precipitación de compuestos, la formación de depósitos, la
desinfección y los procesos de mezcla, floculación, sedimentación y filtración.
Múltiples factores, principalmente ambientales, pueden hacer que la
temperatura del agua varíe continuamente.
2.1.6 pH
El pH influye en algunos fenómenos que ocurren en el agua, como la corrosión
y las incrustaciones en las redes de distribución.
Aunque podría decirse que no tiene efectos directos sobre la salud, sí puede
influir en los procesos de tratamiento del agua, como la coagulación y la desinfección.
Por lo general, las aguas naturales (no contaminadas) exhiben un pH en el
rango de 5 a 9.
Cuando se tratan aguas ácidas, es común la adición de un álcali (por lo
general, cal) para optimizar los procesos de coagulación. En algunos casos, se
requerirá volver a ajustar el pH del agua tratada hasta un valor que no le confiera
efectos corrosivos ni incrustantes.
Se considera que el pH de las aguas tanto crudas como tratadas debería
estar entre 5,0 y 9,0. Por lo general, este rango permite controlar sus efectos en el
comportamiento de otros constituyentes del agua.
Las guías canadienses han establecido el rango de pH 6,5 a 8,5 para el agua
potable.
2.2
Características químicas
El agua, como solvente universal, puede contener cualquier elemento de la
tabla periódica. Sin embargo, pocos son los elementos significativos para el
tratamiento del agua cruda con fines de consumo o los que tienen efectos en la
salud del consumidor.
14
Manual I: Teoría
Cuadro 1-3. Criterios de calidad para el agua potable
Regulaciones
Internas
Primarias
Guías de Calidad
para el Agua de
Bebida del
Canadá-1978 (2)
Guidelines for
Drinking-Water
Quality
OMS, 1996 (3)
Nivel máximo
del contaminante
Concentración
máxima aceptable
Valor guía
UNT
—
Aceptable
5a
15
—
5
15
Aceptable
5b
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
—
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
—
—
0,006
0,05
2,0
—
0,005
0,2
—
—
—
1,3na
0,1
4
—
—
0,002
10
1
—
—
0,015na
0,05
—
—
—
—
—
—
0,05
1,0
5,0
0,005
0,2
5,0
—
250
1,0
0,05
1,5
0,3
0,05
0,001
10 f
1,0
6,5 – 8,5
0,05
0,05
0,01
500
0,05
500
0,2
1,5
0,005(P)
0,01c
0,7
0,3
0,003
0,07
3
5d
250
2d
0,05(P)
1,5
0,3
0,5(P)
0,001
50 j
3
—
Parámetros
Unidades
Físicos
Color
Sabor y olor
Turbiedad
TCU
Inorgánicos
Aluminio
Amonio
Antimonio
Arsénico
Bario
Boro
Cadmio
Cianuro
Cinc
Cloro
Cloruro
Cobre
Cromo (total)
Fluoruro
Hierro
Manganeso
Mercurio
Nitrato (como N)
Nitrito (como N)
pH
Plata
Plomo
Selenio
Sulfato
Sulfuros (H2S)
Sólidos disueltos
(I)
0,01
0,01
250
0,05@
1.000
Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua
Parámetros
Orgánicos
Aldrín + dieldrín
Benceno
Carbofurano
Clordano
Clorobenceno
Cloroformo
DDT
Dioxina
Endrín
Fenoles
Heptacloro +
heptaclor-epóxido
Lindano
Metoxycloro
Monocloramina
Parathión
PCB
Plaguicidas (total)
Tetracloruro de
carbono
Tolueno
Toxafeno
2,4-D
2,4,5-TP
Trihalometanos
Unidades
µg/L
µg/L
µg/L
µg/L
µg/L
µg/L
µg/L
µg/L
µg/L
µg/L
µg/L
µg/L
15
Regulaciones
Internas Primarias
EPA (2000)
Guías de Calidad
para el Agua de
Bebida del
Canadá-1978 (2)
Guidelines for
Drinking-Water
Quality
OMS, 1996 (3)
Nivel
máximo permitido
Concentración
máxima aceptable
Valor guía
0,7
—
0,03
10c
5
0,2
—
200c
2
—
—
—
0,03
5
40
2
100
—
0,00003
2
—
0,6
µg/L
µg/L
µg/L
µg/L
µg/L
µg/L
µg/L
0,2
40
—
0,5
—
5
µg/L
µg/L
µg/L
µg/L
µg/L
1.000
3
70
50
100
7
—
100
30
—
0,2
2
3
4
100
—
35
—
100h
2
20
3.000
—
—
—
2
—
5
100
10
350
700d
—
30
9
f
TCU: Unidades de Color Verdadero.
UNT: Unidades Nefelométricas de Turbiedad.
(P)
Valor guía provisional.
(I)
En las concentraciones normalmente encontradas, no se ha detectado daño en la salud.
a
b
c
d
f
g
h
@
na
La Regla de Tratamiento de Agua de Superficie requiere que los sistemas que usan agua de superficie o subterránea bajo influencia
directa de agua de superficie: (1) desinfecten el agua y (2) filtren el agua o realicen el mismo nivel de tratamiento que aquellos que
filtran el agua. El tratamiento debe reducir los niveles de Giardia lamblia (parásito) en 99,9% y los virus en 99,99%. La Legionella
(bacteria) no tiene límite, pero la EPA considera que si se inactivan la Giardia y los virus, la Legionella también estará controlada. En
ningún momento la turbiedad (enturbiamiento del agua) puede superar las 5 UNT (los sistemas filtrantes deben asegurar que la turbiedad
no supere una UNT [0,5 UNT para filtración convencional o directa] en al menos 95% de las muestras diarias de cualquier mes); HPC:
no más de 500 colonias por mililitro.
Turbiedad promedio para una efectiva desinfección: = 1 UNT. Muestra simple: = 5 UNT.
Por ser consideradas sustancias cancerígenas.
Concentraciones establecidas porque a concentraciones mayores, se pueden ver afectados el sabor, el olor y la apariencia del agua.
Cuando nitrato y nitrito están presentes, la suma de las dos concentraciones no debe exceder 10 mg/L.
La suma de la razón entre la concentración de cada uno y su respectivo valor guía no debe exceder de 1.
Se aplica cuando más de un plaguicida considerado en las guías de calidad están presentes en el agua.
Relacionado con el olor y el sabor del agua.
El plomo y el cobre se regulan mediante una técnica de tratamiento que exige la implementación de sistemas que controlen el poder
corrosivo del agua. El nivel de acción sirve como un aviso para que los sistemas públicos de agua tomen medidas adicionales de
tratamiento si los niveles de las muestras de agua superan en más de 10% los valores permitidos.
16
Manual I: Teoría
A continuación se sustentan las características e importancia de los
principales parámetros químicos relacionados con las fuentes de abastecimiento.
Asimismo, se citan las recomendaciones que, como criterios de calidad, ha publicado
la EPA en el año 2000 (4) en Estados Unidos, así como las Guías de Calidad para
Agua de Bebida del Canadá-1978 y las Guías de Calidad para Aguas de Consumo
Humano de la OMS (3). Véase el cuadro 1-3.
2.2.1 Aceites y grasas
La presencia de aceites y grasas en el agua puede alterar su calidad estética
(olor, sabor y apariencia).
El contenido de aceites y grasas en el agua se determina en el laboratorio
mediante la extracción de todo el material soluble en un solvente orgánico tal
como el hexano. Los resultados se reportan como mg/L de MEH (material extraíble
en hexano).
Las normas de calidad de agua recomiendan que los aceites y grasas estén
ausentes en el agua para consumo humano, más por razones de aceptabilidad que
porque exista algún riesgo de daño a la salud.
2.2.2 Agentes espumantes
Entre los agentes espumantes se agrupa a todos los compuestos tensoactivos
que, por su naturaleza, en mayor o en menor grado, producen espuma cuando el
agua es agitada. La causa principal reside en la presencia de residuos de los
detergentes domésticos, como el alquil-sulfonato lineal (LAS) y el alquil-sulfonato
bencénico ramificado (ABS), entre los más comunes.
Su acción más importante en las aguas superficiales está relacionada con la
interferencia en el poder autodepurador de los recursos hídricos, debido a la
inhibición de la oxidación química y biológica. Como consecuencia de esto, aun
en aguas fuertemente contaminadas, la determinación de la carga orgánica
biodegradable (DBO) suele presentar valores bajos. Esto se debe, entre otras
causas, a que las bacterias en presencia de detergentes se rodean de una película
que las aísla del medio e impide su acción.
Por otro lado, la solubilidad del oxígeno en aguas que contienen detergentes
es menor que en aguas libres de ellos. Se disminuye, en consecuencia, la difusión
del oxígeno del aire a través de la superficie del agua.
Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua
17
Frente a la presencia de aceites y grasas, los detergentes juegan un papel
emulsionante, lo que depende fundamentalmente de la estructura del grupo liófilo
del detergente.
Asimismo, los “agentes tensoactivos” presentes en el agua pueden dispersar
las sustancias insolubles o absorbidas, debido a la disminución de la tensión
superficial del agua. Interfieren así en los procesos de coagulación, sedimentación
y filtración.
Aunque los detergentes pueden tener estructuras químicas diversas o ser
más o menos biodegradables, se ha demostrado que concentraciones menores de
0,5 mg/L no tienen efectos adversos en los procesos de tratamiento ni en la salud.
Las Guías de Calidad para Aguas de Consumo Humano no presentan un
valor guía referido al contenido de detergentes en el agua de bebida, pero
recomiendan que el agua no presente espuma ni problemas de olor ni sabor
relacionados con este parámetro.
2.2.3 Alcalinidad
Es la capacidad del agua de neutralizar ácidos. Sin embargo, aniones de
ácidos débiles (bicarbonatos, carbonatos, hidróxido, sulfuro, bisulfuro, silicato y
fosfato) pueden contribuir a la alcalinidad.
La alcalinidad está influenciada por el pH, la composición general del agua,
la temperatura y la fuerza iónica.
Por lo general, está presente en las aguas naturales como un equilibrio de
carbonatos y bicarbonatos con el ácido carbónico, con tendencia a que prevalezcan
los iones de bicarbonato. De ahí que un agua pueda tener baja alcalinidad y un pH
relativamente alto o viceversa.
La alcalinidad es importante en el tratamiento del agua porque reacciona
con coagulantes hidrolizables (como sales de hierro y aluminio) durante el proceso
de coagulación. Además, este parámetro tiene incidencia sobre el carácter corrosivo
o incrustante que pueda tener el agua y, cuando alcanza niveles altos, puede tener
efectos sobre el sabor.
18
Manual I: Teoría
Durante el tratamiento, las aguas crudas de muy baja alcalinidad pueden
requerir la adición de un alcalinizante primario (como el hidróxido de calcio).
La EPA no hace recomendaciones respecto a la alcalinidad en fuentes de
agua, ya que esta se liga a factores como el pH y la dureza, pero concluye que una
fuente no debe mostrar cambios bruscos o repentinos en el contenido de la
alcalinidad, pues esto podría indicar un cambio en la calidad del agua.
2.2.4 Aluminio
Es un componente natural del agua, debido principalmente a que forma
parte de la estructura de las arcillas. Puede estar presente en sus formas solubles
o en sistemas coloidales, responsables de la turbiedad del agua. Las concentraciones
más frecuentes en las aguas superficiales oscilan entre 0,1 y 10 ppm.
El problema mayor lo constituyen las aguas que presentan concentraciones
altas de aluminio, las cuales confieren al agua un pH bajo, debido a sus propiedades
anfóteras, que hacen que sus sales se hidrolicen formando ácidos débiles.
Durante el tratamiento es posible remover las sales de aluminio solubles,
mediante la formación de hidróxido de aluminio. Sin embargo, es necesario tener
mucho control del pH, pues si este sube excesivamente, podría producirse la
formación de aluminatos, nuevamente solubles. La coagulación, en este caso, se
realiza mediante polímeros orgánicos, por lo general aniónicos.
Cuando el aluminio se encuentra en el agua cruda, se recomienda usar
como coagulantes sales de hierro o polímeros sintéticos. Los coagulantes alumínicos
dejan un remanente de metal que, en algunos casos, puede llegar a niveles no
deseados.
En el caso del aluminio, la OMS ha establecido un valor guía de 0,2 mg/L
para aguas de consumo humano.
2.2.5 Amonio
Es el producto final de la reducción de las sustancias orgánicas e inorgánicas
nitrogenadas y debe su origen a los siguientes factores:
—
El nitrógeno atmosférico, por fijación química.
Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua
—
—
19
Las proteínas animales o vegetales, por putrefacción mediante acción
bacteriana.
La reducción de nitritos.
El amoniaco se encuentra en cantidades notables cuando el medio es
fuertemente reductor. En un medio oxidante, el ion amonio se transforma en nitrito.
Se le considera un constituyente normal de las aguas superficiales y está
íntimamente relacionado con descargas recientes de desagües. Cuando su
concentración es mayor de 0,1 mg/L (como N), podría constituirse en un indicador
de contaminación por aguas residuales domésticas o industriales.
El amoniaco en las aguas residuales es producido en su mayor parte por la
eliminación de compuestos que tienen nitrógeno orgánico y por la hidrólisis de la
urea o úrea. En casos menos frecuentes, se puede producir por reducción de
nitratos en condiciones anaeróbicas.
El amoniaco es un micronutriente para microorganismos y algas en los
sistemas de distribución. Su presencia en el agua favorece la multiplicación de
estos.
Este compuesto influye en los procesos de desinfección con cloro e
incrementa su demanda debido a la formación de cloramidas.
Por lo general, la eliminación del amoniaco a concentraciones altas se realiza
mediante la oxidación con cloro.
La OMS establece como valor guía para aguas de bebida 1,5 mg/L, referido
más bien a criterios de aceptabilidad (olor y sabor).
2.2.6 Antimonio
No es un elemento esencial para la vida de las personas o animales. En el
agua puede encontrarse bajo el estado de oxidación III ó V y a concentraciones
promedio de 0,6 mg/L. Se lo relaciona con el aumento del colesterol en la sangre.
Las principales fuentes de contaminación de las aguas superficiales con
antimonio son las descargas de la industria petrolera, cerámica, electrónica, entre
otras.
20
Manual I: Teoría
Debido a que su comportamiento químico es parecido al del arsénico, su
proceso de remoción es similar al de este.
Respecto al agua potable, el valor guía provisional dado por la OMS es de
0,005 mg/L. La EPA indica como nivel máximo de concentración 0,006 mg/L.
2.2.7 Arsénico
Puede estar presente en el agua en forma natural. Es un elemento muy
tóxico para el hombre.
Se encuentra en forma trivalente o pentavalente, tanto en compuestos
inorgánicos como orgánicos.
Las concentraciones de As en aguas naturales usualmente son menores de
10 µg/L. Sin embargo, en zonas mineras pueden encontrase concentraciones entre
0,2 y 1 g/L.
La toxicidad del As es compleja, pues depende de la vía de exposición, del
estado de valencia y de la forma química (inorgánica u orgánica) del compuesto.
El arsénico inorgánico es el responsable de la mayoría de los casos de intoxicación
en seres humanos.
En cuanto a las especies oxidadas, generalmente las sales inorgánicas de
As(III) son más tóxicas que las de As(V) y la solubilidad de los compuestos de
arsénico inorgánico está relacionada con su toxicidad; todos los compuestos solubles
son tóxicos.
Se sospecha que el arsénico tiene efectos cancerígenos por la correlación
encontrada entre la incidencia de hiperquetosis y cáncer de la piel por un lado y la
ingestión de aguas con más de 0,3 mg/L de arsénico por otro. Esta relación fue
comprobada por Trelles (5) en la Argentina.
El metabolismo del As se realiza principalmente en el hígado, aunque su
mecanismo no está bien establecido.
La remoción de arsénico del agua se basa principalmente en su oxidación a
su forma pentavalente antes de la coagulación con sulfato férrico a pH de 6 a 8,
Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua
21
con alumbre a pH de 6 a 7 o ablandamiento con cal a pH 11. A escala experimental,
este método ha permitido una remoción de 90% de arsénico.
Debido a sus efectos adversos sobre la salud y a la insuficiente información
sobre su remoción del agua, la EPA y las guías canadienses recomiendan que el
contenido de arsénico en fuentes de abastecimiento no exceda 0,05 mg/L.
El valor guía de la OMS para el agua de bebida es 0,01 mg/L.
2.2.8 Asbesto
El contenido de asbesto en el agua es una preocupación reciente. Bajo
ciertas condiciones de calidad del agua y debido a la erosión, las fibras de asbesto
pueden desprenderse de las tuberías de asbesto-cemento presentes en los sistemas
de distribución. Sin embargo, una vez identificado el problema, es posible mitigar
el efecto mediante el control y la reducción de la corrosividad del agua.
Estudios realizados en el Canadá encontraron cantidades que varían desde
menos de 105 hasta 2 x 109 fibras de asbesto por litro en agua cruda y cantidades
de 9,5 x 106 fibras de asbesto por litro en el agua filtrada (6).
La EPA reporta que concentraciones superiores a 7 millones de fibras
mayores de 10 micrómetros por litro (nivel máximo permitido) en el agua potable
podrían significar un alto riesgo de desarrollar pólipos intestinales benignos.
Sin embargo, la OMS considera que no es necesario recomendar un valor
guía para el asbesto en el agua de bebida, debido a que las concentraciones
normalmente halladas en ella no representan un riesgo para la salud.
2.2.9 Bario
Elemento altamente tóxico para el hombre; causa trastornos cardíacos,
vasculares y nerviosos (aumento de presión arterial). Se considera fatal una dosis
de 0,8 a 0,9 gramos como cloruro de bario (de 550 a 600 miligramos de bario).
La contaminación del agua por bario puede provenir principalmente de los
residuos de perforaciones, de efluentes de refinerías metálicas o de la erosión de
depósitos naturales.
22
Manual I: Teoría
Las concentraciones halladas en el agua son por lo general muy bajas;
varían entre trazas y 0,05 mg/L.
Estudios realizados en las aguas de consumo muestran evidencias de que el
bario puede ser absorbido por óxidos e hidróxidos de hierro y manganeso, lo cual
explicaría su eliminación durante la coagulación. Sin embargo, existen pruebas
que demuestran que el tratamiento convencional mediante coagulantes de aluminio
y hierro, con filtración posterior, no es un método particularmente efectivo para la
remoción de bario en el agua. Sorg y Logsdon (7) encontraron una eficiencia
menor de 30% en pruebas de laboratorio.
Por otro lado, un control adecuado del pH en la planta de ablandamiento del
agua mediante cal puede lograr una remoción de 90% del bario (7, 8).
Como un margen de seguridad, la EPA y las Guías de Calidad para Agua de
Bebida del Canadá han fijado tentativamente como límite 2 y 1 mg/L,
respectivamente, en las fuentes de aguas de consumo humano. La OMS da un
valor guía de 0,7 mg/L.
2.2.10 Boro
El boro no se considera un elemento esencial para la nutrición humana.
Existen estudios que demuestran su influencia en el retardo del crecimiento de las
plantas.
Estudios realizados en plantas piloto han demostrado gran eficiencia de
remoción de boro en los procesos de ablandamiento cal-soda a pH 8,5–11,3 (98%)
y, en menor grado, en la coagulación con sulfato férrico.
La OMS ha establecido como valor guía para aguas de consumo 0,3 mg/L,
mientras que el Canadá considera 5 mg/L como concentración máxima aceptable.
Esta diferencia tan grande entre los valores guía se debe a la insuficiente
información sobre los efectos de esta sustancia sobre el bienestar del consumidor.
2.2.11 Cadmio
No es un elemento esencial para la vida del hombre.
La contaminación de las aguas superficiales con este metal pesado puede
provenir de la corrosión de los tubos galvanizados, de la erosión de depósitos
Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua
23
naturales, de los efluentes de refinerías de metales o de líquidos de escorrentía de
baterías usadas o pinturas. Muchos pigmentos usados para la coloración de plásticos
o la formulación de pinturas contienen concentraciones elevadas de cadmio.
Este metal pesado es potencialmente tóxico y su ingestión tiene efectos
acumulativos en el tejido del hígado y los riñones.
En el organismo, algunos iones Ca2+ de los huesos pueden ser reemplazados
por iones Cd2+, pues ambos iones tienen el mismo estado de oxidación y casi el
mismo tamaño. Esta sustitución puede causar fragilidad en los huesos y susceptibilidad a las fracturas.
La ingestión de agua y alimentos que contengan el metal representa de 5 a
10% del total de cadmio absorbido en el organismo. Estas concentraciones dependen
de la ingestión de proteínas y de la presencia de vitamina D; incluso, se relaciona
con la concentración en el organismo de algunos elementos, como Zn, Se y Ca,
con los cuales compite el cadmio. El cadmio también reduce los niveles de hierro
hepático.
La vida media del cadmio en el organismo es muy larga y se calcula entre
10 y 30 años, periodo en el cual permanece almacenado en varios órganos, en
particular el hígado y los riñones.
Se ha encontrado que los procesos de coagulación remueven el cadmio,
pero una variable importante es el pH. Al usar sales de aluminio y regular el pH,
es posible la remoción de 90% de cadmio en aguas turbias (9).
El sulfato de hierro puede remover 90% de cadmio a pH 7,5 (10).
El proceso de ablandamiento cal-soda puede tener una efectividad cercana
a 100%, debido a que se lleva a cabo a pH alto.
La EPA recomienda como margen de seguridad un límite máximo permisible
de 0,005 mg/L para aguas de consumo humano. Los valores guía dados por la
OMS y el Canadá son 0,003 mg/L y 0,005 mg/L, respectivamente. Sin embargo,
dado el poder bioacumulativo del cadmio, se recomienda que la concentración en
el agua tratada sea la menor posible.
24
Manual I: Teoría
2.2.12 Cianuro
Su presencia no es frecuente en aguas naturales.
La concentración de cianuro en aguas superficiales se debe, por lo general,
a su contaminación mediante descargas industriales, en especial de galvanoplastía,
plásticos, fertilizantes y minería. La extracción de oro usa cantidades importantes
de cianuro en procesos que generan efluentes con estos residuos, la mayor parte
de los cuales tienen como destino final los ríos y los lagos.
El cianuro es muy tóxico: una dosis de 0,1 mg/L tiene efectos negativos en
los peces y una de 50–60 mg/L puede ser fatal para los seres humanos. Los
efectos del cianuro sobre la salud están relacionados con lesiones en el sistema
nervioso y problemas de tiroides.
La toxicidad del cianuro depende de su concentración, el pH y la temperatura,
entre otros factores. Los cianuros alcalinos disueltos se transforman por oxidación
en carbonatos alcalinos, lo cual hace que disminuyan extraordinariamente sus
propiedades tóxicas.
El organismo humano convierte el cianuro en tiocianato, sustancia de menor
toxicidad y de fácil excreción.
Es importante anotar que la flora bacteriana no muere, sino que se inhibe
con la presencia de pequeñas concentraciones de cianuro, y vuelve a desarrollar
su actividad normal cuando desaparece.
Cuando un agua que contiene cianuros o sulfocianuros se clora, se forma
cloruro de cianógeno (ClCN), muy tóxico, que persiste durante 24 horas a pH 9 si
no hay cloro residual.
Bajo condiciones ácidas, la ozonización o cloración de aguas contaminadas
con tiocianato puede favorecer la formación de ácido cianhídrico (HCN).
En la cloración con cloro gas o hipoclorito, el cianuro libre (HCN y CN-) se
destruye y se transforma en cianato (11, 12). La cloración efectuada hasta obtener
cloro residual, a pH neutro o ligeramente alcalino, reduce los niveles de cianuro
por debajo de los límites propuestos como deletéreos.
Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua
25
El ozono es también particularmente efectivo para la oxidación del cianuro.
Hay poca información reciente sobre la remoción de cianuro durante el
tratamiento del agua con fines de consumo, tal vez porque debería estar ausente
en el agua cruda seleccionada para su potabilización.
La EPA y las Guías de Calidad para Agua de Bebida del Canadá recomiendan
un contenido no mayor de 0,2 mg/L en aguas destinadas a consumo público. La
OMS propone una concentración menor: 0,07 mg/L.
2.2.13 Cinc
Las aguas naturales pueden contener cinc en concentraciones bastante
bajas. En el agua de suministro, el cinc proviene generalmente del contacto con
accesorios y estructuras galvanizadas o de bronce.
El cinc es un elemento esencial y benéfico para el metabolismo humano, ya
que muchas enzimas dependen de él para la descomposición del ácido carbónico
y de la insulina, hormona esencial en el metabolismo de los hidratos de carbono.
La salubridad del cinc es variable y depende del pH y de la alcalinidad.
Diferentes estudios han demostrado que el cinc no tiene efectos sobre la
salud en concentraciones tan altas como 40 mg/L, pero que tiene un marcado
efecto sobre el sabor; por ello su contenido debe limitarse.
Por ser un elemento anfótero, el cinc puede estar en sus formas solubles
tanto con pH ácido como alcalino. Debido a esto, su remoción es difícil, aunque
hay poca información al respecto.
Estudios de remoción de cinc en aguas residuales reportan que la coagulación
con sulfato no es efectiva (30%). El ablandamiento cal-soda con un pH de 9,5
puede mejorar la eficiencia hasta un rango de 60 a 90% (10).
Debido a su influencia en el sabor y a la poca información respecto a su
remoción, las Guías de Calidad para Agua de Bebida del Canadá recomiendan
que la concentración de cinc en aguas de consumo no exceda los 5 mg/L. La
OMS limita esta recomendación a 3 mg/L.
26
Manual I: Teoría
2.2.14 Cloruros
Las aguas superficiales normalmente no contienen cloruros en
concentraciones tan altas como para afectar el sabor, excepto en aquellas fuentes
provenientes de terrenos salinos o de acuíferos con influencia de corrientes
marinas.
En las aguas superficiales por lo general no son los cloruros sino los sulfatos
y los carbonatos los principales responsables de la salinidad.
A partir de ciertas concentraciones, los cloruros pueden ejercer una acción
disolvente sobre ciertas sales presentes en el agua y también sobre algunos
componentes del cemento, al impartirles una acción corrosiva y erosionante, en
especial a pH bajo.
Por sus características químicas y la gran solubilidad de la mayoría de los
cloruros, su remoción requiere métodos sofisticados y costosos, muchos de ellos
impracticables, especialmente cuando se trata de volúmenes relativamente altos.
El método tradicional, que puede resultar más eficiente y práctico, es el de la
destilación. Actualmente se está trabajando en este campo para lograr unidades
que aprovechen la energía solar y eliminen los cloruros de manera eficiente y a
bajo costo. Este sistema puede resultar especialmente útil en comunidades costeras
cuya única fuente sea el agua del mar.
Los límites fijados en el agua por las normas de calidad se sustentan más en
el gusto que le imparten al agua que en motivos de salubridad.
Tomando en cuenta el límite de percepción del sabor de los cloruros en el
agua (cuadro 1-3), se ha establecido un límite de 250 mg/L en aguas de consumo,
concentración que puede ser razonablemente excedida según las condiciones
locales y la costumbre de los consumidores. La OMS considera que por encima
de esta concentración, los cloruros pueden influir en la corrosividad del agua.
2.2.15 Cobre
Con frecuencia se encuentra en forma natural en las aguas superficiales,
pero en concentraciones menores a un mg/L. En estas concentraciones, el cobre
no tiene efectos nocivos para la salud.
Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua
27
Se trata de un elemento benéfico para el metabolismo, esencial para la
formación de la hemoglobina. La deficiencia de cobre ha sido asociada con la
anemia nutricional de los niños.
Sin embargo, si se ingiere agua contaminada con niveles de cobre que superan
los límites permitidos por las normas de calidad, a corto plazo pueden generarse
molestias gastrointestinales. Exposiciones al cobre a largo plazo podrían causar
lesiones hepáticas o renales.
Los peces (principalmente la trucha) son especialmente sensibles a este
elemento y se ven indirectamente afectados cuando, al actuar el cobre como
alguicida, elimina la capacidad de captación de oxígeno del agua y disminuye el
OD a concentraciones tan pequeñas que ya no es posible el desarrollo de estas
especies.
La presencia del cobre en el agua está relacionada principalmente con la
corrosión de las cañerías en la vivienda, la erosión de depósitos naturales y el
percolado de conservantes de madera, entre otros.
En algunos sistemas se aplica sulfato de cobre en dosis controladas como
mecanismo para combatir las algas en el agua. Las dosis van de 0,1 a 2 mg/L.
En concentraciones altas, el cobre puede favorecer la corrosión del aluminio
y el cinc y cambiar el sabor del agua.
Pruebas de coagulación en laboratorio han reportado una eficiencia en la
remoción del cobre de entre 60 a 90% (10), dependiendo del pH y la turbiedad.
La EPA ha establecido una concentración máxima de 1,3 mg/L, que denomina
nivel de acción; es decir, una concentración límite que sirve como un aviso para
que los sistemas públicos de suministro de agua tomen medidas de tratamiento (si
es necesario, adicionales) cuando los niveles de las muestras de agua superan en
más de 10% los valores permitidos.
Las Guías de Calidad para Agua de Bebida del Canadá han recomendado
un límite de un mg/L de cobre en aguas destinadas al consumo humano. El valor
guía dado por la OMS es 2 mg/L.
28
Manual I: Teoría
2.2.16 Cromo
De las especies normalmente presentes en las aguas superficiales, el Cr
(III) es esencial para los seres humanos, pues promueve la acción de la insulina.
En cambio, el Cr (VI) es considerado tóxico por sus efectos fisiológicos adversos.
No se conoce de daños a la salud ocasionados por concentraciones menores
de 0,05 mg/L de Cr (VI) en el agua.
El cromo metálico y los derivados del cromo (VI) usualmente son de origen
antropogénico.
Por su naturaleza química, el Cr (III) difícilmente se encuentra con un pH
mayor de 5, donde el cromo está, por lo general, en forma hexavalente.
La erosión de depósitos naturales y los efluentes industriales que contienen
cromo (principalmente de acero, papel y curtiembres), se incorporan a los cuerpos
de aguas superficiales. La forma química dependerá de la presencia de materia
orgánica en el agua, pues si está presente en grandes cantidades, el cromo (VI) se
reducirá a cromo (III), que se podrá absorber en las partículas o formar complejos
insolubles.
Estos complejos pueden permanecer en suspensión y ser incorporados a
los sedimentos. La proporción de cromo (III) es directamente proporcional a la
profundidad de los sedimentos.
En teoría, el cromo (VI) puede resistir en este estado en aguas con bajo
contenido de materia orgánica, mientras que con el pH natural de las aguas, el
cromo (III) formará compuestos insolubles, a menos que se formen complejos. Se
desconoce la proporción relativa de cromo (III) y cromo (VI) en las aguas.
En el tracto gastrointestinal de los humanos y los animales, se absorbe menos
de 1% del cromo (III) y alrededor de 10% del cromo (VI). La forma química, la
solubilidad del compuesto en agua y el tiempo de permanencia en los órganos
modifican la velocidad de la absorción.
Los compuestos de cromo (VI), que son fuertes agentes oxidantes, tienden
a ser irritantes y corrosivos; también son considerablemente más tóxicos que los
compuestos de cromo (III) si la dosis y la solubilidad son similares. Se ha postulado
Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua
29
que esta diferencia en la toxicidad puede estar relacionada con la facilidad con la
que el cromo (VI) atraviesa las membranas celulares y con su subsecuente reducción intracelular e intermediarios reactivos.
Se ha demostrado que el cromo (VI) es carcinógeno para los seres humanos,
mientras que el cromo (0) y los derivados de cromo (III) aún no pueden clasificarse
respecto a su carcinogenicidad.
Debido a su gran solubilidad, el Cr (VI) es más difícil de remover que el Cr
(III). La cloración puede convertir por oxidación el Cr (III) en Cr (VI) y crear un
problema en el tratamiento del agua.
A escala experimental, la remoción del cromo trivalente puede ser efectiva
mediante la coagulación con alumbre o sulfato férrico, y en los sistemas de
ablandamiento con cal. En este último proceso, el factor pH es muy importante.
Con un pH entre 10,6 y 11,3, la remoción puede llegar a 98%, mientras que
a 9,2, la eficiencia baja a 70%.
La remoción del Cr (VI) es muy difícil mediante el tratamiento convencional
de coagulantes. Se ha encontrado que el sulfato ferroso es razonablemente efectivo
como reductor del Cr (VI) a Cr (III) (13). El ablandamiento cal-soda puede
remover entre 80 y 90% de Cr (III), pero el Cr (VI) no se remueve a pH 9,5.
La EPA recomienda, como factor de seguridad, que el límite para cromo en
fuentes de agua destinadas a consumo humano no exceda 0,1 mg/L como cromo
total. Las guías de la OMS y del Canadá son más exigentes: 0,05 mg/L.
2.2.17 Dureza
Corresponde a la suma de los cationes polivalentes expresados como la
cantidad equivalente de carbonato de calcio, de los cuales los más comunes son
los de calcio y los de magnesio.
Aún no se ha definido si la dureza tiene efectos adversos sobre la salud.
Pero se la asocia con el consumo de más jabón y detergente durante el lavado.
La dureza está relacionada con el pH y la alcalinidad; depende de ambos.
30
Manual I: Teoría
Un agua dura puede formar depósitos en las tuberías y hasta obstruirlas
completamente. Esta característica física es nociva, particularmente en aguas de
alimentación de calderas, en las cuales la alta temperatura favorece la formación
de sedimentos.
La remoción de la dureza en el tratamiento se lleva a cabo mediante la
precipitación con cal o mediante el proceso combinado cal-carbonato, conocido
como ablandamiento cal-soda.
En términos generales, puede considerarse que un agua es blanda cuando
tiene dureza menor de 100 mg/L; medianamente dura, cuando tiene de 100 a 200
mg/L; y dura, cuando tiene de 200 a 300 mg/L (en todos los casos, como CaCO3).
Las normas de calidad no establecen un límite específico para la dureza en
el agua para consumo humano.
2.2.18 Fenoles
Se definen como los hidróxidos derivados del benceno y su núcleo
condensado.
Su presencia en el agua está relacionada con la descomposición de hojas y
materia orgánica, ácidos húmicos y fúlvicos, pero principalmente se los asocia a
procesos de contaminación de las fuentes por desechos industriales, aguas servidas,
fungicidas y pesticidas, hidrólisis y oxidación de pesticidas organofosforados,
degradación bacteriológica de herbicidas del ácido fenoxialquílico, entre otros.
Los compuestos fenólicos y los fenoles halogenados son tóxicos para el
hombre a concentraciones altas. Pero aun en cantidades muy pequeñas, cambian
las condiciones organolépticas del agua debido a su intenso olor y sabor, ambos
desagradables.
Los compuestos fenólicos son muy difíciles de remover con los tratamientos
convencionales.
Si un agua filtrada que contiene fenoles es sometida a la cloración, los
derivados fenólicos clorados pueden cambiar el olor y el sabor del agua, lo que no
necesariamente será percibido en la planta de tratamiento, pero sí puede
manifestarse en las conexiones domiciliarias.
Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua
31
Las Guías de Calidad para Agua de Bebida del Canadá recomiendan que el
contenido de los compuestos fenólicos no sea superior a 2 µg/L.
2.2.19 Fluoruros
Elemento esencial para la nutrición del hombre. Su presencia en el agua de
consumo a concentraciones adecuadas combate la formación de caries dental,
principalmente en los niños (0,8 a 1,2 mg/L).
Sin embargo, si la concentración de fluoruro en el agua es alta, podría generar
manchas en los dientes (“fluorosis dental”) y dañar la estructura ósea.
Algunos países como el Canadá y Estados Unidos han implementado
programas de fluorización del agua de consumo como una medida para prevenir la
caries dental infantil.
El cuadro 1-4 muestra las recomendaciones referidas al contenido de flúor
en el agua, teniendo en cuenta la temperatura promedio anual del lugar.
Cuadro 1-4. Recomendación del contenido de flúor
en el agua de consumo
Promedio anual de temperatura
máxima del ambiente, ºC*
Nivel óptimo de flúor
en mg/L
10,0 – 12,2
1,2
12,7 – 14,4
1,1
15,0 – 17,7
1,0
18,3 – 21,6
0,9
22,2 – 26,1
0,8
26,6 – 32,7
0,7
* Datos de por lo menos cinco años.
Las principales fuentes de concentraciones contaminantes de flúor en el
agua son los efluentes de fábricas de acero y metales o de fábricas de plásticos y
fertilizantes.
32
Manual I: Teoría
Los procesos convencionales de coagulación con aluminio no son efectivos
para la remoción de fluoruros. Sorg (9) reportó que para reducir la concentración
de fluoruros en el agua de 3,6 a 1 mg/L se requerirían 350 mg/L de aluminio.
Debido a que la concentración de fluoruros en el agua está en función de la
temperatura del agua, la EPA recomienda un rango máximo de 4 mg/L en aguas
para consumo humano.
Las guías de calidad de agua para consumo humano, tanto del Canadá
como de la OMS, indican como valor guía 1,5 mg/L.
2.2.20 Fosfatos
Las especies químicas de fósforo más comunes en el agua son los ortofosfatos, los fosfatos condensados (piro-, meta- y polifosfatos) y los fosfatos
orgánicos. Estos fosfatos pueden estar solubles como partículas de detritus o en
los cuerpos de los organismos acuáticos.
Es común encontrar fosfatos en el agua. Son nutrientes de la vida acuática
y limitantes del crecimiento de las plantas. Sin embargo, su presencia está asociada
con la eutrofización de las aguas, con problemas de crecimiento de algas indeseables
en embalses y lagos, con acumulación de sedimentos, etcétera.
Para una buena interpretación de la presencia de fosfatos en las fuentes de
aguas crudas, es recomendable la diferenciación analítica de las especies químicas
existentes en ellas.
La fuente principal de los fosfatos orgánicos son los procesos biológicos.
Estos pueden generarse a partir de los ortofosfatos en procesos de tratamiento
biológico o por los organismos acuáticos del cuerpo hídrico.
Otra fuente importante de fosfatos en las aguas superficiales son las
descargas de aguas que contienen como residuo detergentes comerciales.
Concentraciones relativamente bajas de complejos fosforados afectan el
proceso de coagulación durante el tratamiento del agua.
Las normas de calidad de agua no han establecido un límite definitivo. Sin
embargo, es necesario estudiar la concentración de fosfatos en el agua, su relación
Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua
33
con la productividad biológica y los problemas que estos pueden generar en el
proceso de filtración y en la producción de olores.
2.2.21 Hidrocarburos
La mayor parte de los hidrocarburos que se pueden encontrar en el agua
son tóxicos. Sin embargo, concentraciones que no llegan a repercutir en la salud
pueden causar molestias e inconvenientes, ya que comunican al agua propiedades
organolépticas (sabor y olor) indeseables, interfieren en el tratamiento y atraviesan
los filtros de arena.
En algunos casos, estos compuestos presentes en el agua pueden llegar a
producir dermatitis.
Su presencia en el agua superficial se debe a descargas de desechos
industriales y a derrames accidentales.
El agua de lluvia puede arrastrar cantidades notables de hidrocarburos en
suspensión, derivados de la combustión, de desechos de automotores, asfalto,
etcétera. Algunos de estos productos de combustión son carcinógenos y deben
estar ausentes en el agua de consumo humano.
Las normas de calidad del agua especifican que estos compuestos tienen
que estar ausentes en el agua de consumo humano.
2.2.22 Hierro
El hierro es un constituyente normal del organismo humano (forma parte de
la hemoglobina). Por lo general, sus sales no son tóxicas en las cantidades
comúnmente encontradas en las aguas naturales.
La presencia de hierro puede afectar el sabor del agua, producir manchas
indelebles sobre los artefactos sanitarios y la ropa blanca. También puede formar
depósitos en las redes de distribución y causar obstrucciones, así como alteraciones
en la turbiedad y el color del agua.
Tiene gran influencia en el ciclo de los fosfatos, lo que hace que su
importancia sea muy grande desde el punto de vista biológico. En la naturaleza se
presenta en dos formas: asimilable y no asimilable.
34
Manual I: Teoría
En las aguas superficiales, el hierro puede estar también en forma de
complejos organoférricos y, en casos raros, como sulfuros. Es frecuente que se
presente en forma coloidal en cantidades apreciables.
Las sales solubles de hierro son, por lo general, ferrosas (Fe II) y la especie
más frecuente es el bicarbonato ferroso: Fe (HCO3)2.
En contacto con el oxígeno disuelto en el agua, las sales ferrosas se
convierten en férricas por oxidación y se precipitan en forma de hidróxido férrico.
Esta precipitación es inmediata con un pH superior a 7,5.
Con un pH mayor de 2,2, el hidróxido férrico es insoluble. El ion ferroso lo
es con un pH mayor de 6. De acuerdo con ello, las aguas subterráneas —que, por
estar fuera del contacto con el aire, se encuentran en un medio natural fuertemente
reductor— podrán tener en solución cantidades notables de hierro ferroso.
Este metal en solución contribuye con el desarrollo de microorganismos
que pueden formar depósitos molestos de óxido férrico en la red de distribución.
La remoción del hierro de las aguas crudas superficiales es relativamente
fácil con los procesos comunes de remoción de la turbiedad, mediante los cuales
su concentración puede bajar de 10 mg/L a 0,3 mg/L, que es la concentración
recomendada para el agua de consumo. Sin embargo, es posible que haya
problemas si el hierro está presente en complejos orgánicos inestables.
Por consideraciones de sabor y debido a que los tratamientos convencionales
pueden eliminar el hierro en estado férrico pero no el hierro soluble Fe (II), las
guías de calidad de la OMS y del Canadá recomiendan que en las aguas destinadas
al consumo humano no se sobrepase 0,3 mg/L de hierro.
2.2.23 Manganeso
El manganeso es un elemento esencial para la vida animal; funciona como
un activador enzimático. Sin embargo, grandes dosis de manganeso en el organismo
pueden causar daños en el sistema nervioso central.
Su presencia no es común en el agua, pero cuando se presenta, por lo
general está asociado al hierro.
Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua
35
Comúnmente se encuentra en el agua bajo su estado reducido, Mn (II), y su
exposición al aire y al oxígeno disuelto lo transforma en óxidos hidratados menos
solubles.
En concentraciones mayores a 0,15 mg/L, las sales disueltas de manganeso
pueden impartir un sabor desagradable al agua.
La presencia de manganeso en el agua provoca el desarrollo de ciertas
bacterias que forman depósitos insolubles de estas sales, debido a que se convierte,
por oxidación, de manganoso en solución al estado mangánico en el precipitado.
Esta acción es similar en el hierro.
Por lo general, en el agua es más difícil de controlar el manganeso que el
hierro. Su remoción se realiza formando sales insolubles, para lo cual, en muchos
casos, es necesario el uso de oxidantes y un pH alto.
Las Guías de Calidad para Aguas de Consumo Humano de la OMS
establecen como valor provisional 0,5 mg/L, pero las Guías de Calidad para Agua
de Bebida del Canadá recomiendan una concentración diez veces menor: 0,05
mg/L, por consideraciones principalmente relacionadas con el sabor y el olor del
agua.
2.2.24 Materia orgánica
Las aguas naturales, además de sustancias minerales y disueltas, pueden
llevar en suspensión sustancias orgánicas provenientes del lavado de los suelos o
del metabolismo de los organismos que viven en ellos. Además, los cuerpos de
aguas superficiales pueden recibir descargas de aguas residuales de origen
doméstico o industrial, las cuales provocan la polución y la contaminación en niveles
variables.
Las sustancias provenientes del lavado de suelos son principalmente ácidos
húmicos, mientras que las producidas por el metabolismo de los organismos acuáticos
son los hidratos de carbono, las proteínas, las aminas, los lípidos, etcétera, así
como pigmentos, hormonas y vitaminas, que funcionan como catalizadores o
inhibidores de las funciones biológicas.
Las sustancias provenientes de los desechos animales son principalmente
derivados de la urea o úrea, la cadaverina y la putrescina, entre otros.
36
Manual I: Teoría
Estas sustancias orgánicas representan una fuente de alimentación para los
organismos (autótrofos y heterótrofos) presentes en el agua. Tienden a desaparecer
progresivamente por oxidación, y pasar a CO2, amoniaco, nitritos, nitratos, etcétera.
Por lo general, las aguas naturales no contaminadas presentan cantidades
mínimas de materia orgánica, salvo aquellas que provienen de bosques o aguas
estancadas.
La materia orgánica puede ser, en muchos casos, la responsable del color,
el olor y el sabor del agua, los cuales deben ser eliminados durante el tratamiento
a fin de hacerla apta para el consumo humano.
Como es muy difícil determinar analíticamente la presencia de estas
sustancias orgánicas en el agua, se han establecido métodos globales de determinación. Estos son los siguientes:
a)
Demanda Bioquímica de Oxígeno: DBO5
Corresponde a la cantidad de oxígeno necesario para descomponer la materia
orgánica por acción bioquímica aerobia. Se expresa en mg/L. Esta demanda
es ejercida por las sustancias carbonadas, las nitrogenadas y ciertos
compuestos químicos reductores.
Es una prueba que reduce a números un fenómeno natural, muy sencillo en
teoría, pero en esencia muy complejo.
El cálculo se efectúa mediante la determinación del contenido inicial de
oxígeno de una muestra dada y lo que queda después de cinco días en otra
muestra semejante, conservada en un frasco cerrado a 20 ºC. La diferencia
entre los dos contenidos corresponde a la DBO5.
b)
Demanda Química de Oxígeno: DQO
Equivale a la cantidad de oxígeno consumido por los cuerpos reductores
presentes en un agua sin la intervención de los organismos vivos.
La eliminación de la materia orgánica se lleva a cabo mediante la
coagulación-floculación, la sedimentación y la filtración. Sin embargo, cuando
la fuente de agua cruda tiene una carga orgánica y bacteriana muy grande
—caso en el que la DBO5 puede alcanzar valores muy altos—, será necesaria
Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua
37
una precloración, que debe constituirse en un proceso adecuadamente
controlado.
Lo deseable es que las fuentes de agua cruda no presenten una carga
orgánica elevada.
Por la naturaleza de estos parámetros, las normas de calidad de agua
establecen que los causantes de la contaminación orgánica deben estar
ausentes en las aguas para consumo humano.
2.2.25 Mercurio
Se considera al mercurio un contaminante no deseable del agua.
El mercurio es un metal pesado muy tóxico para el hombre en las formas
aguda y crónica. En el tracto intestinal las sales mercuriosas son menos solubles
que las mercúricas y, por lo tanto, son menos nocivas. Se considera que dosis de
20 y 50 mg/L en la forma mercúrica son fatales.
En el agua, el Hg se encuentra principalmente en forma inorgánica, que
puede pasar a compuestos orgánicos por acción de los microorganismos presentes
en los sedimentos. De estos, puede trasladarse al plancton, a las algas y, sucesivamente, a los organismos de niveles tróficos superiores como los peces, las
aves rapaces e incluso al hombre.
El mercurio metálico y el inorgánico se convierten en mercurio metilado por
medio de procesos biológicos que se producen en el agua contaminada con este
metal. Tanto el dimetil mercurio Hg(CH3)2 como el ion metilo de mercurio HgCH3+
son absorbidos por los tejidos de los organismos vivos. Estas especies químicas se
bioacumulan, permanecen durante largos periodos en los tejidos y pueden
incorporarse en la cadena alimentaria biomagnificándose.
La permeabilidad del mercurio elemental en los lípidos es más alta que la de
la forma ionizada y, en consecuencia, el Hg0 puede atravesar las barreras
hematoencefálica y placentaria.
La absorción gastrointestinal de sales de mercurio divalentes o monovalentes
a partir de los alimentos es de aproximadamente 20% del Hg ingerido.
38
Manual I: Teoría
En términos de su toxicidad y sus efectos adversos sobre la salud, el
metilmercurio es la forma más importante de mercurio orgánico. Sus efectos son
básicamente neurotóxicos y genotóxicos.
Los niveles aceptables de ingestión de mercurio se basan en evidencias
epidemiológicas mediante las cuales se sabe que la menor concentración de metilmercurio en la sangre asociada con síntomas tóxicos es 0,2 microgramos por
gramo de peso, que corresponde a una prolongada y continua ingestión de 0,3 mg/
70 kilogramos por día.
Las pruebas realizadas en plantas piloto demuestran que la remoción de
mercurio inorgánico depende del pH y de la turbiedad del agua y tienen poca
dependencia de la concentración de mercurio, cuando se encuentra entre 0,003 y
0,016 mg/L.
Experimentalmente, se ha comprobado que el tratamiento convencional de
coagulación–filtración mediante aluminio o sulfato férrico puede remover entre
70 y 80% de mercurio inorgánico en aguas crudas turbias (13, 14). Sin embargo,
en aguas claras la remoción puede reducirse a la mitad o menos.
La coagulación con sulfato férrico (17 mg/L) probó ser 66% efectiva con
pH 7 y 97% con pH 8. El sulfato de aluminio es menos eficiente y logra solamente
38% de efectividad a pH 8.
La turbiedad desempeña un papel importante en la reducción de las
concentraciones de mercurio en el agua, pues experimentalmente se ha demostrado
que con turbiedades mayores de 100 UNT, la eficiencia crece sustantivamente.
Con respecto al mercurio orgánico, el proceso de ablandamiento con cal es
moderadamente efectivo y dependiente del pH y llega a 30% con pH 9,4 y alcanza
entre 60 y 80% con pH entre 10,7 y 11,4.
Se ha probado experimentalmente que las resinas de intercambio iónico son
efectivas en la remoción de mercurio hasta 98%, tanto en la forma orgánica como
inorgánica.
Sobre la base de las consideraciones mencionadas, la EPA recomienda no
exceder el límite de 0,002 mg/L como mercurio total. Las guías de la OMS y del
Canadá recomiendan una concentración máxima de 0,001 mg/L.
Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua
39
2.2.26 Nitritos y nitratos
El nitrógeno es un nutriente importante para el desarrollo de los animales y
las plantas acuáticas. Por lo general, en el agua se lo encuentra formando amoniaco,
nitratos y nitritos.
Si un recurso hídrico recibe descargas de aguas residuales domésticas, el
nitrógeno estará presente como nitrógeno orgánico amoniacal, el cual, en contacto
con el oxígeno disuelto, se irá transformando por oxidación en nitritos y nitratos.
Este proceso de nitrificación depende de la temperatura, del contenido de oxígeno
disuelto y del pH del agua.
En general, los nitratos (sales del ácido nítrico, HNO3) son muy solubles en
agua debido a la polaridad del ion. En los sistemas acuáticos y terrestres, los
materiales nitrogenados tienden a transformarse en nitratos.
Los nitritos (sales de ácido nitroso, HNO2) son solubles en agua. Se
transforman naturalmente a partir de los nitratos, ya sea por oxidación bacteriana
incompleta del nitrógeno en los sistemas acuáticos y terrestres o por reducción
bacteriana.
El ion nitrito es menos estable que el ion nitrato. Es muy reactivo y puede
actuar como agente oxidante y reductor, por lo que solo se lo encuentra en cantidades
apreciables en condiciones de baja oxigenación. Esta es la causa de que los nitritos
se transformen rápidamente para dar nitratos y que, generalmente, estos últimos
predominen en las aguas, tanto superficiales como subterráneas. Esta reacción de
oxidación se puede efectuar en los sistemas biológicos y también por factores
abióticos.
El uso excesivo de fertilizantes nitrogenados, incluyendo el amoniaco, y la
contaminación causada por la acumulación de excretas humanas y animales pueden
contribuir a elevar la concentración de nitratos en agua. Generalmente, los nitratos
son solubles, por lo que son movilizados con facilidad de los sedimentos por las
aguas superficiales y subterráneas.
Después de la absorción, tanto nitratos como nitritos se distribuyen con
rapidez a todos los tejidos.
40
Manual I: Teoría
Una vez en la sangre, el nitrito reacciona con el ion ferroso (Fe2+) de la
desoxihemoglobina y forma metahemoglobina, en la cual el hierro se encuentra en
estado férrico (Fe3+), por lo que es incapaz de transportar el oxígeno. Por ello se
relaciona al nitrito con una anomalía en la sangre de los niños (metahemoglobinemia)
por la ingestión de aguas con un contenido mayor de 10 mg/L de nitratos (como
N) y como resultado de la conversión de nitrato en nitrito. La mayor parte de
estos casos se asocian a aguas que contienen más de 45 mg/L de nitrato (10 mg/L
como NO3-N).
Aunque se ha comprobado que bebés menores de 6 meses que ingieren
nitratos en concentraciones altas pueden morir si no reciben tratamiento inmediato,
es importante anotar que no todos los niños que ingieren aguas con altos contenidos
de nitratos (10 mg/L o más) necesariamente desarrollan la enfermedad. Para ello
se requiere una predisposición natural. En este caso, la edad es un factor determinante, porque rara vez se presenta en niños de más de seis meses y mucho
menos en adultos.
La presencia de nitratos y nitritos no es extraña, especialmente en aguas
almacenadas en cisternas en comunidades rurales.
Aunque la toxicidad relativa de los nitratos es bien conocida, es difícil
establecer cuál es el nivel de una dosis nociva. Los nitritos tienen mayor efecto
nocivo que los nitratos, pero como generalmente en las aguas naturales no se
presentan niveles mayores de 1 mg/L y la oxidación con cloro los convierte en
nitratos, el problema prácticamente queda solucionado.
Es importante destacar que aunque el agente responsable de esta enfermedad
son los nitritos, debido a que estos se forman naturalmente a partir de los nitratos,
un factor determinante en la incidencia de esta enfermedad es la concentración
de nitratos en el agua y los alimentos. Para dar una idea de la gravedad y magnitud
potencial de este problema, basta mencionar que los datos obtenidos a través del
Sistema Mundial de Vigilancia del Medio Ambiente (GEMS, por sus siglas en
inglés) indican que 10% de los ríos estudiados en todo el mundo tenían
concentraciones de nitratos por encima del límite recomendado por la OMS. Los
estudios de GEMS también encontraron que en Europa 15% de los ríos tenían
concentraciones de nitratos hasta 45 veces mayores que la concentración natural.
Los métodos tradicionales de floculación e incluso ablandamiento con cal
no son efectivos para la remoción de nitratos. El más eficiente es el de resinas de
Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua
41
intercambio iónico, que puede remover concentraciones tan altas como 30 mg/L y
reducirlas hasta 0,5 mg/L en procesos continuos.
En la práctica, difícilmente los nitritos se encuentran en aguas tratadas debido
a que se oxidan fácilmente y se convierten en nitratos durante la cloración.
Por sus efectos adversos para la salud de los lactantes y porque no se
tienen procesos definitivos para su remoción, el contenido de nitratos en aguas de
consumo público no debe exceder, según la EPA, de 10 mg/L. Puesto que los
nitritos tienen un efecto tóxico superior a los nitratos, el contenido no debe exceder
de un mg/L; en ambos casos, medidos como nitrógeno.
La OMS establece un valor guía provisional de 50 mg/L (N-NO3) y 3 mg/L
(N-NO2), mientras que el Canadá recomienda un máximo de 10 mg/L para el
primero y un mg/L para el segundo.
2.2.27 Oxígeno disuelto (OD)
Su presencia es esencial en el agua; proviene principalmente del aire.
Niveles bajos o ausencia de oxígeno en el agua. Puede indicar contaminación
elevada, condiciones sépticas de materia orgánica o una actividad bacteriana
intensa; por ello se le puede considerar como un indicador de contaminación.
La presencia de oxígeno disuelto en el agua cruda depende de la temperatura,
la presión y la mineralización del agua. La ley de Henry y Dalton dice: “La
solubilidad de un gas en un líquido es directamente proporcional a la presión parcial
e inversamente proporcional a la temperatura”. El agua destilada es capaz de
disolver más oxigeno que el agua cruda.
No es posible establecer un contenido ideal de oxígeno en el agua, ya que
hay aspectos positivos y negativos de su presencia. Sin embargo, si el agua contiene
amoniaco o hierro y manganeso en sus formas reducidas, es preferible que el OD
esté cercano al punto de saturación.
Las aguas superficiales no contaminadas, si son corrientes, suelen estar
saturadas de oxígeno y a veces incluso sobresaturadas; su contenido depende de
la aereación, de las plantas verdes presentes en el agua, de la temperatura y de la
hora del día (mañana o tarde), etcétera.
42
Manual I: Teoría
De la observación de los datos de OD en algunos ríos se deduce que en la
mayoría de ellos se presentan contaminaciones esporádicas que no afectan para
nada el estado general de los mismos y representan solamente fenómenos locales.
Por otra parte, durante el verano el caudal de un río disminuye, por lo que también
lo hace la cantidad total de oxígeno disponible y, por tanto, el consumo de este por
los seres vivientes acuáticos aumenta por unidad de volumen. Por eso no es extraño
que haya grandes diferencias entre el verano y el invierno en lo que se refiere al
OD.
Igualmente ocurre que este contenido varía del día a la noche, ya que los
seres vivientes consumen oxígeno para la respiración las 24 horas del día. Sin
embargo, la fotosíntesis solo se realiza con el concurso de la luz solar.
Se ha demostrado la existencia de una estrecha relación entre la distribución
de oxígeno y la productividad de materia orgánica, viva o muerta. Por otro lado, la
cantidad de OD en un cuerpo de agua está relacionada con su capacidad de
autodepuración.
En la práctica, se puede comprobar que a 10 ºC, la distribución del oxígeno
en el agua está regida por la presencia de materias vivas mediante la respiración
y muertas mediante la descomposición. En cambio, a temperaturas de 20 ºC o
mayores, es el metabolismo del conjunto de los organismos vivos presentes el que
determina esta distribución.
El agua potable debe contener cierta cantidad de oxígeno disuelto. Debe
estar bien aereada y es muy importante tener en cuenta las variaciones relativas
de oxígeno disuelto, ya que si estas son grandes, es síntoma de un probable aumento
de vegetales, materia orgánica, gérmenes aerobios, reductores inorgánicos, etcétera.
En algunos casos, el contenido de OD puede influir en las propiedades
corrosivas del agua, dependiendo de la temperatura (a mayor temperatura, mayor
corrosión) y del pH (a menor pH, mayor corrosión). Si este es el caso, en aguas
que tienen suficiente contenido en calcio, se reduce la corrosión y se eleva el pH
al valor de saturación del carbonato cálcico.
2.2.28 pH
Es un parámetro básico que indica el grado de acidez o basicidad del agua.
Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua
43
Este parámetro tiene mucha influencia en una serie de reacciones que
ocurren en el agua.
Por lo general, un agua con pH menor de 6,0 es considerada agresiva y
corrosiva para los metales.
Un pH ácido en el agua no necesariamente indica la presencia de ácidos,
pues algunas sales como las de aluminio pueden generar pH 4 por hidrólisis.
El pH tiene gran importancia en el tratamiento del agua, especialmente en
la coagulación, desinfección y estabilización.
Durante la coagulación, la remoción de la turbiedad es eficiente por lo general
en un rango de pH de 6,0 a 7,8, mientras que la remoción del color se consigue con
un pH de entre 4 y 6. Sin embargo, es necesario puntualizar que el pH óptimo para
ambos casos debe determinarse por medio de la prueba de jarras.
La desinfección con cloro es más efectiva a un nivel bajo de pH. Esto se
debe a la mayor efectividad del ácido hipocloroso comparado con el ion hipoclorito
y al hecho de que el ácido hipocloroso predomina con valores de pH bajos.
La estabilidad del agua depende del pH. Una planta de tratamiento debe
producir agua que no sea ni corrosiva ni incrustante. En la práctica, esto significa
que el pH del agua tratada debe ser ligeramente mayor que el pH de saturación.
En otras palabras, el índice de saturación debe ser ligeramente positivo.
La medición del pH debe realizarse in situ, ya que puede sufrir variación
importante en el transcurso del tiempo, debido a diversas causas, entre las cuales
se encuentran la sobresaturación de CO2, como consecuencia de la presencia de
plantas acuáticas o su contenido en el aire, reacciones químicas, temperatura,
etcétera. La variación del pH entre las mediciones en campo y las realizadas en el
laboratorio puede llegar hasta la unidad, a pesar de haberse efectuado el mismo
día.
El Canadá recomienda como valor guía para agua de bebida un rango 6,5 a
8,5 para el pH.
44
Manual I: Teoría
2.2.29 Plaguicidas
Este nombre agrupa a un gran número de compuestos orgánicos que se
usan con diversos propósitos en el campo agrícola: control de plagas, maleza,
hierba, etcétera. Entre los plaguicidas más comunes tenemos los hidrocarburos
clorados, los carbamatos, los organofosforados y los clorofenoles. La presencia
de estos compuestos en niveles tóxicos genera problemas en el agua y en el
ambiente.
El efecto de los plaguicidas en la salud humana depende de su naturaleza
química, pues mientras unos se acumulan en los tejidos, otros son metabolizados.
La remoción de los plaguicidas presentes en las aguas todavía se encuentra
en la fase experimental, pero se sabe que su tratamiento con carbón activado
reduce notoriamente los niveles de algunos de estos compuestos.
Las guías de calidad indican valores específicos en cada caso, todos a nivel
de trazas.
2.2.30 Plata
No es un componente propio de las aguas naturales.
Se considera que en las personas que ingieren agua con cantidades excesivas
de plata pueden presentar decoloración permanente e irreversible de la piel, los
ojos y las membranas mucosas.
Todos los estudios que se han hecho sobre este elemento y sus posibles
efectos son preliminares, por lo cual no se puede postular límites sobre los niveles
que afectan la salud humana.
El proceso de floculación puede lograr una eficiencia de entre 70 y 80%
mediante sulfato férrico con un pH entre 7 y 9 ó sulfato de aluminio con un pH
entre 6 y 8. También ofrece buenos resultados el ablandamiento con cal con un
pH entre 7 y 9.
Debido a que no hay suficiente información, las guías canadienses consideran
que el límite no debe excederse de 0,05 mg/L en agua de consumo humano. Sin
embargo, la OMS considera que no es necesario recomendar un límite de
Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua
45
concentración de plata en el agua de bebida, debido a que con concentraciones
normalmente encontradas en ella, no se han detectado daños en la salud de los
consumidores.
2.2.31 Plomo
Las fuentes naturales por lo general contienen plomo en concentraciones
que varían notoriamente. Se pueden encontrar desde niveles tan pequeños como
trazas hasta concentraciones importantes que contaminan definitivamente el recurso
hídrico.
El plomo es un metal pesado en esencia tóxico; puede provocar en el hombre
intoxicaciones agudas o crónicas. Es causa de la enfermedad denominada saturnismo.
Es un elemento con gran capacidad de bioacumulación; afecta prácticamente
a todos los órganos, tanto de los seres humanos como de los animales.
Los sistemas más sensibles a este metal son el nervioso (especialmente, en
los niños), el hematopoyético y el cardiovascular.
En instalaciones antiguas, la mayor fuente de plomo en el agua de bebida
proviene de las tuberías de abastecimiento y de las uniones de plomo. Si el agua es
ácida, puede liberar gran cantidad de plomo de las tuberías, principalmente en
aquellas en las que el líquido permanece estancado por largo tiempo. Aun en el
agua estancada por corto tiempo en una tubería de cobre-plomo, la concentración
de este último metal puede llegar a hasta 100 µg Pb/L.
La remoción del plomo presente en el agua en los procesos convencionales
de floculación o ablandamiento con cal se realiza formando hidróxidos y carbonatos
de plomo insolubles. Mediante este método es posible llegar a una eficiencia de
98%.
La coagulación con aluminio con un pH de 6,5 a 7 puede lograr una remoción
de 60 a 80%. Con pH mayores de 9,5 la eficiencia de remoción sube a 90% (9, 10).
Cuando las aguas crudas de baja turbiedad contienen una alta concentración
de plomo, el sulfato férrico puede ser más efectivo para su remoción (15).
46
Manual I: Teoría
El ablandamiento cal-soda con un pH entre 7 y 11 puede remover por encima
del 90% de plomo en el agua (16).
Debido a que la exposición al plomo es muy común y por el peligro potencial
que representa, las concentraciones de este metal en el agua deben ser las más
bajas posibles.
La EPA ha establecido una concentración máxima de 0,015 mg/L, que
denomina nivel de acción; es decir, una concentración límite que sirve como un
aviso para que los sistemas públicos de suministro de agua tomen medidas de
tratamiento (si es necesario, adicionales) cuando los niveles de las muestras de
agua superen en más de 10% los valores permitidos.
Las Guías de Calidad para Agua de Bebida del Canadá especifican 0,05
mg/L mientras que la OMS es más exigente: 0,01 mg/L.
2.2.32 Selenio
Es raro encontrarlo disuelto en aguas naturales. Su origen, por lo general,
está ligado a descargas de residuos mineros, petroleros e industriales, pero también
puede provenir de la erosión de depósitos naturales.
Las especies más frecuentes son Se (IV) y Se (VI). Ambas formas son
muy estables e independientes una de la otra. Los métodos tradicionales de análisis
no hacen una distinción especial entre ambas.
Los efectos del selenio en el hombre son similares a los del arsénico y, al
igual que este, puede causar intoxicaciones agudas y crónicas que en algunos
casos pueden llegar a ser fatales. Entre los principales síntomas que presentan los
intoxicados con selenio están la caída del cabello y de las uñas, el adormecimiento
de los dedos de las manos y los pies y problemas circulatorios.
Pruebas de laboratorio y en plantas piloto han demostrado que la remoción
del selenio es moderada (70–80%) en el proceso de coagulación con sulfato férrico
con un pH entre 6 y 7, y que es menos efectiva con sulfato de aluminio. Los
reportes indican que el intercambio iónico o la ósmosis inversa mejoran la efectividad
de remoción, que puede llegar a ser superior a 90%.
Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua
47
Debido a que en la práctica el tratamiento solo tiene un efecto moderado en
la remoción del selenio y a que sus efectos nocivos sobre la salud son comprobados,
la EPA recomienda que en aguas destinadas al consumo humano, este elemento
no esté por encima de 0,05 mg/L. El valor guía propuesto por la OMS y por el
Canadá es 0,01 mg/L.
2.2.33 Sulfatos
Los sulfatos son un componente natural de las aguas superficiales y por lo
general en ellas no se encuentran en concentraciones que puedan afectar su calidad.
Pueden provenir de la oxidación de los sulfuros existentes en el agua y, en
función del contenido de calcio, podrían impartirle un carácter ácido.
Los sulfatos de calcio y magnesio contribuyen a la dureza del agua y
constituyen la dureza permanente. El sulfato de magnesio confiere al agua un
sabor amargo.
Un alto contenido de sulfatos puede proporcionar sabor al agua y podría
tener un efecto laxante, sobre todo cuando se encuentra presente el magnesio.
Este efecto es más significativo en niños y consumidores no habituados al agua de
estas condiciones.
Cuando el sulfato se encuentra en concentraciones excesivas en el agua
ácida, le confiere propiedades corrosivas.
La remoción de sulfato puede resultar costosa y requerir métodos
complicados, por lo cual es preferible elegir fuentes naturales con niveles de sulfato por debajo de los límites aconsejados.
Por sus efectos laxantes, su influencia sobre el sabor y porque no hay métodos
definidos para su remoción, la OMS recomienda que en aguas destinadas al
consumo humano, el límite permisible no exceda 250 mg/L, pero indica, además,
que este valor guía está destinado a evitar la probable corrosividad del agua. Las
Guías de Calidad para Agua de Bebida del Canadá recomiendan un máximo de
500 mg/L.
48
Manual I: Teoría
3.
CRITERIOS DE CALIDAD PARA LA SELECCIÓN DE UNA
FUENTE DE AGUA CRUDA
3.1
Criterios fisicoquímicos
Antes de establecer los criterios de selección de una fuente de agua cruda,
es necesario dividir en tres grandes grupos los principales contaminantes
fisicoquímicos. Los detalles sobre cada contaminante en forma individual se han
tratado en la sección anterior.
3.1.1 Contaminantes inorgánicos
Este es el grupo que más dificultades puede presentar, ya que los métodos
convencionales de tratamiento no son efectivos en todos los casos.
Cuando se identifiquen contaminantes inorgánicos muy tóxicos en
concentraciones altas o estos sean de difícil remoción, como factor de seguridad,
debería considerarse la búsqueda de otras fuentes alternas que no los contengan.
Aunque en teoría, en las plantas piloto existen sistemas para reducir o
remover contaminantes inorgánicos deletéreos, como se expuso anteriormente, la
forma química en la que estos se encuentren y el pH del agua son factores críticos
que si no se toman en cuenta y no se controlan adecuadamente durante el proceso
de tratamiento, pueden hacer fracasar el método.
3.1.2 Contaminantes orgánicos
Los contaminantes orgánicos biodegradables son de fácil remoción y no
constituyen problema durante el tratamiento, siempre y cuando se encuentren en
concentraciones no excesivas. En este último caso, la precloración pude constituir
una alternativa que debe ser cuidadosamente controlada para evitar la formación
de contaminantes aún más peligrosos.
Los contaminantes orgánicos no biodegradables (hidrocarburos, pesticidas,
productos aromáticos, etcétera) son un problema difícil de afrontar para plantas
de tratamiento convencionales. En la mayoría de los casos, pueden ser controlados
mediante la adición de carbón activado pulverizado o el uso de carbón activado
granular dispuesto sobre los lechos de los filtros. Sin embargo, es necesario
considerar que esto representa costos adicionales de tratamiento y un mayor control
Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua
49
analítico, en la mayoría de los casos especializado, de los procesos de tratamiento
en planta.
Se debe tomar en cuenta, además, que los pesticidas que se mencionan en
las normas de calidad representan a más de 700 compuestos orgánicos que han
sido detectados en Estados Unidos en las aguas de bebida y que provienen de
contaminaciones por descargas industriales o domésticas, escorrentías de zonas
rurales o urbanas o descomposición natural de materia animal o vegetal.
Como se expuso, la descomposición de cierta materia vegetal genera ácidos
húmicos que, en combinación con el cloro usado en la desinfección, da origen a la
formación de trihalometanos, compuestos que últimamente están siendo asociados
a la aparición de cáncer en animales de experimentación.
En casos en que se sospeche de la presencia de compuestos que puedan
descomponerse en trihalometanos, el sistema de cloración deberá localizarse en
otro punto o deberá cambiarse a otro agente desinfectante no halógeno como el
ozono.
3.1.3 Contaminantes radiológicos
Se deben considerar dos tipos de contaminación radiológica: la natural y la
provocada por el hombre.
Los radionúcleos naturales (emisores alfa) ocurren algunas veces en aguas
subterráneas, pero el tratamiento con cal-soda empleado para el ablandamiento
es suficiente para eliminarlos, así como la ósmosis reversa.
Los radionúcleos artificiales (emisores beta y gama) son el producto de
residuos de plantas atómicas o de fallas en su control y, por lo tanto, son fácilmente
controlables si se ejerce una vigilancia permanente sobre ellas, ya que para su
eliminación se requieren estudios particulares en cada caso.
No se ha tratado el tema de los contaminantes radiológicos porque se ha
considerado que están fuera de los alcances de este manual.
50
3.2
Manual I: Teoría
Criterios de selección de la fuente de agua cruda tomando en cuenta
los aspectos fisicoquímicos
De acuerdo con lo expuesto anteriormente, para la adecuada selección de
una fuente de agua cruda con fines de potabilización, es necesario tener en cuenta
las siguientes consideraciones:
a)
El origen de la fuente de agua cruda y la identificación de los principales
afluentes y/o probables aportes de contaminación.
b)
La calidad del agua cruda, teniendo en cuenta todos los parámetros que
pueden influir en la salud de los consumidores.
c)
El comportamiento de los constituyentes del agua, teniendo en cuenta los
factores ambientales que pueden influir en él.
d)
La eficiencia del tratamiento empleado en la remoción de los tóxicos
identificados.
e)
Los límites máximos de cada parámetro establecidos por las normas de
calidad para el agua de consumo humano.
Por otro lado, el manejo racional de la calidad del agua requiere el
conocimiento básico de los procesos que controlan la composición química del
agua, a fin de estar en condiciones de decidir y planificar un adecuado tratamiento.
Entre los temas más importantes están los siguientes:
—
—
—
Las alteraciones fundamentales entre átomos y moléculas.
Las reacciones químicas que involucran al agua y sus componentes líquidos,
sólidos o gaseosos.
Los medios usados para el estudio sistemático de estas reacciones,
especialmente aquellos referidos a factores ambientales que influyen a través
de un ciclo hidrológico.
Al evaluar un cuerpo hídrico superficial (río, lago, etcétera) como fuente de
agua cruda para el consumo humano después del tratamiento, es necesario realizar
inicialmente toda la gama de análisis fisicoquímicos con la finalidad de caracterizarla. Este proceso no debe consistir en un muestreo puntual sino en todo un
Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua
51
programa de monitoreo que considere las condiciones climáticas, geológicas y
ambientales del lugar. Si se trata, por ejemplo, de un río, esta consideración ayudará
a solucionar problemas posteriores. Solamente decidir la ubicación más adecuada
del punto de captación del agua puede tener grandes implicancias, pues en muchos
casos será posible identificar descargas que pueden modificar sustancialmente la
composición del recurso hídrico, por ejemplo. Una vez ubicado el punto de descarga
del contaminante, se podrá definir la captación aguas arriba de esta y solucionar
así un problema importante para su potabilización e incluso reducir los costos del
tratamiento.
4.
EL AGUA POTABLE
4.1
Aspectos fisicoquímicos
Se conoce con este nombre al agua que ha sido tratada con el objetivo de
hacerla apta para el consumo humano, teniendo en cuenta todos sus usos domésticos.
Algunas especies biológicas, físicas y químicas pueden afectar la
aceptabilidad del agua para consumo humano. Por ejemplo:
a)
Su apariencia estética: turbiedad, olor, color y sabor, espuma.
b)
Su composición química: acidez, alcalinidad, aceites y grasas, compuestos
orgánicos e inorgánicos en general.
Es necesario, asimismo, considerar las transformaciones químicas y bioquímicas a que están expuestos los contaminantes del ambiente acuático.
Las alteraciones químicas pueden afectar su disponibilidad biológica o tóxica
(aumentarla o disminuirla). Poco se sabe acerca de estos procesos químicos, físicos
y biológicos y sus mecanismos, a pesar de que son indispensables para comprender
los efectos en la salud del consumidor.
Por citar un ejemplo, aún no se entiende bien la relación que existe entre la
dureza del agua y las trazas metálicas y los efectos en el organismo del consumidor,
pero se sabe que estos factores pueden influir en la salud y tal vez estar relacionados
con algunas enfermedades de la población en diferentes áreas geográficas.
52
4.2
Manual I: Teoría
Criterios de calidad del agua para consumo humano: las Guías de
Calidad para Aguas de Consumo Humano de la OMS
Los programas de control y vigilancia del agua potable requieren normas
adecuadas que regulen la calidad del agua de consumo humano, que permitan
seleccionar fuentes adecuadas de agua cruda y los procesos de tratamiento y
distribución.
Las Guías de Calidad para Aguas de Consumo Humano de la OMS (cuadro
1-3) constituyen una herramienta válida referida a la calidad fisicoquímica del
agua destinada al consumo del hombre. A partir de ellas cada país puede establecer
sus propias normas y tener en cuenta los siguientes criterios básicos:
1)
Los valores establecidos para cada parámetro deben asegurar la aceptabilidad estética del agua y no representar riesgos para la salud del consumidor.
2)
La calidad del agua debe ser adecuada para el consumo humano y tomar
en cuenta todos los usos domésticos.
3)
Los valores establecidos sirven como señal para que cuando se supere este
valor:
a) Se investigue la causa
b) Se consulte con las autoridades responsables de la salud pública.
Las autoridades deben asegurar que la calidad del agua sea aceptable para
ser consumida durante toda la vida. Las metas señaladas están dirigidas a
salvaguardar la salud del consumidor. Algunas exposiciones a contaminantes por
periodos cortos pueden ser toleradas, siempre que el nivel de toxicidad se controle
adecuadamente. El no cumplimiento de las metas señaladas por corto tiempo no
significa necesariamente que el agua deba ser descartada definitivamente para el
consumo.
La elaboración de las normas nacionales de calidad del agua potable debe
tomar en cuenta consideraciones locales como la geografía, la situación
socioeconómica, la dieta y las actividades industriales.
Aspectos fisicoquímicos. Las normas de calidad fisicoquímica del agua
potable son muy estrictas respecto a sus regulaciones. Solo aquellas relacionadas
con la preservación de la vida acuática son más exigentes.
Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua
53
En este manual hemos presentado lo dispuesto por las regulaciones internas
de la EPA (4) en Estados Unidos, las Guías de Calidad para Aguas de Consumo
Humano de la OMS (3) y las Guías de Calidad de Agua para Bebida del Canadá
de 1978 (2) (cuadro 1-3).
54
Manual I: Teoría
REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS
(1)
Castro de Esparza, María Luisa. Parámetros físico-químicos que influyen
en la calidad y en el tratamiento del agua. Lima, CEPIS, 1987.
(2)
Health and Welfare Canada. Guidelines for Canadian Drinking Water
Quality. Supply and Services. Canadá: Hull, 1978.
(3)
OMS. Guidelines for Drinking-Water Quality. Volume 2. Health criteria
and other supporting information. Segunda edición. Ginebra, 1996.
(4)
Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos-EPA. Estándares
del Reglamento Nacional Primario de Agua Potable. EPA 815-F-00-007,
2000.
(5)
Trelles, R. A. El problema sanitario de las aguas destinadas a la bebida
humana con altos contenidos de arsénico, vanadio y flúor. Saneamiento 34
(217), 1978, pp. 31-38.
(6)
Health and Welfare Canada. A national survey for asbestos fibres in
Canadian drinking-water supplies. Environmental Health Directorate.
79 EHD 34, 1979.
(7)
Sorg T. J. y Logsdon, G. W. Treatment technology to meet the interim primary
drinking water regulations for inorganics: Part 5. Journal of the American
Water Works Association 72, 1980, pp. 411-422.
(8)
Krause, T. L. y Stover, E. L. Evaluating water treatment techniques for
barium removal. Journal of the American Water Works Association 74,
1982, pp. 478-485.
(9)
Sorg, T. J. Treatment technology to meet the interim primary drinking water
regulation for organics. Journal of the American Water Works Association
70, 1978, pp. 105-112.
(10) NAS. Drinking water and health. Safe drinking-water committee,
National Academy of Sciences, U. S. National Research Council,
Washington, D. C., 1977.
Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua
(11)
55
White, G. C. Handbook of chlorination for potable water, wastewater, cooling
water, industrial processes, and swimming pools. Van Nostrand Reinhold
Co., Cincinnati, Ohio, 1972.
(12) Leduc, G.; Pierce, R. C. y McCracken I. R. The effects of cyanides on
aquatic organisms with emphasis upon freshwater fishes. Ottawa: Associate
Committee on Scientific Criteria for Environmental Quality, National
Research Council of Canada, NRCC 19246, 1982.
(13) Sorg, T. J. Treatment technology to meet the interim primary drinking water
regulation for organics: Part 4. Journal of the American Water Works
Association 71, 1979, pp. 454-466.
(14) Logsdon, G. S. y Symons, J. M. Mercury removal by conventional watertreatment techniques. Journal of the American Water Works Association
65, 1973, pp. 554-562.
(15) Agencia de Protección Ambiental de las Naciones Unidas-EPA. In-depth
Studies on Health and Environmental Impacts of Selected Water
Pollutants. EPA Contract 68-01-4646, 1978.
(16) NAS. Drinking Water and Health. Vol. 4. National Academy of Sciences,
Washington, D. C., U. S. National Research Council, 1982.
56
Manual I: Teoría
CAPÍTULO 2
ASPECTOS BIOLÓGICOS DE LA CALIDAD DEL AGUA
Bióloga Margarita Aurazo de Zumaeta
Aspectos biológicos de la calidad del agua
1.
59
INTRODUCCIÓN
Las aguas superficiales están expuestas a una amplia gama de factores
que pueden alterar su calidad biológica y ocasionar cambios simples o complejos
y con diferentes niveles de intensidad. Esta alteración se puede originar en eventos
naturales o en actividades antropogénicas, como el uso doméstico del agua y la
consiguiente producción de aguas residuales, de la industria, minería y agricultura,
entre otras.
La contaminación fecal de las fuentes de aguas superficiales para
abastecimiento de consumo humano es uno de los problemas más preocupantes
en los países en vías de desarrollo. En las grandes ciudades esta contaminación se
debe principalmente al vertimiento de los desagües sin ningún tratamiento. También
se ha observado que la contaminación fecal es intensa en las zonas de arrastre
provenientes de los corrales de engorde de bovinos y de las avícolas (1).
Además del vertimiento o infiltración de aguas residuales sin tratar, también aportan contaminantes los lixiviados de rellenos sanitarios, los efluentes de
aguas residuales con tratamiento deficiente, las infiltraciones de tanques sépticos,
etcétera. Asimismo, la escorrentía pluvial y las inundaciones ocasionan el deterioro
de la calidad del agua de los recursos hídricos. En las zonas rurales la contaminación fecal se origina por la defecación a campo abierto y por la presencia de animales domésticos y silvestres que actúan como reservorios de agentes patógenos.
El uso de aguas superficiales como fuentes de agua de bebida implica un
riesgo de transmisión de enfermedades hídricas. Los agentes patógenos involucrados con la transmisión por esta vía son las bacterias, virus y protozoos, helmintos
y cyanobacterias, que pueden causar enfermedades con diferentes niveles de
gravedad, desde una gastroenteritis simple hasta serios y a veces fatales cuadros
de diarrea, disentería, hepatitis o fiebre tifoidea. La transmisión hídrica es solo una
de las vías, pues estos agentes patógenos también pueden transmitirse a través de
alimentos, de persona a persona debido a malos hábitos higiénicos y de los animales
al hombre, entre otras vías.
60
Manual I: Teoría
Los agentes patógenos y los organismos productores de toxinas que pueden
estar presentes en aguas superficiales y cuya transmisión hídrica está demostrada
pertenecen a los siguientes grupos:
Cuadro 2-1. Agentes patógenos y organismos productores de
toxinas en aguas superficiales
Bacterias
Escherichia coli, Salmonella, Shigella, Vibrio cholerae,
Yersinia enterocolitica, Campylobacter jejuni.
Virus
Enterovirus, Rotavirus, Adenovirus.
Protozoos
Giardia, Cryptosporidium, Entamoeba histolytica,
Balantidium coli.
Helmintos
Ascaris, Trichuris, Taenia.
Cyanobacterias
Anabaena, Microcystis.
Se ha demostrado la presencia de patógenos en aguas superficiales, así
como su relación con los brotes epidémicos. En algunos casos no se ha detectado
la fuente de origen pero, por las características del brote, se presume que su
transmisión ha ocurrido por la vía hídrica. Brotes de Giardia, Cryptosporidium y
fiebre tifoidea con transmisión hídrica han sido bien documentados (Craun, 2001).
2.
CARACTERÍSTICAS BIOLÓGICAS DE LAS AGUAS
SUPERFICIALES
2.1
Organismos propios de las aguas superficiales
En las aguas superficiales se encuentra una amplia gama de organismos no
perceptibles a simple vista. En condiciones normales, estos organismos permiten
el desarrollo de los ciclos biológicos y químicos en el cuerpo de agua y no son
necesariamente nocivos para la salud o para el tratamiento del agua.
Los organismos propios de las aguas superficiales están en permanente
actividad y ninguno vive aislado. Su existencia depende del medio que los rodea.
Se entiende por medio tanto el ambiente físico como los organismos con los cuales
se convive. Todos forman parte de un ecosistema.
Un ecosistema es una unidad ecológica cuyos componentes básicos,
fisicoquímicos y biológicos, operan juntos para producir una estabilidad funcional.
Aspectos biológicos de la calidad del agua
61
La supervivencia de los microorganismos propios de las aguas superficiales está
ligada a la presencia de ciertos factores tales como temperatura, horas luz e
intensidad luz, gas carbónico, nutrientes, minerales, entre otros, y precisamente la
contaminación del agua altera dichos factores debido a la introducción de sustancias extrañas al ecosistema.
En un ecosistema acuático, la luz solar regula la fotosíntesis y los organismos
que tienen clorofila, como las algas, acumulan energía que utilizan para su
sostenimiento, crecimiento y reproducción. Este grupo de organismos son los
productores primarios, su energía es transmitida a los animales herbívoros, como
los Cladóceros, los Copépodos y los Rotíferos, que se alimentan de las algas y por
ello se les conoce como consumidores de primer orden. Estos, a su vez, sirven
de alimento para los consumidores de los órdenes sucesivos. De este modo, se
forma una red alimenticia cuya diversidad aumenta con la organización y complejidad
del ecosistema.
En las aguas superficiales existe un grupo de organismos que actúan en los
procesos de biodegradación. Este grupo está conformado principalmente por
bacterias y hongos. Estos organismos transforman la materia orgánica muerta en
compuestos inorgánicos simples. La biodegradación de la materia orgánica favorece la autodepuración de las aguas, que se produce cuando la materia está constituida por sustancias que pueden ser biodegradadas por los microorganismos
responsables de esta actividad biológica.
Los organismos que en forma normal se encuentran en las aguas superficiales
son los siguientes:
Algas. Son plantas de organización sencilla, fotosintéticas. Presentan clorofila.
Existen en formas unicelulares, coloniales y pluricelulares. La clasificación
sanitaria de las algas está basada en sus características más saltantes y de
fácil observación. Dicha clasificación considera los siguientes grupos: algas
azul-verdes, algas verdes, diatomeas y algas flageladas.
En las aguas superficiales existe una diversidad de algas: flotantes, epifitas,
litorales y bentónicas. Su reproducción guarda estrecha relación con la
naturaleza de los distintos hábitats, caracterizados a su vez por diferentes
factores ecológicos como la luz, la temperatura, los nutrientes como los nitratos
y los fosfatos, el oxígeno, el anhídrido carbónico y las sales minerales (2).
62
Manual I: Teoría
El incremento anormal de las algas se produce por el exceso de nutrientes
y cambios en la temperatura. Este fenómeno se conoce como eutrofización
o eutroficación y tiene como consecuencia múltiples dificultades en el
tratamiento y la desinfección del agua por la producción de triahalometanos
y otras sustancias químicas que alteran el sabor y el olor del agua tratada.
Cuando las algas traspasan ciertos valores por unidad de volumen —valores
que dependen de la especie de alga predominante, la temperatura del agua,
el tipo de tratamiento, etcétera—, causan problemas en las plantas de
tratamiento. Estos problemas son los siguientes:
Sabor y olor. Se ha detectado que algunas algas producen olor a pescado,
tierra y pasto, entre otros.
Color. La abundancia de las algas clorófitas produce un color verde en el
agua; otras, como la Oscilatoria rubens, originan un color rojo.
Toxicidad. Algunos tipos de algas azul-verdes, actualmente denominadas
cyanobacterias, causan disturbios gastrointestinales en los seres
humanos.
Corrosión. Algas como la Oscillatoria pueden producir corrosión en las
piezas o tubos de concreto armado y en los tubos de acero expuestos
a la luz. Algunas veces el agua influye en la modificación química del
medio.
Obstrucción de filtros. Cuando la decantación no se realiza en forma
adecuada, pueden pasar organismos al filtro y colmatarlo. Las
diatomeas constituyen el grupo de algas que causa mayores problemas
por poseer cubiertas de sílice que no se destruyen después de su
muerte.
Dificultad en la decantación química. Existen algunos tipos de
Cyanobacterias que al envejecer, forman bolas de aire en su citoplasma. Los flóculos de hidrógeno de aluminio aglutinan estas algas sin
decantar y causan problemas.
Alteración del pH. Esta alteración se produce debido al consumo de CO2
con precipitación de CaCO3, lo que aumenta el pH.
Aspectos biológicos de la calidad del agua
63
El control de la densidad de algas en las fuentes de agua destinadas
al abastecimiento debe efectuarse en forma preventiva. Se debe
limitar el ingreso de nitrato y de fosfatos a la fuente. En el caso de
que se requiera un proceso correctivo, este puede efectuarse mediante
el uso de alguicidas como el sulfato de cobre, el cloro o una
combinación de ambos.
En este proceso se deben tomar en cuenta muchos aspectos. Uno de
ellos es la cantidad de alguicida que se debe emplear. Se debe utilizar
una dosis que no afecte al hombre ni a los peces. La dosis debe
calcularse según la especie predominante y su concentración. El
sulfato de cobre es uno de los alguicidas más usados. Debe emplearse
en dosis inferiores a una parte por millón.
Bacterias. Son seres de organización simple, unicelulares. Se distribuyen en una
amplia variedad de sustratos orgánicos (suelo, agua, polvo atmosférico). La
mayor parte de bacterias son beneficiosas para el ecosistema acuático. De
ellas depende la mayor parte de las transformaciones orgánicas. Favorecen
la autodepuración de los cuerpos de agua. Existe otro grupo de bacterias
que son patógenas y que pueden causar enfermedades graves en el hombre
y en los animales.
Protozoarios. Son organismos unicelulares, con una amplia distribución en los
cuerpos acuáticos. La mayor parte de los protozoarios son beneficiosos,
pues contribuyen a preservar el equilibrio de los ecosistemas acuáticos. Su
incremento anormal puede ocasionar alteraciones en el ecosistema acuático;
otro grupo de protozoarios son parásitos y pueden causar enfermedades en
el hombre y en los animales.
Rotíferos, Copépodos y otros Crustáceos. Conforman los grupos predominantes
del zooplancton de aguas superficiales y, al igual que los protozoarios,
participan en la cadena alimenticia de los ecosistemas acuáticos. El
incremento anormal del zooplancton causa un desequilibrio en el sistema y
trae consecuencias negativas como la disminución del oxígeno disuelto,
alteraciones en el pH, en el olor y el color del agua, entre otras.
Insectos. El agua constituye el hábitat de diversos insectos acuáticos que desarrollan
su ciclo evolutivo en los diferentes estratos de la columna de agua. Otro grupo
de insectos solo desarrolla parte de su ciclo evolutivo en el agua, y en sus
estadios larvarios y como huevos conforman el zooplancton en forma temporal.
64
Manual I: Teoría
Los grupos de organismos antes mencionados están en permanente actividad
dentro del cuerpo de agua, pero ninguno vive aislado. Su existencia depende del
medio, definido tal como vimos anteriormente.
Como puede observarse, los factores que intervienen en los ecosistemas de
aguas superficiales son múltiples. Se considera que la calidad del agua superficial
es muy variable y necesita caracterizarse durante un periodo determinado para
definir los aspectos que deben considerarse en el tratamiento y los parámetros
que servirán para el control del mismo.
En conclusión, la presencia de los organismos de vida libre en condiciones
normales es beneficiosa para las aguas superficiales. Se convierte en un problema
cuando su concentración y composición alteran la calidad del agua y se presentan
dificultades para el uso y tratamiento del recurso hídrico.
En el apartado siguiente se describen los agentes patógenos u organismos
productores de toxinas que pueden estar presentes en las aguas superficiales.
Bacterias
Algas azules
2
3
4
6
5
7
1
Crisofíceas
11
10
Diatomeas
20
16
12
13
14
17
15
18
19
21
8
9
Aspectos biológicos de la calidad del agua
65
Clorofíceas
27
25
22
24
23
Conyugadas
28
26
Amebas
Heliozoos
29
30
31
32
33
Ciliados
39
34
35
Rotíferos
36
37
38
Anélidos
41
40
Figura 2-1. Microorganismos en las aguas superficiales (3)
Bacterias: 1. Escherichia coli. Algas azules: 2. Microcystis flos-aquae. 3. Gloetrichia echinulata. 4.
Aphanizomenon flos-aquae. 5. Nostoc carneum-Nostoc linckia. 6. Anabaena spiroides. 7. Spirulina
platensis. 8. Oscillatoria rubescens-Oscillatoria agardhii. 9. Oscillatoria redeckei. Crisofíceas: 10. Synura
uvella. 11. Uroglena volox. Diatomeas: 12. Melosira granulata-Melosira varians-Melosira italica. 13.
Tabellaria fenestrata-Diatoma vulgare-Diatoma elongatum. 14. Fragilaria crotonensis-Fragilaria
construens. 15. Synedra ulna-Synedra acus. 16. Asterionella formosa. 17. Rhoicosphenia curvataStauroneis phoenicenteron. 18. Navicula rhynchocephala. 19. Pinnularia major. 20. Cymbella ventricosa.
21. Gomphonema olivaceum-Epithemia turgida-Nitzchia acicularis-Nitzchia stagnorum-Cymatopleura
solea-Cymatopleura elliptica-Surirella biseriata-Surirella ovata-Surirella tenera. Clorofíceas: 22.
Pediastrum boryanum. 23. Dictyosphaerium pulchellum-Selenastrum bibraianum-Anikistrodesmus
acicularis. 24. Scenedesmus acuminatus. 25. Scenedesmus quadricauda-Enteromorpha intestinalis. 26.
Chaetophora elegans.
66
2.2
Manual I: Teoría
Bacterias patógenas
Las bacterias son microorganismos unicelulares. Miden desde menos de un
micrómetro hasta diez micrómetros de longitud y de 0,2 a un micrómetro de ancho.
Hay algunas que tienen forma de bacilos como la Escherichia coli. Otras son
esféricas, llamadas cocos, y otras espirales. Las bacterias se encuentran cubiertas por una pared celular fuerte y rígida y están provistas de una cápsula viscosa
que representa una capa protectora adicional, lo que permite su supervivencia en
el ambiente, según las condiciones ambientales, durante varias horas o días.
Las bacterias patógenas de transmisión hídrica provienen de seres humanos
y de animales de sangre caliente (animales domésticos, ganado y animales
silvestres). Estos agentes microbianos llegan a los cursos de agua a través de las
descargas de aguas residuales sin tratar o con tratamiento deficiente, drenaje de
lluvias, descargas de plantas de procesamiento de carne de ganado y de aves,
escorrentías que pasan por los corrales de ganado. En las zonas rurales la práctica
de la defecación a campo abierto también constituye una fuente de contaminación
de las aguas superficiales. En cambio, las aguas de origen subterráneo tienen una
baja incidencia de contaminación bacteriana (4).
Se ha demostrado la presencia de bacterias patógenas en aguas superficiales. Sin embargo, no todas las bacterias patógenas que se transmiten por el
agua tienen igual significado para la salud. La presencia de algunas representa un
serio riesgo y su eliminación del agua de consumo humano es de alta prioridad
debido a que su ingestión podría ocasionar una epidemia con consecuencias graves
para la salud de la población. Otras se presentan en forma natural en las aguas y
normalmente no son patógenas, pero pueden causar enfermedades en personas
con ciertas deficiencias orgánicas que facilitan la infección. Estos microorganismos
se denominan bacterias patógenas oportunistas.
Las bacterias patógenas que tienen un alto significado para la salud son el
Vibrio cholerae, la Escherichia coli enteropatogénica, la Salmonella typhi, la
Shigella, el Campylobacter jejune y la Yersinia enterocolitica, entre otras.
Estas bacterias se transmiten por vía oral. La mayoría tiene un tiempo de persistencia
en el agua que va de corto a moderado, baja resistencia al cloro y una dosis
infectiva alta. Se ha demostrado que en algunas bacterias como la Salmonella, el
reservorio animal cumple un papel importante. También se sabe que la mayoría de
bacterias patógenas no se multiplican en el ambiente, pero algunas, como el Vibrio
cholerae, pueden multiplicarse en aguas naturales.
Aspectos biológicos de la calidad del agua
67
Uno de los factores que permiten la transmisión hídrica es el alto número de
bacterias que elimina un individuo enfermo. En el caso de la Escherichia coli,
elimina 108 por gramo de heces; en el de
la Salmonella, 106; en el del Campylobacter, 107; y en el del Vibrio cholerae,
106. Otro factor importante es el tiempo
de supervivencia en agua: la E. coli y la
Salmonella viven 90 días, la Shigella se
mantiene por 30 días; el Campylobacter,
por 7 días; y el Vibrio cholerae, por 30
días. Con respecto a la dosis infectiva1 ,
factor que debe tenerse en cuenta cuando
se trata de interpretar el significado de la
presencia de las bacterias en el agua, la
de E. coli está entre 102 y 109; la de
Figura 2-2. Aislamiento de Vibrio
Salmonella, en 10 7 ; y la de Vibrio
cholerae en medio TSBS (5)
3
cholerae, en 10 (6).
La Escherichia coli es una
bacteria que habita en forma normal en el intestino de los mamíferos. Algunas
cepas no son patógenas y otras causan enfermedades gastrointestinales a través
de una variedad de mecanismos. Se presentan formas enteropatógenas,
enteroinvasivas, enterotoxigénicas y las productoras
de verocytoxina como la E. coli O157.
Figura 2-3. Bacilos de
E. coli (3)
1
La epidemia del cólera ocurrida en América
evidencia lo que puede suceder cuando un agua tiene
calidad deficiente. Hasta 1991 no se habían detectado
casos de cólera en América. En forma repentina se
identificaron los primeros casos en Chimbote (Perú)
y a los pocos días la enfermedad se había propagado
hacia las ciudades de la costa y rápidamente a los
países vecinos. Los principales agentes etiológicos
del cólera son el Vibrio cholerae O1 y el V. cholerae
O139. Aún está en estudio el rol que desempeñan el
V. cholerae no O1 y el V. cholerae no O139 (7).
Dosis infectiva es el número de microorganismos necesarios para producir infección.
68
Manual I: Teoría
Se han detectado brotes epidémicos de origen hídrico asociados con
Salmonella typhi y con menos frecuencia con S. paratyphi B u otro tipo de
Salmonella. La S. typhi es el agente de la fiebre tifoidea. Otros tipos de Salmonella
pueden causar gastroenteritis. Se han detectado brotes de salmonelosis causados
por el transporte de sedimentos contaminados en el sistema de distribución de agua.
En algunos casos este ingreso se ha presentado por oscilaciones o intermitencias en
el sistema. Se recomienda evitar las intermitencias, controlar la turbiedad y el cloro
residual en el agua potable, así como el carbono orgánico asimilable.
En la actualidad se reconoce la presencia de bacterias patógenas emergentes,
como la Escherichia coli O157, enteropatógeno que causa diarreas, colitis
hemorrágica y síndrome urémico hemolítico. Algunos brotes han sido atribuidos al
agua de consumo; otros al consumo de carne poco cocida, leche y otros alimentos,
así como a la transmisión de persona a persona (8, 9). Numerosos estudios han
demostrado la transmisión hídrica de la E. coli O157.
Isaacson (10) efectuó un estudio en aguas superficiales en una comunidad
de Sudáfrica y detectó E. coli O157 en 18,4% de las muestras de agua y la
relacionó con la ocurrencia de casos de diarrea hemorrágica en la población que
se abastecía de dicha fuente. La identificación de E. coli O157 en el agua presenta
una serie de dificultades. Una de ellas es que se encuentra en un bajo número de
microorganismos en el agua; por este motivo, las evidencias epidemiológicas son
esenciales para la investigación de un brote de E. coli O157 (8).
2.2.1 Escherichia coli
Estudios recientes han considerado la importancia del Campylobacter como
un agente causal de enteritis, gastritis y otras enfermedades en los seres humanos.
Se han detectado situaciones de riesgo por la ingestión de agua sin desinfección y
contaminada con residuos fecales de pájaros silvestres (6).
En las aguas superficiales sin tratar se ha demostrado la presencia de las
bacterias patógenas antes mencionadas. Es muy difícil demostrar que están en el
agua tratada. Si se detectase su presencia, ello indicaría que se están presentando
serias fallas en el diseño y el manejo del sistema y también la posible presencia de
sedimentos en las redes de distribución del agua debido a fluctuaciones en la
presión. Los tratamientos convencionales y la desinfección son eficaces contra
las bacterias patógenas.
Aspectos biológicos de la calidad del agua
69
Las bacterias patógenas oportunistas se presentan en forma natural en
las aguas y pueden causar enfermedades cuando se exponen individuos en
situaciones de riesgo, como ancianos,
niños, pacientes que están recibiendo
terapias que disminuyen las defensas,
individuos inmunodeprimidos y con sida.
El agente microbiano puede producir una
variedad de infecciones que ingresan por
la piel, las membranas mucosas de los
ojos, los oídos y la nariz, por vía oral e
inhalación. Estas bacterias pueden
multiplicarse en el agua tratada, tienen
Figura 2-4. Microfotografía electrónica
de virus (11)
resistencia entre leve y moderada al
cloro y no tienen reservorio animal. Las
bacterias hídricas patógenas oportunistas son Legionella, Pseudomonas
aeruginosa, Aeromonas y Mycobacterium.
Las bacterias patógenas se encuentran dispersas en los cuerpos de agua
superficiales. Para su determinación, se requiere alguna técnica de concentración,
antes de efectuar el aislamiento e identificación. El análisis se realiza con el auxilio
de medios de cultivo y temperaturas específicas.
2.3
Virus entéricos
Los virus son moléculas de ácido nucleico que pueden penetrar en las células
y replicarse en ellas. Son acelulares y están constituidos por ácido nucleico y por
proteínas. Entre las familias de Enterovirus que se han detectado en el agua están
los Picornavirus, que miden entre 27 y 28 nanómetros; los Reovirus, de 70
nanómetros; los Adenovirus, que tienen entre 65 y 80 nanómetros; y los Papovirus,
de entre 45 y 55 nanómetros.
Los virus entéricos se multiplican en el intestino del hombre y son excretados
en gran número en las heces de los individuos infectados. Algunos virus entéricos
sobreviven en el ambiente y permanecen infectivos. Es complicado encontrar la
relación entre la ocurrencia de virus en el agua y el riesgo para la salud de la
población, debido a que en el desarrollo de la enfermedad están involucrados muchos
factores.
70
Manual I: Teoría
La incidencia de los virus que infectan al hombre, tanto en los ambientes
acuáticos como en los procesos de tratamiento, puede ser diferente de la incidencia
de los indicadores fecales. Este comportamiento se debe a las siguientes razones:
•
•
•
El número de virus en los ambientes acuáticos es generalmente inferior, en
varios órdenes de magnitud, que los coliformes termotolerantes.
Los virus son excretados durante periodos cortos y en número elevado,
hasta 1012 por gramo de heces.
La estructura, la composición, la morfología y el tamaño de los virus difiere
fundamentalmente del de las bacterias, lo que determina que el comportamiento
y la supervivencia sean diferentes.
En aguas superficiales sin tratar se ha detectado la presencia del grupo
Picornavirus, que incluye al virus de la hepatitis A. Estos virus son sumamente
resistentes a la inactivación por los factores ambientales. Esto ocurre cuando los
virus se encuentran adheridos a los sedimentos y partículas propias de las aguas
superficiales. Lucena et al. (12) identificaron Enterovirus, Poliovirus, Coxsakievirus,
Echovirus y otros en muestras de agua de los ríos Besós y Llobregat en España.
La presencia de Rotavirus en agua de abastecimiento tiene una alta relevancia para la salud pública y, en especial, para los niños, que pueden verse
afectados por severos cuadros de diarrea. En aguas superficiales también se han
detectado Adenovirus, que causan infecciones en la conjuntiva e infecciones
respiratorias e intestinales; Norwalk virus, que causan infecciones en el yeyuno; y
otros virus como los Reovirus, los Parvovirus y los Papovavirus. En general, los
virus entéricos son capaces de producir una variedad de síndromes que incluyen
gastroenteritis, fiebre, miocarditis, meningitis, enfermedades respiratorias y hepatitis.
Aún no se conoce con certeza la relación entre la presencia de virus en el
agua y el riesgo para la salud humana debido a la variedad de factores que influyen
en su transmisión por vía hídrica. La dispersión de las infecciones virales se agrava
por la posible transmisión secundaria y aun terciaria debido a otras rutas diferentes
del agua, que en determinados casos constituye el origen de la infección. Un
tratamiento apropiado y la desinfección del agua son pasos esenciales para la
eliminación de los virus.
Debido al riesgo que representa la presencia de virus en el agua de
abastecimiento humano, es deseable que se incluya el análisis virológico en la
vigilancia de la calidad del agua, pero debido al elevado costo de este tipo de
Aspectos biológicos de la calidad del agua
71
análisis, a la complejidad del procedimiento y al tiempo que demanda, no es posible
incluirlo como un parámetro de rutina en la vigilancia de la calidad del agua y aún
se considera válida la vigilancia en función de la detección de indicadores
bacteriológicos.
Los métodos de detección de virus incluyen la recuperación de pequeñas
cantidades de virus en volúmenes grandes de agua. Para su identificación, una de
las técnicas más usadas es el PCR (13)2 . Sin embargo, se ha comprobado que
algunos compuestos orgánicos e inorgánicos pueden interferir en las reacciones
propias de la técnica de PCR, por lo cual se están introduciendo algunas variaciones
en la técnica original como el uso de membranas de filtración electropositivas, que
incrementan el nivel de eficiencia del método al favorecer la concentración de los
virus y eliminar los niveles de citotoxicidad de los compuestos orgánicos e
inorgánicos que pueden estar presentes en el agua (14). El PCR es un método
sensible, específico y rápido, y ha sido utilizado para detectar virus que afectan a
los seres humanos, enterovirus, adenovirus y virus de la hepatitis A en aguas de
río, agua marina y aguas residuales, entre otros tipos de recursos hídricos (15).
2.4
Enteroparásitos
Las aguas superficiales están expuestas a un sinnúmero de factores que
posibilitan la contaminación con enteroparásitos. En primer lugar, se presenta la
falta de protección de las fuentes de agua. En muchos casos, los cursos de agua
se convierten en cuerpos receptores de desagües evacuados de las ciudades,
pueblos y caseríos; también reciben efluentes de camales y granjas. En las zonas
rurales, donde es común que las personas defequen a campo abierto, las
escorrentías arrastran las heces de humanos y animales y las incorporan a los
cursos de agua. Además, es común observar letrinas mal diseñadas donde los
residuos fecales son vertidos a las acequias que, a su vez, desembocan en los
cursos de agua. Asimismo, en los ríos, lagos y lagunas habitan innumerables animales
silvestres que son reservorios de enteroparásitos.
El problema del enteroparasitismo en los países desarrollados está
relacionado principalmente con la transmisión de protozoarios patógenos como
Giardia y Cryptosporidium y en los países en vías de desarrollo, la población
está parasitada con helmintos o gusanos como Ascaris, Trichuris, Uncinarias,
2
PCR son las siglas en inglés de “réplica en cadena de la polimerasa”, una técnica que en el campo
de la microbiología ambiental se usa para la identificación de especies.
72
Manual I: Teoría
Strongyloides; tenias como T. Solium, T. Saginata, Hymenolepis nana y
protozoarios como Giardia, Cryptosporidium y Entamoeba histolytica, entre
otros.
El enteroparasitismo es una dolencia que contribuye a elevar el índice de
desnutrición infantil y produce alteraciones en el crecimiento, interferencias con
la absorción de nutrientes, cuadros de anemia y de ulceración de la mucosa
intestinal, incremento de casos de alergias, pérdida de energía y letargo, lo que
disminuye la capacidad de trabajo y la productividad y, en general, produce un
deterioro de la calidad de vida en la población.
El mecanismo de transmisión de los enteroparásitos es la ingestión de agua
o alimentos contaminados, principalmente de productos agrícolas de consumo crudo.
Algunas especies también se transmiten a través de la piel o de persona a persona.
La transmisión de las enfermedades enteroparasitarias depende de factores
ambientales, ecológicos y socioculturales. Se requiere una fuente de infección, la
dispersión de los huevos y quistes en el ambiente, la ocurrencia de condiciones
ambientales que favorezcan su supervivencia y la presencia de huéspedes susceptibles.
Estudios procedentes de países desarrollados indican que la mayoría de
aguas superficiales tienen niveles de contaminación parasitaria que deben ser
considerados en los procesos de tratamiento y desinfección del agua de consumo
humano. Se afirma que 60% de los casos de giardiasis ocurridos en Estados Unidos
han sido transmitidos por vía hídrica. Diversos estudios epidemiológicos demuestran
Figura 2-5. Huevos y quistes de enteroparásitos (16)
Aspectos biológicos de la calidad del agua
73
que existe una clara relación
entre la aparición de los brotes
de giardiasis y cryptosporidiosis y la presencia de
quistes u ooquistes de Giardia
y Cryptosporidium en el
agua de abastecimiento. La
Figura 2-6. Cápsula de muestreo de
detección de tasas por encima
enteroparásitos (17)
de los niveles endémicos
indica que la epidemia está significativamente ligada a una transmisión hídrica.
Para la detección de quistes y ooquistes de protozoos3 y huevos de helmintos
enteroparásitos en aguas superficiales crudas y tratadas, se requiere la concentración de un volumen de muestra mayor que el designado para los análisis
microbiológicos debido a que los huevos y quistes de enteroparásitos se encuentran
dispersos en los cuerpos de agua superficial y sistemas de agua potable. La mayoría de investigadores sugiere 10 litros para aguas sin tratamiento y 100 litros
para aguas tratadas.
Un procedimiento de concentración de enteroparásitos es el equipo de
filtración de grandes volúmenes de agua, que cuenta con un cartucho de hilo de
polipropileno de un micrómetro de porosidad nominal. Otra alternativa es el uso de
cápsulas de muestreo. Para la identificación de los quistes, se están usando
anticuerpos monoclonales4 y PCR y, en el caso de los huevos, la observación
directa en el microscopio óptico.
2.4.1 Protozoarios patógenos
Las aguas superficiales están expuestas a la contaminación con quistes de
Giardia y ooquistes de Cryptosporidium y otros protozoarios enteroparásitos
como Entamoeba histolytica y Balantidium coli.
3
4
Los quistes y los ooquistes son estadios evolutivos de los protozoarios que se caracterizan por
tener una membrana protectora sumamente resistente a los factores ambientales. El trofozoíto es
un estadio de los protozoarios; es vegetativo, se reproduce en el huésped y no es resistente a los
factores ambientales.
Anticuerpos monoclonales son anticuerpos específicos que permiten identificar especies.
74
Manual I: Teoría
Asimismo, en las aguas superficiales pueden estar presentes las amebas
patógenas de vida libre, como los géneros Naegleria y Acanthamoeba. Estas
amebas se introducen por las vías nasales, al nadar o bucear en aguas dulces,
especialmente en acequias estancadas o lagunas ubicadas en zonas de clima cálido
o a finales de verano, en manantiales con agua caliente o en grandes masas de
agua calentadas por el vertimiento de aguas industriales, o en agua caliente de
tinas, pozas de aguas termales y piscinas públicas con deficiente mantenimiento
sanitario. Los trofozoítos de Naegleria colonizan las vías nasales y después invaden
el cerebro y las meninges. La Acanthamoeba puede llegar al cerebro por vía
sanguínea y probablemente utiliza como punto de entrada lesiones en la piel o en
la córnea. En personas que usan lentes de contacto blandos, la infección corneal
con Acanthamoeba se ha relacionado con la contaminación de la solución salina
casera que se usa como agente de limpieza o humedecimiento.
La contaminación de las fuentes de agua de origen superficial por parásitos
es un aspecto que está siendo evaluado a escala mundial. Estudios procedentes
de países desarrollados indican que la mayoría de aguas superficiales tienen niveles
de contaminación parasitaria que deben ser considerados en los procesos de
tratamiento y desinfección.
Diversos estudios demuestran los niveles de contaminación por parásitos
en aguas superficiales. LeChevalier y colaboradores (18), que efectuaron una
investigación en el este de Estados Unidos, encontraron en 86 muestras ooquistes
de Cryptosporidium en el 87% y de Giardia en el 80%. LeChevalier (19)
realizó un estudio en el Canadá y detectó quistes de Giardia en 81% de las muestras
de agua superficial y de Cryptosporidium en 87%, y observó niveles de 2,4 quistes
de Giardia por litro y 2,7 ooquistes de Cryptosporidium por litro.
Rose (20) detectó ooquistes de Cryptosporidium en 91% de muestras de
aguas residuales, en 77% de muestras de agua de río y de lago y en 83% de
muestras de agua prístina5 .
Chauret (21), en un estudio llevado a cabo en Ottawa en los ríos Ridean,
Ottawa y Mississippi, reporta un promedio de 24 ooquistes de Cryptosporidium/
100 L y de 8 quistes de Giardia/100 L. Detectó concentraciones más altas en
lugares cercanos a zonas donde se realizaban actividades humanas.
5
Prístina es el tipo de agua que se encuentra en zonas aisladas de las actividades humanas; por lo
tanto, su calidad no está influenciada por la contaminación de origen antropogénico.
Aspectos biológicos de la calidad del agua
75
En los trabajos de Rose (22) y LeChevallier (19), en los cuales se analizaron
muestras de aguas prístinas, se demostró la importancia del aporte de los mamíferos
silvestres y del ganado vacuno que pasta en las cuencas, los que constituyen un
reservorio importante de protozoos entéricos.
Es difícil precisar el origen biológico de la contaminación por parásitos en
aguas superficiales. Se ha demostrado la presencia de Giardia en el ganado vacuno,
caballar, en ratas, ratones, castores, chinchillas y otros animales. Se piensa que
existen varios reservorios naturales, tanto silvestres como domésticos. Ongerth
(23) efectuó un estudio en el cual observó un menor nivel de contaminación por
parásitos de un cuerpo de aguas prístinas que el nivel presente en aguas cercanas
a zonas donde se desarrollaban actividades humanas.
Giardia y Cryptosporidium son protozoarios parásitos de humanos y
animales. Numerosos estudios epidemiológicos han demostrado que la vía hídrica
es la ruta más importante de transmisión; la ruta a través de los alimentos ha sido
demostrada en pocos casos. Giardia y Cryptosporidium están asociados con
aguas de abastecimiento que provienen de fuentes de aguas superficiales.
Para lograr la remoción de protozoarios mediante el tratamiento y la
desinfección, se debe considerar lo siguiente:
•
•
•
•
•
•
•
La remoción de partículas mediante coagulación, sedimentación, filtración
y desinfección.
El tratamiento combinado de coagulación con filtración convencional logra
una remoción de 99 a 99,99% de quistes y ooquistes. La filtración es la
mejor manera de optimizar el proceso (24).
La filtración rápida no garantiza la remoción de Giardia y Cryptosporidium.
Se ha demostrado la presencia de Cryptosporidium en el agua de retrolavado
de los filtros, por lo que se considera que es una fuente potencial de contaminación.
El ooquiste de Cryptosporidium es 30 veces más resistente al ozono que
el quiste de Giardia.
Los quistes de Giardia y los ooquistes de Cryptosporidium son extremadamente resistentes al cloro y demás desinfectantes en las concentraciones
que comúnmente se usan en la desinfección del agua.
El ozono y el dióxido de cloro son varias veces más efectivos para Giardia
y Cryptosporidium que el cloro libre.
76
Manual I: Teoría
Los reportes mencionan que al menor incremento de la turbiedad en el
agua tratada, aumenta el riesgo de transportar partículas con las mismas
dimensiones de la Giardia y el Cryptosporidium. Se observan las siguientes
condiciones de riesgo:
•
•
•
Aguas con turbiedad de 0,7 pueden indicar la presencia de quistes. Ideal es
una turbiedad de 0,1 UNT.
Deficiencias en los filtros.
Deficiente control de la coagulación y remoción de sólidos.
Existen suficientes pruebas de la transmisión hídrica de Giardia y Cryptosporidium. En los brotes epidémicos que han sido reportados se observó lo siguiente:
•
•
•
•
•
•
La mayoría de brotes se han presentado en zonas rurales.
La fuente de agua fue de origen superficial y no agua de pozo.
En todos los casos se había efectuado la desinfección del agua con cloro.
Los brotes se presentaron en localidades con sistemas de filtración rápida e
inadecuada floculación o reciclaje de agua de lavado.
No había evidencia de contaminación del agua de abastecimiento con agua
de desagüe.
Se observó la presencia de ganado vacuno, castores y otros animales en las
fuentes de agua.
Debido a que los quistes de Giardia y los ooquistes de Cryptosporidium
se encuentran dispersos en los cuerpos de agua superficial y en los sistemas de
agua potable, estos deben ser concentrados. La mayoría de investigadores sugieren
de 100 a 1.000 galones de muestra (25); el volumen de muestra necesario para el
análisis de Giardia y Cryptosporidium en el agua aún no está estandarizado.
Uno de los procedimientos de concentración se realiza mediante el equipo
de filtración de grandes volúmenes con un cartucho de hilo de polipropileno de un
micrómetro de porosidad nominal. Actualmente, para la concentración de Giardia
y Cryptosporidium, la firma Pall Gelman Sciences cuenta con una cápsula
completa de muestreo Envirochek. Esto permite la captura y recuperación de
Cryptosporidium y Giardia según el Protocolo ASTM P 229. Con características
semejantes a Envirochek, la firma Hach tiene el sistema analítico ProNetic.
Aspectos biológicos de la calidad del agua
77
Para la identificación, se están usando anticuerpos monoclonales y métodos
moleculares muy sensibles, pero que tienen sus limitaciones cuando se emplean
en muestras ambientales. Una de las limitaciones es el tamaño de muestra resultante
de la extracción, así como el tiempo que toma el procedimiento y el costo.
Recientes estudios han mostrado muy buenos resultados en la detección de
protozoarios en muestras ambientales mediante la prueba de PCR combinada con
la lisis, extracción, amplificación y detección. Es un método simple, específico y
rápido; el sistema capturador da al método una alta sensibilidad y especificidad e
incluso con un límite de detección muy bajo, el nivel de detección de la técnica de
PCR es de un ooquiste/L (26, 27).
El método 1622 de la EPA para la detección de ooquistes de Cryptosporidium involucra la filtración, concentración, separación inmuno-magnética,
la detección mediante anticuerpos monoclonales y la evaluación en el microscopio
de inmunofluorescencia (28, 29).
Aún existe dificultad para determinar la infectividad de los quistes u ooquistes
de Cryptosporidium. Carreno (30) demostró que varios de los reactivos utilizados
en las pruebas —por ejemplo, el etanol— impiden la determinación de dicha
capacidad. Recientes estudios a nivel molecular han hecho posible diferenciar los
ooquistes patógenos procedentes de humanos de los que tienen otro origen (31).
A continuación se describen los principales protozoarios que podrían ser
transmitidos por vía hídrica.
Entamoeba histolytica. Es un protozoario que produce la amebiasis, la disentería
amebiana y la hepatitis amebiana. Presenta
dos estadios evolutivos bien definidos: el
estadio de quiste y el de trofozoíto. El quiste
mide entre 3 y 5 micrómetros y es la única
forma en la que se observa en aguas superficiales. Tiene forma redonda u oval, es
hialino, con pared lisa. El estadio de trofozoíto
mide entre 10 y 60 micrómetros y se lo
encuentra alojado en el huésped definitivo,
el hombre.
Figura 2-7. Quiste de Entamoeba
histolytica (16)
78
Manual I: Teoría
Figura 2-8. Trofozoíto de Entamoeba
histolytica (16)
Figura 2-9. Trofozoíto de E. histolytica
en úlcera amebiana intestinal (32)
El trofozoíto es una ameba que tiene la capacidad de reproducirse en los
tejidos humanos. En el intestino es capaz de lesionar la mucosa intestinal y migrar
a otros órganos como el hígado, el pulmón y el cerebro. Los trofozoítos se ubican
en el intestino y posteriormente se transforman en quistes y salen al exterior con
las heces. Estos quistes se dispersan en el ambiente y contaminan las aguas
superficiales, el suelo y los alimentos.
La infección se realiza por ingesta de los quistes con el agua o los alimentos.
Los quistes son sumamente resistentes a los factores ambientales; en cambio, el
estadio de trofozoíto no es capaz de sobrevivir en el medio fuera del huésped.
También es posible la transmisión directa de persona a persona.
Balantidium coli. Es un protozoario ciliado6 que produce la enfermedad
denominada balantidiasis, balantidiosis o disentería por balantidios.
Presenta dos estadios evolutivos bien definidos: el estadio de quiste y el de
trofozoíto. El quiste mide aproximadamente 55 micrómetros de diámetro. El quiste
sin teñir es amarillo verdusco. Solo posee macronúcleo7 , vacuolas contráctiles8 y
cilios9 .
6
7
8
9
Un protozoario ciliado posee cilios que le permiten moverse.
El macronúcleo es un organelo que sirve para la reproducción y nutrición de los protozoarios
ciliados.
Vacuolas contráctiles: órganos excretores de los animales unicelulares.
Cilios: pestañas vibrátiles localizadas en toda la superficie del ciliado; tienen función locomotora.
Aspectos biológicos de la calidad del agua
Figura 2-10. Quiste de
Balantidium coli (33)
79
Figura 2-11.Trofozoíto de
Balantidium coli (33)
Se aloja en los huéspedes —el cerdo y el hombre— en el estado de trofozoíto.
También se ha detectado en monos y ratas. La enfermedad humana es la menos
frecuente.
El trofozoíto es ciliado. Mide entre 50 y 200 micrómetros de largo por 41-70
micrómetros de ancho. Cuando infecta el intestino, ocasiona lesiones en la pared
intestinal, produce úlceras, a veces perfora la pared intestinal. En el intestino, los
trofozoítos se enquistan y los quistes salen al exterior con las heces. Estos quistes
se dispersan en el ambiente y contaminan las aguas superficiales, los suelos y los
alimentos.
La infección se realiza
mediante la ingesta de los quistes
con el agua o alimentos. Los
quistes son muy resistentes a los
factores ambientales. El estadio
de trofozoíto no es capaz de sobrevivir fuera del huésped. También es posible la transmisión
directa de persona a persona.
Giardia lamblia. Agente
etiológico de la giardiasis, llamada también lambliasis. Es un
Figura 2-12. Trofozoítos de B. coli en
úlcera intestinal (16)
80
Manual I: Teoría
protozoario flagelado10 que presenta dos estadios evolutivos: el quiste y el trofozoíto.
El quiste es la forma en la que se presenta en aguas superficiales. Tiene forma
elipsoide, mide de 9 a 12 micrómetros, su pared es lisa, tiene dos o cuatro núcleos,
dos axostilos11 que se tiñen intensamente con colorantes como el lugol.
El estadio de trofozoíto se encuentra en el huésped, que es el hombre. Mide
de 12 a 15 micrómetros de largo, es piriforme12 , con simetría bilateral13 , el extremo
anterior ancho y redondo y el extremo posterior termina en punta. En la parte
ventral tiene un disco suctorio14 , dos núcleos, dos axostilos, dos cuerpos parabasales
y cuatro flagelos.
El trofozoíto se ubica en el duodeno y las primeras porciones del yeyuno. El
parásito absorbe el alimento del contenido intestinal y de las células epiteliales del
intestino. Produce inflamación y trastorna la absorción de la vitaminas y grasas.
Tanto los trofozoítos como los quistes salen al exterior con las deposiciones
del huésped, se dispersan en el ambiente y contaminan las aguas superficiales, los
Figura 2-13. Quiste de Giardia
lamblia (16)
10
11
12
13
14
Figura 2-14. Trofozoíto de Giardia
lamblia (16)
Un protozoario flagelado posee organelos en forma de látigo, que le sirven para el movimiento y
para atraer partículas alimenticias.
Axostilos son organelos rígidos que se encuentran en el citoplasma de los flagelados.
Es decir, tiene forma de pera.
Es decir, ambas mitades del parásito son iguales.
El disco suctorio es un organelo de estructura muscular que funciona a manera de ventosa; tiene
función de fijación.
Aspectos biológicos de la calidad del agua
Figura 2-15. Trofozoítos de Giardia
lamblia en sondeo duodenal
(Adaptación de [32])
81
Figura 2-16. Quiste de
Cryptosporidium parvum (34)
suelos y los alimentos. El trofozoíto muere rápidamente y los quistes sobreviven a
las condiciones ambientales.
Los quistes llegan hasta el hombre mediante la ingestión de agua o alimentos
contaminados. Se ha demostrado que los quistes son sumamente resistentes a la
desinfección con cloro y sobreviven en el ambiente durante varios meses.
El tiempo de supervivencia de los quistes en el agua depende de la
temperatura. Pueden sobrevivir por periodos mayores a 77 días a temperaturas de
20 °C. Se ha reportado como punto térmico letal 54 °C (35).
Cryptosporidium. Agente etiológico de la cryptosporidiasis. Es un
protozoario coccidio que presenta dos estadios evolutivos: el ooquiste, que mide
de 5 a 6 micrómetros, es de pared gruesa y tiene cuatro esporozoítos15 , y el
trofozoíto.
El trofozoíto se reproduce asexual y sexualmente. Algunos zigotos16
evolucionan a ooquistes. El trofozoíto y las formas sexuales y asexuales del parásito
se localizan en el intestino delgado.
15
16
Esporozoíto es un estadio de reproducción asexual.
Zigoto es un estadio de reproducción sexual.
82
Manual I: Teoría
Figura 2-17. Trofozoíto de
Cryptosporidium parvum (34)
Figura 2-18. Esporozoítos de
Cryptosporidium parvum en mucosa
intestinal (34)
Produce infiltración mononuclear y atrofia de las vellosidades intestinales.
La enfermedad es persistente en las personas inmunodeprimidas. Se ha demostrado
que en pacientes con sida los cuadros clínicos persisten por muchos meses y
pueden conducirlos a la muerte por deshidratación.
Los ooquistes salen con las heces y contaminan el agua y los alimentos.
Son persistentes en el ambiente y resistentes a la desinfección con cloro. La
remoción por pretratamiento químico y la filtración son barreras importantes para
remover los ooquistes del agua.
Cuando falla una de estas medidas, se pueden ocasionar brotes de gran
magnitud en la población. Se ha demostrado que el Cryptosporidium es resistente
a las concentraciones de cloro que normalmente se usan para la desinfección de
agua. Recientes investigaciones han concluido que el dióxido de cloro es más
eficiente que el cloro libre residual para la inactivación de los ooquistes de
Cryptosporidium (36).
2.4.2 Helmintos enteropatógenos
Los helmintos son animales invertebrados, vermiformes17 , a los que
comúnmente se les denomina gusanos. En las aguas superficiales se pueden
presentar huevos de dos grupos de helmintos: Nematodos y Platelmintos. En el
agua pueden estar presentes otros tipos de helmintos patógenos, pero su transmisión
no ocurre a través del agua de bebida.
17
Vermiforme: de forma de gusano.
Aspectos biológicos de la calidad del agua
Figura 2-19. Adulto de Ascaris
lumbricoides (16)
83
Figura 2-20. Huevo de Ascaris
lumbricoides (16)
Los Nematodos son gusanos redondos, como el Ascaris lumbricoides, y
los Platelmintos son acintados, como la Taenia solium.
Ascaris lumbricoides. Es el agente etiológico de la ascariasis. Es un
Nematodo que presenta diferenciación sexual: la hembra mide aproximadamente
30 centímetros y el macho 15 centímetros. Tiene los extremos aguzados y es de
color rosa nacarado. La hembra puede desovar aproximadamente 200.000 huevos
por día.
Los huevos son de color parduzco y los fecundados tienen forma elíptica,
miden de 45 a 75 micrómetros de largo y de 35 a 50 micrómetros de ancho.
Tienen una cubierta externa gruesa de superficie mamelonada18 y de color café.
Los huevos deben madurar en el suelo antes de ser infectivos.
El hombre se infecta con este helminto al ingerir agua y verduras contaminadas con huevos de Ascaris. En el organismo humano cumplen un complicado
mecanismo de desarrollo hasta que los adultos se instalan en el intestino delgado.
Las infestaciones masivas pueden causar síndrome de mala absorción con
alteraciones en la absorción de grasas, proteínas e hidratos de carbono. En otros
individuos se presentan cuadros de hipersensibilidad.
18
Es decir, no lisa sino con una serie de lóbulos muy pronunciados.
84
Manual I: Teoría
Trichuris trichiura. Es el agente etiológico de la tricocefalosis. Es un
Nematodo blanquecino que presenta diferenciación sexual. La hembra mide de
35 a 50 milímetros de largo y el macho, de 20 a 25 milímetros.
Figura 2-21. Obstrucción intestinal de
A. lumbricoides en un niño de
2 años (32)
Figura 2-22 Adulto de Trichuris
trichiura (16)
Es delgado en la parte anterior y grueso en la parte posterior. Se ha calculado
que cada hembra elimina entre 200 y 300 huevos por gramo de heces.
Los huevos son elípticos de color parduzco, miden entre 40 y 50 micrómetros
y presentan una gruesa envoltura de doble contorno. En ambos polos tienen
tampones mucosos que confieren al huevo un aspecto típico de tonel.
El huevo debe desarrollarse en el ambiente para ser infectivo, presenta una
gran resistencia a las condiciones adversas del ambiente y puede conservar su
viabilidad durante años.
Figura 2-23. Huevo de Trichuris
trichiura (16)
Figura 2-24. Infección masiva con miles de
adultos de Trichuris trichiura en el intestino
grueso (32)
Aspectos biológicos de la calidad del agua
Figura 2-25. Escólex de Taenia
solium (16)
85
Figura 2-26. Huevo de Taenia sp. (16)
El daño de la tricocefalosis es directamente proporcional al número de
especímenes presentes en el intestino. La tricocefalosis masiva puede producir
anemia e interfiere en la absorción intestinal.
El único huésped es el hombre, quien se infecta al ingerir agua y alimentos
contaminados con huevos de Trichuris trichiura.
Taenia solium. La Taenia solium produce la teniasis y la cisticercosis. El
cerdo es el huésped definitivo habitual. Es un Cestodo19 . El espécimen adulto
mide de 3 a 5 metros de longitud, presenta un escólex20 armado con una corona
de ganchos con los cuales se fija al intestino. El hombre se infecta al ingerir carne
de cerdo mal cocida, pero también puede contaminarse con la ingestión de huevos
de Taenia solium y adquirir la enfermedad llamada cisticercosis. Es esta forma la
que puede ser transmitida por el agua de bebida.
El hombre puede adquirir la cisticercosis por la ingestión de huevos de Taenia
en el agua o en los alimentos. Los huevos miden entre 30 y 40 micrómetros de
diámetro, son esféricos, de paredes gruesas y radiadas y en su interior encierran
un embrión provisto de seis ganchos, llamado embrión hexacanto. Esta es la forma
infectiva para el huésped intermediario.
19
20
Los Cestodos son una clase de Platelmintos que tienen forma de cinta.
El escólex es un órgano de los Cestodos que les sirve para fijarse al intestino del huésped.
86
Manual I: Teoría
Una vez en el intestino, el embrión
penetra en la mucosa intestinal, cae a
los vasos sanguíneos y es conducido por
la sangre a varios órganos. Los cisticercos se pueden ubicar, en el hombre,
en el tejido celular subcutáneo, en la
musculatura esquelética, en el sistema
nervioso central y sus anexos, en el
corazón, el hígado, el pulmón, etcétera.
Los daños que causa una cisticercosis
dependen del órgano afectado y de otros
Figura 2-27. Cisticercosis cerebral (16)
factores propios de la parasitosis.
Cualquiera que sea su localización, los
signos y los síntomas de la cisticercosis son los de un tumor que afecta al órgano
comprometido.
2.5
Cyanobacterias (algas azul-verdes)
Las afloraciones de Cyanobacterias son muy comunes en los lagos y
reservorios que sirven de fuente de agua. Estas bacterias son capaces de producir
dos tipos de toxinas ampliamente conocidas, las microcystinas o hepatotoxinas,
producidas por Microcystis, Oscillatoria y Anabaena, y las neurotoxinas
producidas por Anabaena, Oscillatoria, Nostoc y Cylindrospermum. Las toxinas
pueden producir gastroenteritis en la población y las hepatotoxinas pueden ocasionar
muerte por shock.
Las microcystinas son solubles
en agua. Se han aislado aproximadamente 60 variedades de microcystinas en afloramientos y cultivos
de Cyanobacterias, y se ha observado
que con un pH neutro, la microcystina
es estable y se pueden presentar
remanentes después del hervido (37).
El excesivo crecimiento de las
Cyanobacterias es producido frecuentemente por el deterioro de la
Figura 2-28. Microcystis aeruginosa (3)
Aspectos biológicos de la calidad del agua
87
calidad de las aguas. A menudo este deterioro se origina en las actividades
antropogénicas y por el enriquecimiento de nutrientes de origen natural. Las toxinas,
además de causar efectos adversos para la salud de los seres humanos y de los
animales terrestres, pueden causar efectos crónicos y agudos en la fauna acuática
(37).
Hay un número no confirmado de reportes sobre
problemas de salud causados por toxinas algales y
relacionados con el agua de bebida. Estudios epidemiológicos y de casos aislados de gastroenteritis y hepatitis
relacionados con Cyanobacterias han sido reportados en
Norteamérica, África, Australia y América del Sur (38).
Falconer también presenta evidencias acerca de la
toxicidad de las Cyanobacterias. Este autor efectuó un
estudio en una comunidad australiana en la que observaron lesiones en el hígado en un grupo de individuos
que ingerían agua proveniente de un reservorio local en
el que comúnmente ocurrían afloramientos de Microcystis
aeruginosa.
Figura 2-29. Anabaena
sp. (3)
En 1996 en Caruaro, Brasil, un grupo de pacientes en hemodiálisis
experimentó una hepatitis severa después del tratamiento; más de 100 individuos
presentaron un cuadro hepático grave y 50 de ellos murieron. Se efectuó una
investigación y se demostró que había insuficiencias en la remoción de las
microcystinas en el tratamiento del agua utilizada para la hemodiálisis (39).
Algunos investigadores sugieren que la exposición crónica a través del agua
de bebida a las microcystinas puede inducir al crecimiento de tumores o
carcinogénesis. La Organización Mundial de la Salud propone 1.000 ng/L como
valor guía para las microcystinas en el agua de consumo humano (40).
Estudios efectuados por Karner (39) demuestran que con un tratamiento
convencional que incluya sedimentación y filtración se logra una remoción de 1 a
3 log de la concentración de microcystinas. La adición de un pretratamiento químico
con sulfato de cobre o permanganato de potasio reduce las microcystinas en un
promedio de 61%. La coagulación con aluminio seguida de una sedimentación
reduce un promedio de 96%. También se ha obtenido una buena remoción de
toxinas con carbón activado. Estos estudios se han efectuado observando solo la
88
Manual I: Teoría
remoción de microcystinas. Se requiere conocer el comportamiento de los otros
tipos de toxinas producidas por las Cyanobacterias.
El uso de alguicidas debe efectuarse con criterio técnico, debido a que, como su
nombre lo dice, ocasionan la muerte masiva de algas y es posible que su uso
inadecuado conduzca a la producción de olores desagradables y a una alteración
del sabor del agua en los reservorios.
2.6
Organismos cuya presencia en el agua tratada origina reclamos en
los usuarios
Frecuentemente, en las fuentes de agua y en los reservorios se presentan
animales invertebrados de vida libre y algas que pueden pasar a los sistemas de
distribución de agua tratada, generalmente debido a fallas en la filtración, y su
presencia en el agua de consumo puede causar pánico en la población u originar
un incremento de la turbiedad, alteraciones en el sabor y el olor o afectar la calidad
estética del agua.
Estos invertebrados no son patógenos, pero representan un riesgo de
transporte de agentes microbianos. Una de las causas es que el cloro actúa en
forma limitada sobre ellos y no ejerce ningún efecto sobre las partículas, en cuyos
intestinos y otros órganos podrían podrían encontrarse incorporados microorganismos.
Anélidos
Crustáceos
Larvas de dípteros
Figura 2-30. Organismos de vida libre (3)
Aspectos biológicos de la calidad del agua
89
Se han identificado dos grupos de invertebrados que deben ser controlados
en un sistema de abastecimiento: los invertebrados que nadan libremente en el
agua y los que se mueven a lo largo de la superficie o están adheridos a ellas, y los
que viven en el limo. En el primer grupo están los Copépodos como el Cyclops y
otros Crustáceos como el Gammarus. El segundo grupo incluye a los Bryozoos
como la Plumatella, a los Nais, nemátodos de vida libre, y a las larvas de Chironomidos.
En estaciones de verano los filtros de arena pueden tener problemas con la
sobrepoblación de larvas de dípteros como Chironomidos y Culex. Su presencia
puede causar problemas en los filtros debido a que los filtros pueden colapsar y
causar un arrastre del agua no filtrada.
La solución de este problema es compleja y debe tener en cuenta el hábitat
de la especie predominante y su ciclo de vida, además de los riesgos ambientales
y para la salud humana que pueden derivarse de la aplicación de biocidas.
Se ha demostrado que las infestaciones por Bryozoos pueden ser tratadas
con una dosis alta de cloro a 10 mg/L durante 24 horas, seguida de un enjuague de
las paredes a presión. También se usa permetrina. La dosis no debe exceder de
10 mg/L por un lapso de 14 a 48 horas, pero el agua tratada no debe descargarse
a los cursos de agua debido a que con esta concentración es tóxica para peces y
otras formas de vida acuáticas. Antes de ser eliminada, el agua debe recibir
tratamiento. También se debe tener en cuenta que las personas con diálisis renal
no pueden ser atendidas con agua tratada con permetrina (6).
2.7
Indicadores microbiológicos de la calidad del agua
La gran variedad de microorganismos patógenos que pueden encontrarse
en una muestra de agua, así como la complejidad de la mayor parte de las técnicas
de enriquecimiento y aislamiento e identificación, hacen inviable el control rutinario
de todos estos microorganismos. Por esta razón se hizo necesario elegir microorganismos indicadores, que deben cumplir con los siguientes requisitos básicos:
•
•
•
Ser fáciles de cultivar en el laboratorio.
Ser relativamente inocuos para el hombre y los animales.
Su concentración debe tener relación con la cantidad de microorganismos
patógenos presentes en el agua.
90
Manual I: Teoría
La evaluación de la calidad microbiológica del agua de abastecimiento
humano se efectúa mediante la determinación de indicadores. Los que comúnmente
se utilizan son los coliformes totales, los coliformes termotolerantes (fecales), la
Escherichia coli y las bacterias heterotróficas mesófilas aerobias viables.
Se han efectuado interesantes estudios con el objeto de conocer la relación
que existe entre la presencia de determinados indicadores de contaminación en el
agua de bebida y la prevalencia de enfermedades diarreicas.
Moe y colaboradores (41) efectuaron un estudio epidemiológico en Cebu
(Filipinas). Durante un año se realizó el control de la calidad del agua con cuatro
indicadores bacterianos (coliformes termotolerantes, Escherichia coli, enterococos
y estreptococos fecales) y se efectuó un seguimiento epidemiológico de los cuadros
de diarrea en niños menores de 2 años. Se observó una tasa altamente significativa
de enfermedades diarreicas solamente en los niños que bebían agua con Escherichia coli en concentraciones mayores a 100/100 mL.
Esto sugiere que en los países en vías de desarrollo en los cuales la calidad
del agua es de buena a regular —es decir, agua con ausencia o escaso número de
Escherichia coli— y donde se presenta una alta tasa de enfermedades diarreicas
producidas por microorganismos hidrotransmisibles, hay otros mecanismos que
cumplen un rol importante en la transmisión de dichas enfermedades. Entre estos
mecanismos están las condiciones de almacenamiento del agua y la forma de
preparar y almacenar los alimentos que han estado en contacto con el agua
contaminada. Estos factores favorecen la multiplicación de algunas bacterias
patógenas procedentes del agua contaminada y la producción de toxinas, lo cual
incrementa la tasa de enfermedades diarreicas.
Grupo colifome. Los coliformes son bacterias que habitan en el intestino
de los mamíferos y también se presentan como saprofitos en el ambiente, excepto
la Escherichia, que tiene origen intestinal. Los coliformes tienen todas las características requeridas para ser un buen indicador de contaminación. Este grupo de
microorganismos pertenece a la familia de las enterobacteriáceas. Se caracterizan
por su capacidad de fermentar la lactosa a 35-37 °C en un lapso de 24-48 horas y
producir ácido y gas. Los siguientes géneros conforman el grupo coliforme:
•
•
Klebsiella
Escherichia
Aspectos biológicos de la calidad del agua
•
•
•
91
Enterobacter
Citrobacter
Serratia
De este grupo, la Escherichia y ocasionalmente la Klebsiella tienen la
capacidad de fermentar la lactosa no solo a las temperaturas indicadas, sino también
a 44,5 °C. A los miembros de este grupo se les denomina coliformes termotolerantes (fecales).
Coliformes totales. Los coliformes totales se caracterizan por su capacidad
de fermentar la lactosa a 35-37 °C en 24-48 horas y producir ácido y gas. Tienen
la enzima cromogénica B galactosidasa, que actúa sobre el nutriente indicador
ONPG21 . Este nutriente sirve como fuente de carbono y su efecto consiste en un
cambio de color en el medio de cultivo. La reacción se detecta por medio de la
técnica de sustrato definido. Las técnicas de análisis más conocidas son la prueba
de tubos múltiples y la de filtración con membrana.
Los coliformes totales se reproducen en el ambiente, proporcionan información sobre el proceso de tratamiento y acerca de la calidad sanitaria del agua que
ingresa al sistema y de la que circula en el sistema de distribución. No constituyen
un indicador de contaminación fecal.
Coliformes termotolerantes (fecales). Se sabe que la contaminación fecal
del agua está relacionada con la transmisión de agentes patógenos por el agua.
Por este motivo, se requieren métodos sensibles que permitan medir el grado de
contaminación fecal.
Se denomina coliformes termotolerantes a ciertos miembros del grupo de
bacterias coliformes totales que están estrechamente relacionados con la contaminación fecal. Por este motivo, antes recibían la denominación de coliformes
fecales; estos coliformes generalmente no se multiplican en los ambientes acuáticos.
Los coliformes termotolerantes crecen a una temperatura de incubación de
44,5 °C. Esta temperatura inhibe el crecimiento de los coliformes no tolerantes.
Se miden por pruebas sencillas, de bajo costo y ampliamente usadas en los
programas de vigilancia de la calidad del agua. Las técnicas de análisis más
21
ONPG: Orto-nitrofenil-β-d-galactopiranosido.
92
Manual I: Teoría
conocidas son la prueba de tubos
múltiples y la de filtración con
membrana; actualmente el mercado
ofrece otras técnicas más avanzadas, pero el empleo de las técnicas
tradicionales está aprobado por los
estándares internacionales.
Escherichia coli. Es el
principal indicador bacteriano en el
Figura 2-31. Técnica de filtración con
agua. Diversos estudios han
membrana (42)
demostrado que la E. coli está
presente en las heces de los seres humanos y los animales de sangre caliente
entre 108 y 109 por gramo de heces. No se multiplican en forma apreciable en el
ambiente.
La E. coli fermenta la lactosa y produce ácido y gas. Tiene la enzima
cromogénica B glucuronidasa, que actúa sobre el nutriente indicador MUG22 .
Este nutriente sirve como fuente de carbono y su efecto se visualiza por la
fluorescencia en el medio de cultivo. La reacción se detecta mediante la técnica
de sustrato definido.
Con esta última técnica, es posible
analizar E. coli directamente del agua. Su
importancia como organismo indicador de
contaminación fecal está adquiriendo más
fuerza (43).
Recuento en placa de bacterias
heterotróficas mesófilas viables. El recuento en placa de bacterias heterotróficas
detecta una amplia variedad de microorganismos, principalmente bacterias que
son indicadoras de la calidad microbiológica
general del agua.
22
MUG: 4-metil-umbeliferil β-d-glucoronico.
Figura 2-32. Coliformes fecales por
el método de membrana (42)
Aspectos biológicos de la calidad del agua
Se ha comprobado que el conteo
total es uno de los indicadores más
confiables y sensibles del tratamiento
o del fracaso de la desinfección. Para
su determinación, se emplea una
prueba sencilla y de bajo costo. Los
métodos son vertido en placa, difusión
en superficie y filtración con membrana. Se emplea un medio de cultivo
rico en nutrientes, como el extracto de
levadura. La incubación se realiza
durante 48 horas a 35 °C.
93
Figura 2-33. Técnica del número más
probable por tubos múltiples (44)
Como se puede apreciar, la evaluación de la calidad microbiológica está
basada en la determinación de indicadores bacterianos: coliformes totales y
coliformes termotolerantes, los cuales son removidos con mayor facilidad que los
quistes de protozoarios. Esto quiere decir que la ausencia de coliformes no indica
en forma absoluta la ausencia de quistes. Ante un brote epidémico de enteroparásitos, no bastaría la determinación de coliformes, sobre todo cuando el agua
es de origen superficial y ha sido sometida únicamente a la desinfección.
A partir de numerosos estudios, se ha encontrado que en el agua superficial
sin tratamiento existe una buena correlación entre la presencia de algas y la de
protozoarios enteroparásitos y, en el agua tratada, entre la presencia de protozoarios y
los niveles de turbiedad, así como con el conteo de partículas de 5 micrómetros (21).
3.
CRITERIOS BIOLÓGICOS DE CALIDAD PARA LA SELECCIÓN
DE UNA FUENTE DE AGUA CRUDA
Es más seguro obtener un suministro de agua con calidad satisfactoria para
el consumo humano cuando se utilizan fuentes de agua con baja o nula contaminación y se tiene en cuenta su variabilidad en caudal y calidad.
La calidad bacteriológica del agua, relacionada con los niveles de
contaminación fecal, es una de las variables que se tienen en cuenta para la selección
de la fuente. Otra variable con igual importancia es el tipo de tratamiento que
técnica y económicamente se puede adoptar.
94
Manual I: Teoría
La contaminación fecal de los cursos de agua es un aspecto que tiene
singular importancia cuando se evalúan los cursos de agua a fin de considerarlos
como posibles fuentes. El proyecto del Sistema Mundial de Vigilancia del Medio
Ambiente de la OMS y el Programa de Naciones Unidas para el Medio Ambiente
ha evaluado la calidad de los recursos de agua dulce en todo el mundo y ha podido
comprobar que solo 19% de los 105 ríos evaluados en el proyecto tienen niveles
de contaminación por coliformes termotolerantes inferiores a 100/100 mL (OPS,
1996). En la siguiente tabla se pueden apreciar las frecuencias de los valores
encontrados:
Cuadro 2-2. Contaminación por coliformes termotolerantes
en los cursos de agua por regiones del mundo
Número de
coliformes
termotolerantes
por 100 mL
Número de ríos en cada región
América
del Norte
América Central
y del Sur
Europa
AsiaPacífico
< 10
8
-
1
1
11-100
4
1
3
2
101-1.000
8
10
9
14
1.001-10.000
3
9
11
10
10.001-100.000
-
2
7
2
23
22
31
29
Total de ríos
Fuente: OPS/OMS, La calidad del agua en América Latina, Publicación Científica N.° 524, 1990.
Ante estos niveles de contaminación fecal de los cursos de agua, la
Organización Mundial de la Salud recomienda la protección de las fuentes de
agua y la adecuada selección del tipo de tratamiento para asegurar la ausencia de
patógenos y evitar la transmisión de enfermedades hídricas. El grado de tratamiento
requerido depende de la naturaleza del contaminante y del nivel de contaminación
fecal de la fuente.
Teniendo en cuenta solo los niveles de contaminación fecal, se recomiendan
los siguientes tratamientos:
Aspectos biológicos de la calidad del agua
95
Cuadro 2-3. Tratamientos recomendados según el nivel
de contaminación fecal
Tipo de fuente de agua
Escherichia coli /100 mL
Tratamiento recomendado
Cuencas protegidas y libres
de contaminación fecal
< 20
Desinfección
Cuencas no protegidas y
con contaminación fecal
> 20 – 2.000
Filtración y desinfección
Alta contaminación fecal
> 2.000 – 20.000
Filtración, desinfección más la
adición de un tercer proceso
Muy alta contaminación
fecal
> 20.000
No recomendada como fuente
de agua
Fuente: (6).
La adecuada selección de la fuente de agua y la adopción de las medidas
de protección tanto en el curso de agua como en los embalses permitirá limitar la
inversión en costosos y complejos tratamientos.
4.
EL AGUA POTABLE. ASPECTOS BIOLÓGICOS
El agua potable no debe contener agentes patógenos que puedan afectar la
salud del consumidor. Específicamente, los indicadores de contaminación fecal,
coliformes termotolerantes y Escherichia coli no deben estar presentes en 100
mL de muestra. Esta calidad debe mantenerse desde que el agua sale de la planta
de tratamiento —o de la fuente de agua, en el caso de aguas de origen subterráneo— hasta llegar al consumidor.
Las causas de la aparición de brotes epidémicos transmitidos por el agua de
consumo son la falta de protección de las fuentes de agua, el tratamiento en plantas
que carecen de una adecuada operación y mantenimiento, y deficiencias en las
redes de distribución (45).
La buena calidad microbiológica del agua potable debe mantenerse en toda
la red de distribución y esto se logra mediante una adecuada presión en todo el
sistema, el mantenimiento de la red y el control del nivel de cloro residual, un
programa de vigilancia y control de la calidad del agua y la incorporación de
96
Manual I: Teoría
programas de control de las conexiones cruzadas que incluya inspecciones
periódicas, entre otras actividades.
Recientes evidencias han demostrado que la intrusión en el sistema de
distribución es frecuente y es necesario considerar las variaciones que experimente
la calidad del agua. Besner (46) propuso un modelo de simulación que identifica
los factores responsables de las variaciones de la calidad del agua y al aplicarlo
pudo deducir que a temperaturas mayores de 20 ºC y niveles de cloro entre 0,01 y
0,03 mg/L se pueden presentar coliformes en el agua de abastecimiento. Las
probabilidades se incrementan si se presenta un flujo que produzca un arrastre de
sedimento.
En las últimas décadas se ha reportado una variedad de brotes epidémicos
de enfermedades hídricas atribuidas a deficiencias en el sistema de distribución.
Los patógenos que con mayor frecuencia se presentaron en estos brotes fueron
Giardia, Salmonella, virus Norwalk, Shigella, Campylobacter, hepatitis A, E.
coli O157:H7 y Cyclospora (45). La contaminación del agua potable ocurrió por
dos causas: conexiones cruzadas y retrosifonaje debido a instalaciones inapropiadas
y a un inadecuado mantenimiento.
5.
LAS GUÍAS DE CALIDAD DE LA OMS
ASPECTOS MICROBIOLÓGICOS
Una de las metas de la OMS es que todas las personas logren, por derecho,
tener acceso a un suministro adecuado de agua de bebida segura; es decir, que no
represente ningún riesgo para la salud.
Las enfermedades transmitidas por el agua o por medios afines figuran
entre las tres causas principales de enfermedad y muerte en el mundo y contribuyen
a la elevada mortalidad infantil, la reducida esperanza de vida y la mala calidad de
vida. Estas enfermedades podrían prevenirse si se adoptaran medidas eficaces
para evitar la transmisión. Entre estas medidas una de las más importantes es el
suministro de agua potable en cantidad y calidad apropiada para el abastecimiento
humano.
Es difícil contar con estudios epidemiológicos que permitan conocer
profundamente los riesgos para la salud que representa un determinado nivel de
patógenos en agua, debido a que la infección depende de múltiples factores como
Aspectos biológicos de la calidad del agua
97
conocer el grado de infectividad del patógeno y el grado de inmunidad de los
consumidores.
Las Guías de Calidad para Aguas de Consumo Humano de la OMS indican
que no es práctico monitorear cada agente patógeno que está en el agua y que el
enfoque más lógico es detectar organismos que por lo general se encuentran en
las heces de los seres humanos y de los animales de sangre caliente.
En las guías se mencionan dos tipos de indicadores microbiológicos: los
coliformes termotolerantes y los coliformes totales y, como organismo indicador
de mayor precisión para detectar la contaminación fecal, la Escherichia coli.
Las guías establecen que el agua de bebida no debe contener agentes patógenos
que puedan ser transmitidos a los seres humanos mediante la ingestión del agua y
propone que los coliformes termotolerantes o E. coli no deben estar presentes en
100 mililitros de muestra en el agua tratada, tanto la entubada como la transportada
en camiones cisterna o almacenada en reservorios de agua potable. En el caso de
sistemas de suministro en los cuales se cuenta con un programa de vigilancia que
considera un número de muestras y una frecuencia adecuada, se acepta la presencia
de coliformes totales en el sistema de distribución en un máximo de 5% de las
muestras tomadas en un periodo de 12 meses.
La vigilancia de la calidad del agua efectuada a través de la medición de los
parámetros antes mencionados garantiza, con las limitaciones y el grado de
incertidumbre que conlleva la aplicación de cualquier sistema de vigilancia, que el
agua está libre de microorganismos infecciosos.
98
Manual I: Teoría
REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS
(1)
OPS, OMS. 1996. La calidad del agua potable en América Latina.
Ponderación de los riesgos microbiológicos contra los riesgos de los
subproductos de la desinfección química. Washington D. C.: Ilsi Press.
(2)
Acleto, C. y Zúñiga, R. 1998. Introducción a las algas. Lima: Escuela.
(3)
Streble, H. y Krauter, D. 1987. Atlas de los microorganismos de agua
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CAPÍTULO 3
PROCESOS UNITARIOS Y PLANTAS DE TRATAMIENTO
Ing. Lidia de Vargas
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
1.
105
INTRODUCCIÓN
Las diversas actividades agrícolas, ganaderas, industriales y recreacionales
del ser humano han traído como consecuencia la contaminación de las aguas
superficiales con sustancias químicas y microbiológicas, además del deterioro de
sus características estéticas.
Para hacer frente a este problema, es necesario someter al agua a una serie
de operaciones o procesos unitarios, a fin de purificarla o potabilizarla para que
pueda ser consumida por los seres humanos.
Una operación unitaria es un proceso químico, físico o biológico mediante
el cual las sustancias objetables que contiene el agua son removidas o transformadas en sustancias inocuas.
La mayor parte de los procesos originan cambios en la concentración o en
el estado de una sustancia, la cual es desplazada o incorporada en la masa de
agua. Este fenómeno recibe el nombre de transferencia de fase. Son ejemplos de
ello la introducción de oxígeno al agua (transferencia de la fase gaseosa a la
líquida) y la liberación de anhídrido carbónico contenido en el agua (transferencia
de la fase líquida a la gaseosa) mediante el proceso de aereación.
2.
PRINCIPALES OPERACIONES UNITARIAS EMPLEADAS EN EL
TRATAMIENTO DEL AGUA
Los principales procesos de transferencia utilizados en el tratamiento del
agua para consumo humano son los siguientes:
—
—
—
—
transferencia de sólidos;
transferencia de iones;
transferencia de gases, y
transferencia molecular o de nutrientes.
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
2.1
106
Transferencia de sólidos
Se consideran en esta clasificación los procesos de cribado, sedimentación,
flotación y filtración.
•
Cribado o cernido
Consiste en hacer pasar el agua a través de rejas o tamices, los cuales retienen
los sólidos de tamaño mayor a la separación de las barras, como ramas,
palos y toda clase de residuos sólidos. También está considerado en esta
clasificación el microcernido, que consiste básicamente en triturar las algas
reduciendo su tamaño para que puedan ser removidas mediante sedimentación.
•
Sedimentación
Consiste en promover condiciones de reposo en el agua, para remover,
mediante la fuerza gravitacional, las partículas en suspensión más densas.
Este proceso se realiza en los desarenadores, presedimentadores, sedimentadores y decantadores; en estos últimos, con el auxilio de la coagulación.
•
Flotación
El objetivo de este proceso es promover condiciones de reposo, para que
los sólidos cuya densidad es menor que la del agua asciendan a la superficie
de la unidad de donde son retirados por desnatado. Para mejorar la eficiencia
del proceso, se emplean agentes de flotación.
Mediante este proceso se remueven especialmente grasas, aceites, turbiedad
y color. Los agentes de flotación empleados son sustancias espumantes y
microburbujas de aire.
•
Filtración
Consiste en hacer pasar el agua a través de un medio poroso, normalmente
de arena, en el cual actúan una serie de mecanismos de remoción cuya
eficiencia depende de las características de la suspensión (agua más
partículas) y del medio poroso.
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
107
Este proceso se utiliza como único tratamiento cuando las aguas son muy
claras o como proceso final de pulimento en el caso de aguas turbias.
Los medios porosos utilizados además de la arena —que es el más común —
son la antracita, el granate, la magnetita, el carbón activado, la cáscara de
arroz, la cáscara de coco quemada y molida y también el pelo de coco en el
caso de los filtros rápidos. En los filtros lentos lo más efectivo es usar
exclusivamente arena; no es recomendable el uso de materiales putrescibles.
2.2
Transferencia de iones
La transferencia de iones se efectúa mediante procesos de coagulación,
precipitación química, absorción e intercambio iónico.
•
Coagulación química
La coagulación química consiste en adicionar al agua una sustancia que
tiene propiedades coagulantes, la cual transfiere sus iones a la sustancia
que se desea remover, lo que neutraliza la carga eléctrica de los coloides
para favorecer la formación de flóculos de mayor tamaño y peso.
Los coagulantes más efectivos son las sales trivalentes de aluminio y fierro.
Las condiciones de pH y alcalinidad del agua influyen en la eficiencia de
la coagulación. Este proceso se utiliza principalmente para remover la
turbiedad y el color.
•
Precipitación química
La precipitación química consiste en adicionar al agua una sustancia química
soluble cuyos iones reaccionan con los de la sustancia que se desea remover,
formando un precipitado. Tal es el caso de la remoción de hierro y de dureza
carbonatada (ablandamiento), mediante la adición de cal.
•
Intercambio iónico
Como su nombre lo indica, este proceso consiste en un intercambio de
iones entre la sustancia que desea remover y un medio sólido a través del
cual se hace pasar el flujo de agua. Este es el caso del ablandamiento del
agua mediante resinas, en el cual se realiza un intercambio de iones de cal
y magnesio por iones de sodio, al pasar el agua a través de un medio poroso
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
108
constituido por zeolitas de sodio. Cuando la resina se satura de iones de
calcio y magnesio, se regenera introduciéndola en un recipiente con una
solución saturada de sal.
•
Absorción
La absorción consiste en la remoción de iones y moléculas presentes en la
solución, concentrándolos en la superficie de un medio adsorbente, mediante
la acción de las fuerzas de interfaz. Este proceso se aplica en la remoción
de olores y sabores, mediante la aplicación de carbón activado en polvo.
2.3
Transferencia de gases
Consiste en cambiar la concentración de un gas que se encuentra incorporado
en el agua mediante procesos de aereación, desinfección y recarbonatación.
•
Aereación
La aereación se efectúa mediante caídas de agua en escaleras, cascadas,
chorros y también aplicando el gas a la masa de agua mediante aspersión o
burbujeo.
Se usa en la remoción de hierro y manganeso, así como también de anhídrido
carbónico, ácido sulfhídrico y sustancias volátiles, para controlar la
corrosión y olores.
•
Desinfección
Consiste en la aplicación principalmente de gas cloro y ozono al agua tratada.
•
Recarbonatación
Consiste en la aplicación de anhídrido carbónico para bajar el pH del agua,
normalmente después del ablandamiento.
2.4
Transferencia molecular
En el proceso de purificación natural del agua. Las bacterias saprofitas
degradan la materia orgánica y transforman sustancias complejas en material
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
109
celular vivo o en sustancias más simples y estables, incluidos los gases de descomposición.
También los organismos fotosintéticos convierten sustancias inorgánicas
simples en material celular, utilizando la luz solar y el anhídrido carbónico producto
de la actividad de las bacterias y, a la vez, generan el oxígeno necesario para la
supervivencia de los microorganismos aeróbicos presentes en el agua.
Este tipo de transferencia se lleva a cabo en la filtración, en la cual los
mecanismos de remoción más eficientes se deben a la actividad de los microorganismos.
2.5
Otros procesos utilizados
Además de los procesos de transferencia expuestos, también se utilizan en
el tratamiento del agua para consumo humano la estabilización de solutos, la
desalinización y la fluoruración.
•
Estabilización de solutos
La estabilización de solutos consiste en transformar un soluto objetable en
una forma inocua, sin llegar a su remoción. Son ejemplos de este proceso
la transformación del anhídrido carbónico contenido en el agua en bicarbonato soluble mediante la adición de cal o el pasar el agua a través de
lechos de mármol. También se puede citar la transformación de ácido
sulfhídrico en sulfato.
•
Desalinización
Proceso mediante el cual se remueve el exceso de cloruros en el agua,
transformando las aguas salobres en dulces. Este proceso se puede realizar
mediante destilación, ósmosis inversa, etcétera.
•
Fluoruración
Adición de fluoruros al agua para evitar las caries dentales, principalmente
en los niños menores de 5 años.
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
3.
110
PLANTAS DE TRATAMIENTO DE AGUA O PLANTAS
POTABILIZADORAS
Una planta de tratamiento es una secuencia de operaciones o procesos
unitarios, convenientemente seleccionados con el fin de remover totalmente los
contaminantes microbiológicos presentes en el agua cruda y parcialmente los
físicos y químicos, hasta llevarlos a los límites aceptables estipulados por las
normas.
3.1
Tipos de plantas de tratamiento de agua
Las plantas de tratamiento de agua se pueden clasificar, de acuerdo con el
tipo de procesos que las conforman, en plantas de filtración rápida y plantas de
filtración lenta.
También se pueden clasificar, de acuerdo con la tecnología usada en el
proyecto, en plantas convencionales antiguas, plantas convencionales de tecnología
apropiada y plantas de tecnología importada o de patente.
3.1.1 Plantas de filtración rápida
Estas plantas se denominan así porque los filtros que las integran operan
con velocidades altas, entre 80 y 300 m3/m2.d, de acuerdo con las características
del agua, del medio filtrante y de los recursos disponibles para operar y mantener
estas instalaciones.
Como consecuencia de las altas velocidades con las que operan estos filtros,
se colmatan en un lapso de 40 a 50 horas en promedio. En esta situación, se aplica
el retrolavado o lavado ascensional de la unidad durante un lapso de 5 a 15 minutos
(dependiendo del tipo de sistema de lavado) para descolmatar el medio filtrante
devolviéndole su porosidad inicial y reanudar la operación de la unidad.
De acuerdo con la calidad del agua por tratar, se presentan dos soluciones
dentro de este tipo de plantas: plantas de filtración rápida completa y plantas de
filtración directa.
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
•
111
Planta de filtración rápida completa
Una planta de filtración rápida completa normalmente está integrada por
los procesos de coagulación, decantación, filtración y desinfección. El proceso
de coagulación se realiza en dos etapas: una fuerte agitación del agua para obtener
una dispersión instantánea de la sustancia coagulante en toda la masa de agua
(mezcla rápida) seguida de una agitación lenta para promover la rápida aglomeración y crecimiento del floculo (etapa de floculación).
La coagulación tiene la finalidad de mejorar la eficiencia de remoción de
partículas coloidales en el proceso de decantación (sedimentación de partículas
floculentas). El proceso final de filtración desempeña una labor de acabado, le da
el pulimento final al agua.
De acuerdo con las investigaciones realizadas por la Agencia de Protección
Ambiental (EPA) de los Estados Unidos, el filtro debe producir un efluente con
una turbiedad menor o igual a 0,10 UNT para garantizar que esté libre de huevos
de parásitos (Giardia, Cryptosporidium, etcétera). Para lograr esta eficiencia en
la filtración, es necesario que los decantadores produzcan un agua con 2 UNT
como máximo.
Finalmente, se lleva a cabo la desinfección, proceso común a los dos tipos
de plantas, las de filtración rápida completa y las de filtración directa. La función
principal de este proceso es completar la remoción de microorganismos patógenos
que no quedaron retenidos en el filtro y servir de protección contra la contaminación que el agua pueda encontrar en el sistema de distribución.
La desinfección, en la forma en que normalmente se aplica (esto es, con
residual libre de 1 mg/L a la salida de la planta y tiempo de contacto mínimo de
30 minutos), solo tiene la capacidad de remover bacterias. Como se verá
detalladamente en el capítulo sobre desinfección, para remover huevos de parásitos
se necesitarían aplicar dosis altísimas y disponer de tiempos de contacto muy
largos, que hacen impracticable el proceso. Como los huevos de parásitos son
grandes, un filtro que opere eficientemente y reciba agua con no más de 2 UNT
puede producir un efluente exento de huevos de parásitos.
Las altas tasas con las que operan estos sistemas, así como el empleo de la
coagulación (proceso cuya operación requiere sumo cuidado), demandan recursos
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
112
humanos capacitados, por lo que debe estudiarse con detenimiento la posibilidad
de utilizarlos fuera de la zona urbana, en zonas marginales, rurales o, en general,
en zonas económicamente muy deprimidas.
En los casos en que las características del agua cruda o el terreno disponible
para construir la planta obliguen a adoptar este tipo de sistema, se deberán desarrollar las condiciones locales necesarias para asegurar una buena eficiencia en calidad
y cantidad.
En el cuadro 3-1 se indican los rangos de calidad del agua en los que puede
considerarse esta alternativa de tratamiento.
Cuadro 3-1. Límites de calidad del agua aceptables para el tratamiento
mediante filtración rápida completa (1)
Parámetros
90% del
tiempo
80% del
tiempo
Turbiedad (UNT)
< 1.000
< 800
< 150
< 600
< 70
Color (UC)
NMP de coliformes
termotolerantes/100 mL
•
Esporádicamente
< 1.500; si excede,
considerar
presedimentación
Si excede de 600,
se debe considerar
predesinfección
Filtración directa
Es una alternativa a la filtración rápida, constituida por los procesos de
mezcla rápida y filtración, apropiada solo para aguas claras.
Son ideales para este tipo de solución las aguas provenientes de embalses o
represas, que operan como grandes presedimentadores y proporcionan aguas
constantemente claras y poco contaminadas.
Cuando la fuente de abastecimiento es confiable —caso de una cuenca
virgen o bien protegida—, en la que la turbiedad del agua no supera de 10 a 20
UNT el 80% del tiempo, y no supera 30 UNT ni 25 UC el 90% del tiempo, puede
considerarse la alternativa de emplear filtración directa descendente.
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
113
Cuando el agua viene directamente del río y aunque clara la mayor parte
del año, presenta frecuentes fluctuaciones de turbiedad, normalmente se considera
una floculación corta, generalmente de no más de 6 a 8 minutos, para obtener un
efluente de calidad constante, aunque con carreras de filtración más cortas. Esta
es la alternativa más restringida de todas en cuanto a la calidad de agua que se va
a tratar.
En el caso de aguas que el 90% del tiempo no sobrepasan los 100 UNT y
las 60 UC y alcanzan esporádicamente hasta 200 UNT y 100 UC, podrían ser
tratadas mediante filtración directa ascendente.
La tercera alternativa disponible para aguas relativamente claras es la
filtración directa ascendente–descendente. Esta alternativa es aplicable a aguas
que el 90% del tiempo no sobrepasan las 250 UNT ni las 60 UC, y alcanzan esporádicamente más de 400 UNT y 100 UC.
El cuadro 3-2 sintetiza los rangos de calidad de agua óptimos para cada
alternativa de tratamiento mencionada. Este tipo de soluciones requieren un amplio
estudio de la fuente, para estar bien seguros de su comportamiento estacional,
sobre todo durante los ciclos lluviosos.
Cuadro 3-2. Límites de calidad del agua para plantas de filtración directa (1)
Alternativa
Parámetros
Turbiedad (UNT)
Filtración directa
Color verdadero (UC)
descendente
NMP de coliformes
totales/100 mL
90% del 80% del
Esporádicamente
tiempo
tiempo
25 - 30
< 50
< 50
< 200
< 2.500
Concentración de
algas (unidades/mL)
< 200
Filtración directa
Turbiedad (UNT)
< 100
ascendente
Color (UC)
< 60
Filtración directa
Turbiedad (UNT)
< 250
ascendente–
Color (UC)
< 60
descendente
<20
< 25
< 100
< 150
< 400
< 100
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
114
Además de las especificaciones de calidad de agua indicadas en el cuadro
anterior, se deberán tener en cuenta otros parámetros de calidad de la fuente que
se indican en el cuadro 3-3.
Cuadro 3-3. Otros parámetros de calidad importantes para
la filtración directa (2)
Parámetros
Valores recomendables
Sólidos suspendidos (mg/L)
Carbono orgánico total (mg/L)
pH
Fósforo total (mg/L)
Nitrógeno total (mg/L)
Clorofila (µg /L)
Coliformes totales (colif./100)
Hierro (mg/L)
Manganeso (mg/L)
< 50
<5
5,5–6,5
< 0,05
<5
< 10
< 2.500
10
2
Tener en cuenta estas restricciones es más importante en el caso de la
filtración dinámica descendente, en la que el agua tiene un tiempo de retención
muy corto dentro de la planta, alrededor de 5 minutos mientras atraviesa el
mezclador y el filtro, por lo que si se producen bruscos cambios en la calidad en
la fuente, no hay tiempo suficiente para modificar la dosificación.
Sin embargo, la economía que se obtiene en estos casos en el costo inicial
de las obras al considerar apenas dos procesos, así como en la operación y
mantenimiento de la planta (ahorro de 40% a 50% de sustancias químicas) justifica
ampliamente el mayor costo de los estudios.
3.1.2 Plantas de filtración lenta
Los filtros lentos operan con tasas que normalmente varían entre 0,10 y
0,30 m/h; esto es, con tasas como 100 veces menores que las tasas promedio
empleadas en los filtros rápidos; de allí el nombre que tienen. También se les
conoce como filtros ingleses, por su lugar de origen.
Los filtros lentos simulan los procesos de tratamiento que se efectúan en la
naturaleza en forma espontánea, al percolar el agua proveniente de las lluvias,
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
115
ríos, lagunas, etcétera, a través de los estratos de la corteza terrestre, atravesando
capas de grava, arena y arcilla hasta alcanzar los acuíferos o ríos subterráneos. Al
igual que en la naturaleza, los procesos que emplean estos filtros son físicos y
biológicos.
Una planta de filtración lenta puede estar constituida solo por filtros lentos,
pero dependiendo de la calidad del agua, puede comprender los procesos de desarenado, presedimentación, sedimentación, filtración gruesa o filtración en grava
y filtración lenta.
Los procesos previos al filtro lento tienen la función de acondicionar la
calidad del agua cruda a los límites aceptables por el filtro lento. Con el tren de
procesos indicados se puede remover hasta 500 UNT, teniendo en cuenta que el
contenido de material coloidal no debe ser mayor de 50 UNT; es decir, que la
mayor parte de las partículas deben estar en suspensión para que sean removidas
mediante métodos físicos.
El cuadro 3-4 indica el número de procesos que debe tener la planta para
diferentes rangos de turbiedad, color y contaminación microbiológica del agua
cruda.
Cuadro 3-4. Límites de calidad del agua para tratamiento
mediante filtración lenta (1)
Procesos
Filtro lento
Filtro lento +
prefiltro de
grava
Parámetros
Turbiedad (UNT)
Color verdadero (UC)
Concentración de
algas (UPA/mL)
DBO5 (mg/L)
NMP de coliformes
totales/100 mL
NMP de coliformes
fecales/100 mL
Turbiedad (UNT)
Color (UC)
NMP de coliformes
totales/100 mL
90% del 80% del
Esporádicamente
tiempo
tiempo
< 20
< 10
< 15
<5
< 50
250
5
1.000
500
25
15
5.000
<5
< 25
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
116
Cuadro 3-4. Límites de calidad del agua para tratamiento
mediante filtración lenta (1) (continuación)
Procesos
Filtro lento +
Prefiltro de
grava + sedimentador
Filtro lento +
Prefiltro de
grava + sedimentador +
presedimentador
4.
Parámetros
NMP de coliformes
fecales/100 mL
Concentración de
algas (UPA/mL)
Turbiedad (UNT)
Color (UC)
NMP de coliformes
totales/100 mL
NMP de coliformes
fecales/100 mL
Concentración de
algas (UPA/mL)
Turbiedad (UNT)
Color (UC)
NMP de coliformes
totales/100 mL
NMP de coliformes
fecales/100 mL
Concentración de
algas (UPA/mL)
90% del 80% del
Esporádicamente
tiempo
tiempo
1.000
1.000
100
< 15
< 50
<5
< 500
< 25
< 50
<5
< 1.000
< 25
10.000
3.000
1.000
100
< 15
10.000
3.000
1.000
CLASIFICACIÓN DE LAS PLANTAS DE FILTRACIÓN RÁPIDA
POR EL TIPO DE TECNOLOGÍA UTILIZADA
Las características tecnológicas del sistema deben de estar de acuerdo con
los recursos económicos, humanos y materiales disponibles localmente para que
se puedan cumplir los objetivos de tratamiento previstos.
Por el tipo de tecnología utilizada en la Región, las plantas de filtración
rápida se pueden clasificar de la siguiente forma:
—
—
—
Sistemas de tecnología convencional clásica o antigua.
Sistemas convencionales de alta tasa o de tecnología CEPIS/OPS.
Sistemas de tecnología patentada, normalmente importada de los países
desarrollados.
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
4.1
117
Sistemas convencionales
Convencionales clásicos
Este tipo de sistema es
el más antiguo en nuestro
medio. Se ha venido utilizando desde principios del
siglo pasado (1910–1920).
Se caracteriza por la gran
extensión que ocupan las unidades, principalmente el
decantador rectangular de
flujo horizontal, el cual normalmente se diseña con tasas
comprendidas entre 10 y 60
m3/m2.d. Véase la figura 3-1.
Figura 3-1. Decantador rectangular de
flujo horizontal (3)
Para mejorar el funcionamiento de los sistemas convencionales, se fueron agregando equipos
mecánicos y actualmente la mayor parte de estos sistemas son mixtos, están constituidos por unidades hidráulicas
y mecánicas.
Inicialmente estas plantas
carecían de mezcladores y se les
agregó retromezcladores. Los
floculadores pueden ser hidráulicos o mecánicos, los decantadores rectangulares de flujo
horizontal y en algunos casos de
vuelta en U, como el de la figura
3-2.
Figura 3-2. Decantador de vuelta en U (3)
Los decantadores de vuelta en U tienen muchos problemas
en su comportamiento, debido a que el giro del flujo dentro de la unidad ocasiona
un camino oblicuo y en las zonas adyacentes se forman espacios muertos.
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
118
Los filtros son de tasa
constante de 120 m3/m2.d y de
nivel variable. Generalmente,
el lecho filtrante es simple, solo
de arena. Estas instalaciones se
caracterizan por una gran
galería de tubos a través de los
cuales pasa el agua filtrada, el
agua para el lavado de los
filtros y el desagüe del retrolavado (figura 3-3). El agua y
la carga para el retrolavado del
Figura 3-3. Galería de tubos convencional (3)
lecho filtrante normalmente
son proporcionadas por un
tanque elevado, el cual es alimentado mediante una estación de bombeo desde la
cisterna de aguas claras.
En la época en que estos sistemas fueron proyectados, el tratamiento de
agua era más un arte que una ciencia. Las investigaciones más importantes en el
campo del tratamiento del agua se realizaron a partir de la década de 1960. Antes
de ello, los proyectistas aplicaban criterios y parámetros por intuición, con muy
poco fundamento técnico. A esto se debe que estos sistemas presenten muchas
deficiencias; sin embargo, debido al gran tamaño de las unidades, presentan un
potencial enorme para convertirlos en sistemas convencionales de alta tasa. Su
capacidad se puede incrementar por lo menos en tres o cuatro veces con muy
poca inversión.
Los diseños de las figuras 3-4 y 3-5 muestran, en primer lugar, dos
floculadores hidráulicos y dos decantadores convencionales de vuelta en U, con
capacidad para tratar 250 L/s.
En el diseño de la figura 3-5, la misma planta, optimizada prácticamente
sobre las mismas estructuras, está ahora compuesta por dos floculadores hidráulicos
ampliados, cuatro decantadores de placas y una batería de cuatro filtros de tasa
declinante y lavado mutuo, con canales intermedios de interconexión entre las
unidades para darle mayor flexibilidad a la operación, algo que antes no tenía. De
ese modo, se ha podido obtener una planta completa con capacidad para tratar
550 L/s a muy bajo costo.
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
119
Figura 3-4. Sistema convencional antiguo
Figura 3-5. Sistema convencional optimizado
4.2
Sistemas convencionales de alta tasa o de tecnología CEPIS/OPS
Esta tecnología se empezó a desarrollar en la década de 1970 y se ha ido
perfeccionando cada vez más a la luz de las últimas investigaciones realizadas en
los países desarrollados. Las unidades son de alta tasa, ocupan una extensión que
constituye el 25% ó 30% del área que ocupa un sistema convencional de la misma
capacidad. La reducción del área se debe al empleo de floculadores verticales
que por su mayor profundidad ocupan menos área que los horizontales y permiten
compactar mejor el sistema. Véase la figura 3-6.
Los decantadores son de placas inclinadas a 60 °C, de tal modo que el área
de decantación real es la suma de las proyecciones horizontales de todas las placas,
lo que equivale a la superficie del fondo del decantador convencional.
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
120
Los filtros se proyectan en
baterías para ser operados con
altura variable y por el principio
de tasa declinante, de acuerdo
con el cual filtros operan con
velocidades decrecientes, entre
lavado y lavado, y se desfasan
en la operación; de este modo,
mientras unos están empezando
las carreras los otros están a la
mitad y el resto terminándola.
Figura 3-6. Floculadores hidráulicos de flujo
Así, entre todos llegan a asumir
vertical (3)
la capacidad completa del
sistema y el caudal permanece constante. El lavado de una unidad se efectúa
mediante el caudal que producen los otros filtros en operación, por lo que no se precisa
de sistema de bombeo ni de
tanque elevado. En estos
sistemas el agua decantada,
filtrada, para el retrolavado y
el desagüe del retrolavado se
conducen mediante canales, no
tienen galerías de tubos. Estas
características hacen que este
tipo de sistemas tengan un
costo inicial muy bajo. El costo
Figura 3-7. Planta de tecnología apropiada
de 120 L/s (3)
de operación también es mucho
más bajo que el de otros sistemas,
debido a que no requieren energía eléctrica para su funcionamiento, son muy compactos y se reduce también la
cantidad de personal necesario para la operación.
Las principales ventajas de esta tecnología son las siguientes:
•
Es sumamente eficiente
En su concepción se han empleado los resultados de las recientes
investigaciones. Tiene el mérito de encerrar bajo su aspecto sencillo procesos
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
121
complejos y sumamente eficientes, por lo que realmente es una tecnología
de avanzada.
•
Es fácil de construir, operar y mantener
El equipamiento ha sido reducido al mínimo imprescindible. Los procesos
se generan mediante energía hidráulica; el 100% de las obras son civiles.
Por lo tanto, son fáciles de construir con los recursos normalmente disponibles en los países en desarrollo. La operación es sencilla porque carecen de
mecanismos complicados y, por consiguiente, el mantenimiento es económico, fácil y rápido de realizar. Por estas razones, se la denomina tecnología
apropiada para países en desarrollo.
•
Es muy económica
La sencillez y el alto grado de compactación logrado en las estructuras
hace que normalmente se utilice alrededor de 1/3 del área que requiere una
planta convencional; el costo inicial es 1/3 ó la mitad del costo de los otros
tipos de tecnologías disponibles.
•
Es muy confiable
No requiere energía eléctrica para su funcionamiento; por lo tanto, puede
trabajar en forma continua a pesar de la escasez del recurso. De este modo,
se pueden garantizar las metas de calidad y cantidad.
De cualquier forma, hay que tomar en cuenta que este tipo de planta no es
fácil de diseñar. Demanda un gran esfuerzo del proyectista. La planta
requiere ser diseñada hasta el mínimo detalle para que el comportamiento
hidráulico sea casi perfecto y se obtenga la máxima eficiencia remocional.
Debe compactarse el diseño para facilitar la labor del operador, economizar
mano de obra, evitar errores humanos y negligencia operacional.
4.3
Tecnología importada, de patente o plantas paquete
Estas tecnologías están normalmente integradas por decantadores de manto
de lodos de suspensión dinámica, unidades que integran la mezcla rápida, la
floculación y la decantación en un solo equipo, o cuando menos la floculación y
decantación. Véase la figura 3-8.
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
122
Los filtros son de tasa constante y altura constante, para lo cual se requiere
gran cantidad de equipos e instrumentación ubicados en las galerías de tubos.
Véase la figura 3-9.
Las válvulas de accionamiento neumático o eléctrico y la instrumentación para
determinar la pérdida de
carga, el caudal de lavado, etcétera, son accionados desde
las consolas o mesas de operación. Véase la figura 3-10.
Esta tecnología es
importada de los países desarrollados y se caracteriza por
considerar gran cantidad de
equipos y alto grado de complejidad en las soluciones.
Figura 3-8. Decantador de manto de lodos (3)
Son sistemas totalmente
mecanizados, por lo que para
cumplir con sus objetivos de
calidad y cantidad, requieren
por lo menos lo siguiente:
—
—
Figura 3-9. Galería de tubos de filtros de
patente (3)
—
Personal calificado para
operación y mantenimiento.
Programa de mantenimiento preventivo para
los equipos y una existencia permanente de
repuestos.
Suministro confiable de
energía eléctrica.
Estos recursos, que son corrientes en Europa y Estados Unidos, no son
comunes en los países de América Latina.
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
123
La complejidad de estos sistemas va en aumento
con el tiempo. Ahora los sistemas son más compactos
porque el accionamiento es
electrónico, lo cual dificulta
aún más el mantenimiento y
la calibración. A pesar de
ello, estos sistemas son colocados de manera indiscriminada en localidades de escasos recursos.
En nuestro medio es
Figura 3-10. Consolas para la operación de los
usual encontrar plantas de
filtros (3)
este tipo, con todos los equipos averiados debido a la mala operación y a la falta de recursos para darles
mantenimiento. En la figura 3-11 se puede observar una unidad de manto de
lodos que no funciona bien prácticamente desde que fue instalada, pero que por
falta de recursos sigue pasando el agua, aunque el tratamiento es nulo.
La figura 3-12 muestra la
galería de operación de una
planta de patente donde no
fue considerado el accionamiento manual de las válvulas y, como el sistema neumático está descompuesto,
no es posible operar las válvulas y los filtros no se
pueden lavar; sin embargo, la
planta sigue funcionando así
por falta de recursos.
Figura 3-11. Unidad de manto de
lodos averiada (3)
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
5.
124
SELECCIÓN DE LA TECNOLOGÍA DE TRATAMIENTO DE
AGUA
La selección de la
tecnología de producción y
administración de un sistema
de agua potable debería
realizarse considerando los
recursos, el grado de desarrollo socioeconómico y los
patrones de cultura existentes. La experiencia en
América Latina demuestra
que el mayor problema no es
la deficiencia tecnológica
Figura 3-12. Galería de operación
sino más bien la selección de
de los filtros (3)
la tecnología apropiada, la
operación y el mantenimiento. La adopción de diseños basados únicamente en criterios de optimización técnica
y soluciones tecnológicas importadas de países industrializados ha conducido a la
elaboración de proyectos cuya operación y mantenimiento —por falta de sustancias
químicas, repuestos y mano de obra calificada— resultan inadecuados.
Los factores básicos que caracterizan la selección de la tecnología apropiada
para tratamiento de agua en los países en desarrollo y que deben ser considerados
son los siguientes:
a)
Grado de complejidad
La mayoría de los procesos unitarios utilizados en el tratamiento de agua
pueden realizarse en reactores con diferente grado de complejidad y
eficiencia. Afortunadamente, los más complejos no siempre resultan ser
los más eficientes.
b)
La tecnología no opera por sí misma
Plantas automatizadas necesitan personal de un alto nivel tecnológico para
operar, mantener y reparar los controles y equipos. La selección tecnológica
debe considerar la capacidad y los recursos de las instituciones e individuos
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
125
para operar y mantener los sistemas con la eficiencia y las especificaciones
originales de diseño.
c)
Impacto indirecto en el área
Debe considerarse una cadena de factores que se relacionan entre sí, tales
como calidad de agua de las fuentes, grado de tratamiento, utilización de
materiales y personal local, mejoras económicas indirectas, mejoramiento
técnico de personal local, influencias indirectas en la economía y su
repercusión directa e indirecta en la salud.
d)
Participación local
El aprovechamiento y tratamiento de agua incluyen actividades técnicas,
administrativas, financieras y legales que involucran a una serie de agencias
locales.
5.1
Criterios de selección de una solución tecnológica
A continuación se presenta una lista de carácter subjetivo, que no se debe
considerar ni completa ni exhaustiva, con el objeto de que sirva como base de
análisis.
a)
Grado de complejidad
La solución seleccionada debe ser de simple construcción, operación,
mantenimiento y reparación.
b)
Confiabilidad
El sistema debe tener un grado de confiabilidad adecuado para cada
componente del sistema. Si se establece un alto grado de confiabilidad con
recursos limitados, se obtendrán soluciones muy costosas que solo pocos
usuarios podrán afrontar.
c)
Flexibilidad
La propuesta tecnológica debe producir agua de calidad óptima en forma
continua, con un mínimo de operación y de fácil mantenimiento.
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
d)
126
Tiempo y plazo
El proceso de construcción debe ser simple y efectuarse en un plazo corto.
e)
Disponibilidad de mano de obra
La construcción, operación y mantenimiento deben considerar la capacidad
local existente para ejecutar y dirigir las obras.
f)
Costo
La tecnología seleccionada debe garantizar un agua potable óptima al menor
costo posible.
g)
Accesibilidad
El grado de accesibilidad al servicio de agua potable está directamente
relacionado con la eficiencia de la selección tecnológica.
h)
Recursos necesarios
Las alternativas tecnológicas para el tratamiento de agua requieren un grado
o nivel de desarrollo de la comunidad o del sector para construir, operar y
mantener la planta. Deben determinarse y analizarse los recursos necesarios
para cada alternativa.
i)
Uso de materiales locales
Siempre que sea posible, deben utilizarse materiales locales, de tal manera
que se logren soluciones de alta tecnología a bajo costo.
j)
Relación con otros proyectos
La tecnología seleccionada debe tener relación con otros proyectos locales,
a fin de lograr una mayor flexibilidad.
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
k)
127
Organización administrativa
Se debe contar con una organización adecuada para construir, operar,
supervisar y mantener la planta de tratamiento, complementada con una
estructura que provea los recursos económicos necesarios.
l)
Exactitud de las estimaciones
Debe tenerse especial cuidado en la elaboración del presupuesto, sobre
todo cuando la solución tecnológica seleccionada necesita equipos y
materiales de importación que elevan los costos.
m)
Consideraciones políticas
Debe considerarse la conveniencia de integrar el proyecto a los programas
políticos existentes y su impacto en las acciones gubernamentales y en la
comunidad.
5.2
Selección de procesos de tratamiento considerando las condiciones
socioeconómicas de la comunidad
El objetivo de este capítulo es seleccionar proyectos de una tecnología
apropiada para la capacidad de los recursos locales, de tal manera que puedan ser
construidos, operados, reparados y mantenidos eficientemente.
Considerando los factores intrínsecos del lugar y los indicadores socioeconómicos y tecnológicos, se efectúan comparaciones con las posibles alternativas
de tratamiento, en función de los recursos humanos y materiales necesarios para
cada caso. El uso de un sistema matricial permite la identificación del o de los
procesos adecuados para las capacidades existentes en la localidad o país
(figura 3-13).
El proceso total se esquematiza en la figura 3-14, dividida en dos fases:
predictiva y evaluativa.
La metodología que se expone a continuación fue adaptada por el ingeniero
José Pérez Carrión (4), tomando como base el procedimiento desarrollado por la
Universidad de Oklahoma con el auspicio de la Agencia para el Desarrollo
Internacional de los Estados Unidos y contó con la colaboración de diversos
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
128
organismos internacionales, tales como el CEPIS/OPS en América Latina, el Centro
Internacional de Referencia/OMS de Holanda y las Universidades de Delft, Nairobi
y Beirut, entre otras.
Sucintamente, el proceso consiste en considerar inicialmente toda la gama
de procesos y soluciones posibles. Teniendo en cuenta las restricciones socioeconómicas, los recursos locales disponibles y la calidad del agua cruda, se seleccionan
las alternativas que se adaptan a las condiciones existentes, las cuales son sometidas
a un estudio económico para determinar finalmente la solución más satisfactoria
(figura 3-13).
5.2.1 Fase predictiva
Considera el análisis de las condiciones involucradas en el proceso de
selección.
a)
Socioeconómicas
Se detallan en el cuadro 3-5. Cada parámetro está definido por un factor de
peso que sirve para clasificar a las comunidades en un nivel de desarrollo
conforme al criterio indicado en el cuadro 3-6.
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
129
Cuadro 3-5 . Parámetros que permiten determinar el nivel
tecnológico-social para comunidades en países en desarrollo (4)
Número
Factores técnico-sociales
1
Nivel de educación
2
Distribución de fuerza laboral
3
Características de ingresos
4
Porcentaje de trabajadores foráneos
5
Escolaridad
6
Más alto grado de enseñanza
7
Distancia al colegio más cercano
8
Disponibilidad de programas de
entrenamiento y vocacionales
Educación primaria obligatoria
9
10
11
12
13
Disponibilidad de programas de
entrenamiento en servicio
Existencia de universidades
Especialidad de química
a nivel universitario
Porcentaje de desempleo
Selecciones
posibles
1
2
3
4
1
2
3
4
1
2
3
4
5
1
2
3
4
5
1
2
0
1–6
7 – 10
11 – 12
12+
1
2
3
4
1
2
1
2
1
2
1
2
1
2
1
2
Factor de peso
0
5
10
15
0
5
10
15
0
4
8
12
15
4
3
2
1
0
0
5
0
2
4
7
10
3
2
1
0
5
0
10
5
5
5
10
0
3
0
0
5
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
130
Cuadro 3-5 . Parámetros que permiten determinar el nivel
tecnológico-social para comunidades en países en desarrollo (4) (continuación)
Número
14
15
16
17
Factores técnico-sociales
Disponibilidad de servicios
de extensión
Disponibilidad de estudiantes
universitarios
Nivel de tecnología disponible
18
Gobierno como usuario
de mano de obra
Disponibilidad de cargos públicos
19
Capacidad de financiamiento
Selecciones
posibles
1
2
1
2
1
2
3
4
1
2
1
2
1
2
3
Factor de peso
3
0
0
3
0
5
10
15
0
5
5
0
0
5
10
Cuadro 3-6. Clasificación de comunidades de acuerdo con el nivel
de desarrollo (4)
Nivel tecnológico-social
1.
2.
3.
4.
Elemental o básico
Medio
Relativamente avanzado
Avanzado
Puntaje
1 – 23
24 – 51
52 – 93
94 – 133
Figura 3-13. Esquema de metodología de selección del proceso de tratamiento de agua (4)
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
131
I
Datos
Calidad del
agua
III
(10)
Restricciones
de procesos
V
(11)
Posibles procesos
por utilizar
Factibilidad de procesos
IV
(12)
Esquemas de combinación de procesos
V
(13)
Preselección de
procesos
Selección preliminar
V
V
V
V
Fase
evaluativa
(14)
Esquemas de
costos
V
(15)
Análisis de
costos
Estimación de costos
Figura 3-14. Selección de procesos de tratamiento de agua (4)
(9)
Predicción de
población futura
V
Peso de
factores
V
(4)
Datos
demográficos
(3)
(6)
V
(8)
Disponibilidad
de recursos
Nivel
tecnológico-social
(7)
V
Recursos
locales
V
Peso de
factores
V
II
Perfil de la comunidad
V V
(2)
(5)
(1)
Factores tecnológico-sociales
Metodología
ETAPAS
Fase predictiva
VI
(16)
Selección del proceso
más adecuado
Selección final
de procesos
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
132
V
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
b)
133
Recursos locales
Un esquema de los recursos locales se presenta en el cuadro 3-7; los
diferentes elementos integrados allí permiten clasificar a la comunidad de
acuerdo con sus recursos (véase el cuadro 3-8).
Cuadro 3-7. Procesos de tratamiento de agua en componentes operacionales (4)
Recursos
Humanos
Capacitado
Materiales
Profesional
Operación
Métodos
de tratamiento
Sin tratamiento
Pretratamiento
Filtración lenta
Filtración rápida
convencional
Filtración rápida
avanzada
Ablandamiento
Desinfección
Sabor-olor-Fe,
Mn
Desalinización
(1)
Desalinización
(2)
Filtros
elementales
X
X
X
Mantenim.
equipos
Sustancias
químicas
Disponibilidad
de agua
subterránea
Materiales
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
X
Cuadro 3-8. Clasificación de localidades por categorías según recursos (4)
c)
Categoría
Disponibilidad de recurso
1
2
3
4
5
Equipo de operación
Materiales elaborados
Materiales básicos
Sustancias químicas
Disponibilidad de agua subterránea
Posibles procesos de tratamiento
En el cuadro 3-9 se analizan los métodos de tratamiento más usuales y se
los correlaciona con sus requerimientos de construcción y operación, lo cual
permite establecer restricciones de uso de los procesos, de acuerdo con el nivel
de desarrollo de la comunidad.
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
134
Cuadro 3-9. Restricciones al uso de procesos de tratamiento de agua
en función del grado de desarrollo de las localidades (4)
Proceso
Nivel de desarrollo
mínimo requerido
1.
Sin tratamiento
2.
2.1
2.2
2.3
2.4
2.5
2.6
2.7
2.8
2.9
Pretratamiento
Desarenadores
Sedimentación simple
Prefiltración gruesa
Prefiltración rápida
Microcernido
Control de algas
Coagulación
Floculación
Sedimentación
I
I
I
III
III
IV
III
III
III
3.
3.1
3.2
3.3
3.4
3.5
3.6
Filtración lenta
Filtros convencionales
Filtros modificados
Filtros de flujo ascendente
Filtros de medios compuestos
Filtros dinámicos
Filtros elementales
I
I
II
II
I
I
4.
4.1
4.2
4.3
4.4
Filtración rápida
Convencional
Modificada
Filtración directa
Filtración doble
III
III
IV
IV
5.
5.1
5.2
5.3
5.4
Desinfección
Hipoclorito
Cloro
Yodo
Ozono
I
III
IV
IV
6. Otros procesos
6.1 Control de olores y sabores
6.2 Control de corrosión
6.3 Control de algas
6.4 Fluoruración
6.5 Remoción de fluoruros
6.6 Remoción de contaminantes inorgánicos
6.7 Remoción de contaminantes orgánicos
6.8 Desalinización
6.9 Disposición y tratamiento de lodos
6.10 Técnicas avanzadas de remoción de
sólidos en suspensión
6.11 Ablandamiento
6.12 Aereación
I a II
Observaciones
Limitado por la calidad
y capacidad de la fuente
de agua
En casos simples,
hasta nivel II
Preferible II
III
III
III
II
IV
IV
IV
II en casos muy simples
III en casos simples
III en soluciones simples
IV
IV
IV
II
III en casos simples
IV en casos complicados
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
d)
135
Capacidad del sistema
Siguiendo procedimientos convencionales o los detallados en este módulo,
se puede realizar el análisis de población de consumo y establecer un periodo
adecuado de diseño, en función del análisis económico correspondiente.
e)
Calidad del agua
Se determinan las principales características físicas, químicas y
bacteriológicas exigidas por las normas nacionales o, en ausencia de estas,
por las Guías de Calidad de Agua Potable de la OMS, tomando en cuenta el
tipo de análisis y la frecuencia.
f)
Preselección de procesos
Una vez definidos los factores y las restricciones que influyen en la selección
de procesos, el último paso de la fase predictiva consiste en realizar la
selección y la combinación de los procesos unitarios más adecuados.
El cuadro 3-9 detalla la metodología adoptada por el CEPIS/OPS para
seleccionar procesos de tratamiento de agua, así como diferentes soluciones
tecnológicas para clarificar aguas, considerando el grado de desarrollo de la
comunidad. Se supone que el agua cruda cumple con los límites permisibles del
resto de características fisicoquímicas y bacteriológicas. En los procesos de componentes de filtración lenta se ha considerado la turbiedad originada principalmente
por partículas en suspensión, con un tamaño mayor a un micrómetro. Aguas crudas
con turbiedades originadas por partículas en estado coloidal requerirán procesos
correctivos de plantas de filtración rápida con ayuda de coagulación.
5.2.2 Fase evaluativa
Consta de dos etapas: análisis de costos y selección final de los procesos.
a)
Análisis de costos
En los “estudios de factibilidad” se deben determinar los costos de
construcción, operación y mantenimiento, con un grado de confiabilidad
que permita un orden adecuado de comparación. Se deben utilizar datos
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
136
del país o la región. En caso de no contar con datos propios, se puede
recurrir a los siguientes criterios:
C
c
Q
Kyn
=
=
=
=
K Qn (ecuación general de costos)
Costo inicial en miles de dólares americanos
Capacidad de la planta en m3/s
Constantes que dependen de la solución tecnológica y de los
valores nacionales
El cuadro 3-10 detalla los valores de K y n para América Latina, referidos
a 1977.
Cuadro 3-10. Valores de K y n para América Latina (4)
Solución
Filtración rápida convencional
Filtración rápida modificada
Filtración ascendente-descendente
Filtración ascendente
K
n
1,656
1,194
1,074
0,950
0,66
0,60
0,59
0,59
El método siguiente se usa para realizar estimaciones comparativas de
costos. Consiste en correlacionar los costos de materiales y mano de obra locales
con los de Estados Unidos para obtener el costo total, utilizando los criterios
detallados en el cuadro 3-11.
Rural
Urbana
Sin
capacidad
Con
capacidad
Sin
capacidad
Clasificación Capacidad
de la
de
comunidad
operación
5-10-20
Filtración
lenta
30-50-100
Sedimentación
laminar y
filtración lenta
100-150-250
Prefiltración/
sedimentación
laminar simple
filtración lenta
250-750-1200
Presedimentación/
sedimentación
laminar y
filtración lenta
250-750-1.000
Filtración
lenta
Prefiltración y
filtración lenta
Sedimentación
laminar/
prefiltración y
filtración lenta
Filtración rápida +
presedimentación
Presedimentación/
Uso de otras fuentes
sedimentación
laminar/prefiltración
y filtración lenta
Filtración
Filtración Filtración directa Filtración rápida Filtración rápida
directa
directa
ascendente
con o sin
descendente ascendente
presedimentación
Sin posibilidad Desinfecde
ción
prefabricación
Con
posibilidad de
prefabricación
Filtración rápida +
presedimentación
Uso de otras fuentes
10.000
Turbiedades UN (normal-media-máxima) ytamaño de partículas >10 micrómetros
Sin posibilidad Filtración
Filtración Filtración directa Filtración rápida Filtración rápida
de
directa
lenta
ascendente/
con o sin
prefabricación descendente ascendente descendente
presedimentación
Sin posibilidad Filtración
de
lenta
prefabricación
Desarrollo
industrial
Cuadro 3-11. Criterios de selección de procesos de tratamiento de agua (4)
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
137
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
138
C 4 = C 2 + nC 3 , siendo :
C 2 = C1 ( P )
X 7 . X 9 X 8 . X 11
+
+ X 13 . X 15 + X 14 . X 10
X 10
X 12
C3 = C5 (P )
X 7 . X 9 X 8 . X 11
+
+ X 13 . X 15 + X 14 . X 16
X 10
X 12
Siendo:
C1
=
C2
C3
C4
C5
P
X7
X8
X9
X10
X11
X12
X13
X14
X15
X16
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
=
n
=
Costo total de construcción en dólares americanos por habitante
servido
Costo total de construcción para el proceso
Costo de mantenimiento para el proceso por año
Costo total del proceso en n años
Costo de mantenimiento per cápita en dólares americanos
Población servida
Porcentaje de mano de obra no especializada (local)
Porcentaje de mano de obra especializada (local)
Jornal no especializado (local)
Jornal no espeializado (Estados Unidos)
Jornal especializado (local)
Jornal especializado (Estados Unidos)
Porcentaje de materiales manufacturados (local)
Porcentaje de materiales manufacturados (exportados)
Costo de materiales manufacturados (local/Estados Unidos) en el lugar
Costo de materiales manufacturados (local/Estados Unidos) fuera del
lugar
Periodo de diseño en años
Dependiendo también el costo de la capacidad de la planta, se sugiere la
siguiente subclasificación (cuadro 3-12), basada en el tamaño de la población:
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
139
Cuadro 3-12. Clasificación basada en el tamaño de la población (4)
Tamaño
Población/hab
1
2
3
4
800 – 2.499
2.500 – 14.999
15.000 – 49.999
50.000 – 100.000
Para facilitar el cálculo se incluyen en los cuadros 3-13 y 3-14 los porcentajes
de costo de mano de obra y materiales para los procesos más usuales, que servirán
tanto para la determinación de costos de construcción como de operación y
mantenimiento. Estos datos servirán como valores de referencia únicamente, ya
que dependen del grado de desarrollo socioeconómico del país o región, así como
de las condiciones locales imperantes.
Cuadro 3-13. Porcentaje de costos de construcción para los sistemas
de tratamiento más comunes (4)
Mano de obra
Cloración
Cloración
Sedimentación
y filtración
Filtración lenta
Filtración rápida
Materiales
No
Especializada % del costo Nacionales Importados % del costo
especializada
del proyecto
del proyecto
30
10
30
20
50
70
50
40
5
20
20
35
70
60
40
20
30
20
10
10
40
30
40
60
Cuadro 3-14. Porcentaje de costos de operación para sistemas
de tratamiento más comunes (4)
Mano de obra
Cloración
Cloración
Sedimentación
y filtración
Filtración lenta
Filtración rápida
Materiales
No
Especializada % del costo Nacionales Importados % del costo
especializada
del proyecto
del proyecto
10
4
50
10
40
50
90
80
60
5
1
20
95
90
80
5
10
15
0
0
5
5
10
20
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
140
A continuación se indican las ecuaciones de costo promedio para América
Latina, para realizar estimaciones específicas de costos de plantas.
1.
Filtros lentos:
Ln Cc
Ln Com
Ln C1c
Ln C1om
2.
=
=
=
=
2,541 + 0,0096 Ln X4 – 0,3628 Ln X5
0,3559 – 0,1511 Ln X5
3,7997 – 0,0799 Ln X
1,6751 + 0,0016 Ln X4 – 0,6316 Ln X6
Filtros rápidos:
Ln Cc
Ln Cop
Ln C1c
Ln C1om
=
=
=
=
3,4597 + 0,0021 Ln X4 – 0,0901 Ln X6
6,1328 – 0,0027 Ln X5 – 0,0230 Ln X6
2,0127 – 0,0238 Ln X4 – 0,3007 Ln X6
4,7829 + 0,0448 Ln X4 – 0,0530 Ln X6
=
=
=
=
=
=
=
Costo de materiales importados en % del total
Población de diseño (miles)
Capacidad de la planta MGD
Costos de construcción (US$/cápita)
Costos de operación y mantenimiento (US$/año/cápita)
Costos de construcciones (US$/MGD)
Costos de operación y mantenimiento (US$/año/MGD)
Siendo:
X4
X5
X6
Cc
Com
C1c
C1om
b)
Selección final de los procesos
La etapa final consistiría en estudiar las diferentes alternativas planteadas
y seleccionar la más ventajosa, considerando los factores técnicos y socioeconómicos.
5.2.3 Aplicación
Se presenta un ejemplo tomado del Programa Regional OPS/EHP/CEPIS
de Control de Calidad de Agua para Consumo Humano, Módulo 2.8, preparado
por el ingeniero José M. Pérez Carrión, para seleccionar los procesos unitarios
integrantes de la planta de tratamiento de agua para Cochabamba, Bolivia.
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
141
Etapa predictiva
i.
Información general
a.
b.
ii.
Ubicación de la comunidad
Nombre de la ciudad
Estado o provincia
País
Cochabamba
Cochabamba
Bolivia
Grupo o dependencia de planificación
SEMAPA
Información demográfica
El modelo requiere algunos datos básicos sobre la población para poder
hacer planes de capacidad. Se necesitan dos elementos. Si no se pueden obtener
datos locales, se debe utilizar un estimado nacional e indicar si es de fuente local
o nacional.
Responder la A o la B.
A.
1.
Población actual. La cifra o estimación de la población actual debe
reflejar el número de habitantes que serán servidos por la instalación
de tratamiento de aguas negras o agua potable propuesta.
Población real 180.000 o estimar lo siguiente:
2.
______ (1)
entre 500 y 2.500 personas
______ (2)
2.500 – 15.000
______ (3)
15.000 – 50.000
______ (4)
50.000 – 100.000
______ (5)
> 100.000
Tasa anual de crecimiento demográfico 3% o la siguiente estimación:
______ (1)
Menos de 1%
______ (2)
1% – 1,5%
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
______(3)
1,5% – 2,0%
______(4)
2,0% – 2,5%
______(5)
2,5% – 3,0%
______(6)
x
3,0% – 3,5%
______(7)
3,5% – 4,0%
______(8)
Más de 4%
______(9)
B.
Fuente___________________________________
Estimado de la población según el último censo ____________________
Fecha del censo: 1972
iii
142
1.
Fuente del censo:__________________
Datos sociotecnológicos. Nivel promedio de escolaridad de los
habitantes en esa comunidad.
Cuadro 3-15. Niveles de escolaridad (4)
Nivel
Nulo
Primaria
Secundaria
Técnica
Universidad
(1)
(2)
(3) X
(4)
95%
70%
55%
9%
4%
19%
22%
34%
1%
7%
14%
42%
0%
3%
6%
8%
0%
1%
3%
7%
(5) X
Otro
2.
Distribución promedio de la fuerza de trabajo en la comunidad
Cuadro 3-16. Distribución promedio de la fuerza laboral (4)
Nivel
No calificado
Semicalificado
Profesional
(1)
(2)
(3) X
(4)
97%
80%
61%
45%
2%
16%
27%
30%
1%
4%
12%
25%
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
3.
Ingreso promedio anual por familia en dólares.
1 .470
Cantidad
4.
5.
US$
Unidades
¿Qué porcentaje de los trabajadores técnicos y altamente calificados
(p. ej., químicos, ingenieros, etcétera) no son del lugar o del país?
______
(1)
x
Menos de 10%
______ (2)
10% – 25%
______ (3)
25% – 50%
______ (4)
50% – 70%
______ (5)
75% – 100%
¿Existen escuelas primarias o secundarias de organismos voluntarios
o de misioneros en lugar de gubernamentales?
__________ (1) Sí
6.
__________
(2) No
x
¿Hasta qué año o curso llegan las escuelas locales en forma regular?
(marcar con un círculo).
1
7.
143
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
12+
Si la respuesta indicada en la pregunta anterior es menos de 12, ¿a
qué distancia queda la escuela más cercana que ofrece hasta el 12.°
curso?
______ (1)
Menos de 16 km (o menos de 10 millas)
______ (2)
16 – 48 km (o 10 – 30 millas)
______ (3)
48 – 80 km (o 30 – 50 millas)
______ (4)
Más de 80 km (o más de 50 millas)
______(5)
Otros (especificar)
___________________
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
8.
¿Existen escuelas técnicas o vocacionales en la comunidad?
(1)
________
x
9.
144
Sí
________ (2)
No
¿Es obligatoria la primaria durante, por lo menos, seis años en la
comunidad?
________
x
(1)
Sí
________ (2)
No
10. ¿Existen cursos formales de capacitación en el trabajo ofrecidos por
el gobierno o la industria local para sus trabajadores?
________
x
(1)
Sí
________ (2)
No
11. ¿Existe una universidad en la comunidad?
________
x
(1)
Sí
________ (2)
No
12. ¿Tiene la universidad departamento de química o laboratorio?
________
x
(1)
Sí
________ (2)
No
________ (2)
No
13. ¿Hay mucho desempleo?
________
x
(1)
Sí
14. ¿Existen servicios de consultoría disponibles o cualquier otro programa
que se proponga mejorar la capacidad de los habitantes o reclutar su
participación?
________
x
(1)
Sí
________ (2)
No
15. ¿La mayoría de los universitarios de la comunidad realizan sus estudios
en comunidades vecinas, países vecinos u otros países del exterior?
________
x
(1)
Sí
________(2)
No
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
145
16. En general, se puede clasificar el nivel de tecnología como:
________ (1)
herramientas manuales solamente
(2)
________
x
herramientas mecánicas (p. ej., equipo movido por
gasolina)
________
(3)
productos químicos (fertilizantes, cloro)
________
(4)
tecnología electrónica
17. ¿Está dominado el mercado de trabajo por el gobierno?
________
(1)
Sí
(2)
________
x
No
18. ¿Existen servicios públicos de colocación de empleados fácilmente
disponibles?
________
(2)
Sí
(2)
________
x
No
Recursos locales
19. Equipo de operación. ¿Cuáles de los siguientes elementos no se
encuentran generalmente en la localidad?
________
x
(1)
Medidores de agua
________
(2)
Equipo para soldadura
________
(3)
Sopletes de acetileno
________
x
(4)
Dispositivos de registro como termostatos
________
(5)
Equipo de laboratorio como tubos de ensayo
________
(6)
Plantas de electricidad portátiles como generadores
de gas
________ (7)
Motores como, por ejemplo, motores eléctricos de
1-3 caballos
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
________ (8)
146
Bombas de agua
20. Materiales procesados. ¿Cuáles de los siguientes materiales
generalmente no se encuentran en la localidad?
________
(1)
Tubería (arcilla, acero, cemento, plástico, cobre,
etcétera)
(2)
________
x
Conexiones para tubería
________
Pintura
(3)
(4)
________
x
Válvulas
________
(5)
Tanques
________
(6)
Medidores de vacío
(7)
________
x
Intercambiadores de calor
21. Suministros para operación y mantenimiento. ¿Cuáles de los siguientes
no se encuentran generalmente en la localidad?
________
(1)
Arena de sílice
________
(2)
Grava graduada
________
(3)
Agua limpia
________
(4)
Gasolina
22. Suministros químicos. ¿Cuáles de los siguientes no se encuentran
generalmente en la localidad?
________
(1)
x
Al2(S04)3 (sulfato de aluminio)
(2)
________
x
FeCl3 (cloruro férrico)
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
(3)
________
x
Carbón activado
________
CaO (cal)
(4)
(5)
________
x
NaCO3 (sosa)
(6)
Cl2 (cloro)
(7)
________
x
O3 (ozono)
________
Productos químicos para laboratorio
________
x
(8)
147
23. Principal fuente de agua (marcar la categoría apropiada)
(1)
________
x
Río o arroyo
________
(2)
x
Lago o presa
________
(3)
Pozos
________
(4)
Mar o agua salobre
24. Características de las aguas
Cuadro 3-17. Características de las aguas (4)
Características
Físicas
Químicas
Bacteriológicas
Valor
Parámetro
Turbiedad
Color
pH
Alcalinidad
Dureza
Hierro
NMP
Unidad
Mínimo
Máximo
8
5
6,7
10
12
0,0
100
650
20
9,1
65
139
0,02
1.000
UJ
UC
mg/L
mg/L
mg/L
x 100 mL
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
148
Datos que, analizados de acuerdo con lo detallado en el cuadro 3-6, dan el
siguiente resultado, que permite calificar a Cochabamba con un grado de desarrollo
relativamente avanzado, pero con recursos limitados para operación y mantenimiento de sistemas de agua potable.
Cuadro 3-18. Nivel de desarrollo (4)
N.°
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
Factores técnico-sociales
Factor de peso
Nivel de educación
Distribución de fuerza laboral
Ingresos
Trabajadores foráneos
Escolaridad
Grado de enseñanza
Distancia a colegios
Programa de entrenamiento técnico
Educación primaria obligatoria
Adiestramiento en servicio
Existencia de universidades
Especialidad de química
Desempleo
Servicios de extensión
Disponibilidad de estudiantes universitarios
Nivel de tecnología
Gobierno como usuario de mano de obra
Disponibilidad de cargos públicos
Capacidad de financiamiento
Total
10
10
4
4
5
10
3
5
10
5
5
3
0
3
0
5
5
0
5
92
De acuerdo con la calidad del agua cruda y el grado de desarrollo de la
comunidad, los procesos de tratamiento de aguas pueden ser los que se señalan
en el cuadro 3-19:
Cuadro 3-19. Posibles procesos de tratamiento (4)
1
2
3
4
5
Primera alternativa
Coagulación mecánica
Floculación mecánica
Sedimentación convencional
Filtración rápida convencional
Desinfección
Segunda alternativa
Coagulación hidráulica
Floculación hidráulica
Sedimentación laminar
Filtración rápida modificada
Desinfección
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
149
Si la población de diseño es de 260.000 habitantes y el consumo máximo
diario de 250 litros/hab/día, el caudal de diseño será:
Q.d =
260.000 x 0,250
= 0,75 m 3 /s
86.400
Etapa evaluativa
Con las alternativas planteadas, tenemos los siguientes costos:
C1
= 1.656 Q0,66 = 1.656 x 0,750,66 = 1.369 x 1.000 US$
C2
= 1.194 Q0,60 = 1.194 x 0,750,60 = 1.004 x 1.000 US$
Se justifica así la segunda alternativa, desde el punto de vista técnico y
económico.
Procesos unitarios y plantas de tratamiento
150
REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS
(1)
Pérez Carrión, J. M. y Vargas, L. El agua. Calidad y tratamiento para
consumo humano. Manual I, Serie Filtración Rápida. Programa Regional
HPE/CEPIS/OPS de Mejoramiento de la Calidad del Agua.
(2)
Di Bernardo, L. Métodos y técnicas de tratamento de agua. Volumen II.
Rio de Janeiro, ABES, 1993.
(3)
Vargas, L. Fotos de archivo. Lima, CEPIS.
(4)
Pérez Carrión, J. M. Selección de procesos en función del grado de
desarrollo de las comunidades. Lima, CEPIS.
CAPÍTULO 4
COAGULACIÓN
Quím. Ada Barrenechea Martel
Coagulación
1.
153
INTRODUCCIÓN
El agua puede contener una variedad de impurezas, solubles e insolubles;
entre estas últimas destacan las partículas coloidales, las sustancias húmicas y los
microorganismos en general. Tales impurezas coloidales presentan una carga superficial negativa, que impide que las partículas se aproximen unas a otras y que
las lleva a permanecer en un medio que favorece su estabilidad. Para que estas
impurezas puedan ser removidas, es preciso alterar algunas características del
agua, a través de los procesos de coagulación, floculación, sedimentación (o flotación) y filtración.
La coagulación se lleva a cabo generalmente con la adición de sales de
aluminio y hierro. Este proceso es resultado de dos fenómenos:
—
El primero, esencialmente químico, consiste en las reacciones del coagulante
con el agua y la formación de especies hidrolizadas con carga positiva. Este
proceso depende de la concentración del coagulante y el pH final de la
mezcla.
—
El segundo, fundamentalmente físico, consiste en el transporte de especies
hidrolizadas para que hagan contacto con las impurezas del agua.
Este proceso es muy rápido, toma desde décimas de segundo hasta cerca
de 100 segundos, de acuerdo con las demás características del agua: pH, temperatura, cantidad de partículas, etcétera. Se lleva a cabo en una unidad de tratamiento denominada mezcla rápida. De allí en adelante, se necesitará una agitación relativamente lenta, la cual se realiza dentro del floculador. En esta unidad las
partículas chocarán entre sí, se aglomerarán y formarán otras mayores denominadas flóculos; estas pueden ser removidas con mayor eficiencia por los procesos de sedimentación, flotación o filtración rápida.
La remoción de las partículas coloidales está relacionada estrictamente con
una adecuada coagulación, pues de ella depende la eficiencia de las siguientes
etapas: floculación, sedimentación y filtración.
Coagulación
154
La coagulación está fundamentalmente en función de las características
del agua y de las partículas presentes, las mismas que definen el valor de los
parámetros conocidos como pH, alcalinidad, color verdadero, turbiedad, temperatura, movilidad electroforética, fuerza iónica, sólidos totales disueltos, tamaño y
distribución de tamaños de las partículas en estado coloidal y en suspensión, etcétera.
Para tener una idea de la importancia de la calidad del agua cruda, es
necesario comentar, por ejemplo, que un agua que presenta color (de origen coloidal) y turbiedad relativamente baja a temperatura superior a 15 °C, sin tomar en
cuenta los demás parámetros de calidad, puede ser candidata potencial al uso de
filtración directa y se obviará, en la mayoría de los casos, la necesidad de floculación
y sedimentación.
Por otro lado, casi siempre las aguas con color verdadero, turbiedad o número de algas relativamente elevados requieren tratamiento completo. También
las aguas con temperaturas generalmente bajas (10 °C) pueden exigir el uso de
un coagulante diferente del sulfato de aluminio, como un polímero catiónico y,
eventualmente, una sal de hierro.
2.
PARTÍCULAS COLOIDALES
Las partículas coloidales en el agua por lo general presentan un diámetro
entre 1 y 1.000 milimicrómetros y su comportamiento depende de su naturaleza y
origen. Estas partículas presentes en el agua son las principales responsables de
la turbiedad.
En términos generales, los denominados coloides presentan un tamaño intermedio entre las partículas en solución verdadera y las partículas en suspensión.
La figura 4-1 ilustra sobre el tamaño aproximado de las partículas y su distribución. Es necesario hacer notar, sin embargo, que en el caso de los coloides, sus
dimensiones las define la naturaleza de los mismos.
○
○
suspendidas
○
○
○
○
○
○
○
W
W
○
W
W
W
Moléculas
Partículas
W
○
Coloides
○
Átomos
○
○
Algas
○
○
○
○
○
○
○
W
○
○
○
° ) Unidades ángstrom
(A
(mµ) Milimicrómetros
(µm) Micrómetros
(mm) Milímetros
10
1
10-3
10-6
○
○
○
○
○
○
○
○
○
Diámetros de los poros en el papel filtro
W
○
○
W
○
○
○
○
○
○
○
○
○
○
microscopio
W
○
Microscopio
W
electrónico
○
Ultra-
W
W
○
Microscopio
Coagulación
○
○
○
○
W
○
○
○
○
○
○
○
○
W
W
Bacterias
10 2
10
10-2
10-5
103
102
10-1
10-4
104
103
110
10-3
105
104
102
10-2
10 7
10 6
1
155
Figura 4-1. Distribución de tamaños de las partículas en el agua
10 6
10 5
10 3
10-1
Coagulación
2.1
156
Tipos de coloides de acuerdo con su comportamiento en el agua
En el tratamiento del agua, es común referirse a los sistemas coloidales
como hidrófobos o suspensores cuando repelen el agua, e hidrófilos o emulsores
cuando presentan afinidad con ella.
Obviamente, los coloides hidrófobos no repelen completamente al agua,
pues una película de ella es absorbida por los mismos. En los sistemas coloidales
hidrófobos, las propiedades de la superficie de las partículas son muy importantes,
principalmente en las aguas naturales, que pueden contener varios tipos de arcillas.
Las arcillas y algunos óxidos metálicos son coloides hidrófobos muy importantes en el tratamiento del agua. Se caracterizan por ser termodinámicamente
inestables con respecto a la formación de grandes cristales no coloidales.
Los coloides hidrofílicos comprenden soluciones verdaderas, ya sea de
moléculas grandes o de agregados de moléculas pequeñas (llamados micelas),
cuyas dimensiones están dentro de los límites coloidales. Abarcan varios polímeros
tanto sintéticos como naturales y numerosas sustancias de significación biológica
como proteínas, ácidos nucleicos, almidones y otras macromoléculas. Las diferencias de opinión entre los investigadores sobre la naturaleza del color orgánico
en el agua —solución verdadera o coloide— pueden resolverse si consideramos
que el color orgánico es un coloide hidrofílico compuesto de moléculas grandes en
solución. Las soluciones de coloides hidrofílicos y las de moléculas más pequeñas
difieren únicamente en que, por su tamaño, las moléculas pequeñas o micelas
tienen diferentes propiedades y suponen distintas técnicas de estudio.
2.2
Características de las partículas coloidales y las sustancias húmicas
Las sustancias húmicas están compuestas por moléculas aromáticas de
alto peso molecular que muestran características polianiónicas en soluciones neutras o alcalinas. Por medio de estudios de degradación oxidativa, se lograron aislar
e identificar siete diferentes compuestos fenólicos comunes a los húmicos de madera y del agua (1).
Desde el punto de vista energético, algunas partículas coloidales son termodinámicamente estables y se denominan coloides reversibles, incluidas las molé-
Coagulación
157
culas de detergente o jabón, proteínas, aminas y algunos polímeros de cadena
larga. Otros coloides termodinámicamente inestables se denominan irreversibles,
como las arcillas, los óxidos metálicos, los microorganismos, etcétera, que están
sujetos a coagulación. Algunos coloides coagulan rápidamente, mientras que otros
lo hacen lentamente. Los términos termoestables e inestables muchas veces se
aplican a los coloides irreversibles. Con ello se hace referencia, por ende, a cinética
de coagulación y no a las características termodinámicas y energéticas. Un sistema coloidal cinéticamente inestable es un sistema coloidal irreversible, en el cual
la coagulación es significativa.
2.3
Características de las arcillas
Las arcillas están principalmente constituidas por partículas minerales: cuarzo,
mica, pirita, calcita, etcétera. Los constituyentes más importantes de las arcillas
son los silicatos hidratados de aluminio y hierro, también algunos elementos alcalinos
y alcalino-térreos. Morfológicamente, las partículas de arcillas se representan en
forma de plaquetas compuestas de láminas muy finas, como muestra la figura 4-2
(obtenida en microscopio electrónico).
Figura 4-2. Representación esquemática de una partícula de arcilla (2)
Coagulación
158
Cuadro 4-1. Arcillas más comunes
Caolinita
Al4 (Si4O10) (OH)8 + Al4 (Si4O6) (OH)16
Montmorillonita
(bentonita)
Al (Mg) (Si8O20) (OH)4 . XH2O*
Ilita
Ky Al4 (Fe4 Mg4 Mg16) (Si8 - Y Aly) O20*
Muscovita
Ky Al4 (Al2 Si6 O20) (OH)4
* Los elementos entre paréntesis pueden ser sustituidos por el material
que se encuentra a la izquierda del paréntesis.
Las observaciones microscópicas y el análisis de las arcillas mediante los
rayos X posibilitan clasificarlas de acuerdo con su estructura cristalina. Los principales elementos constituyentes de las arcillas son el aluminio, el silicio, el magnesio,
el potasio, el oxígeno y el hidrógeno. La distribución de estos elementos en la red
cristalina define a los tipos de arcilla. En el cuadro 4-1 se presentan los tipos de
arcillas más comunes en el agua y su respectiva estructura química.
Figura 4-3. Estructura atómica reticular de la arcilla
Coagulación
159
Figura 4-4. Estructura reticular del tetraedro de silicio
2.4
Propiedades de los coloides
Desde el punto de vista físico, las arcillas son cristales con una estructura
atómica reticular. La mayoría de ellas puede caracterizarse por dos clases de
estructuras (3). Véanse las figuras 4-3 y 4-4.
Las principales propiedades que definen el comportamiento de los coloides
en el agua son las cinéticas, ópticas, de superficie y electrocinéticas.
2.4.1 Propiedades cinéticas
Las cinéticas son las propiedades que definen el comportamiento de las
partículas coloidales referidas a su movimiento en el agua.
a)
Movimiento browniano
Las partículas coloidales, dentro de la fase líquida, presentan un movimiento constante e irregular, que se ha denominado movimiento browniano. Su nombre proviene de su descubridor, el botánico escocés Robert Brown (1773-1858),
quien observó por primera vez bajo el microscopio este movimiento constante en
las partículas provenientes del polen.
Coagulación
160
La teoría cinética explica este fenómeno como resultado del bombardeo
desigual y casual de las partículas en suspensión por las moléculas del líquido. Al
elevarse la temperatura del líquido, las moléculas adquieren mayor energía cinética
y aumenta el movimiento browniano.
El promedio de velocidad de las partículas puede expresarse con la fórmula
siguiente:
_
V
=
R/N T/m
(1)
donde:
R
N
T
m
=
=
=
=
constante molar de los gases = PV / T
número de Avogadro (6,02 x 1023)
temperatura absoluta (°K)
masa de la partícula
El valor R/N = K es comúnmente llamado constante de Boltzman.
Es importante recordar que el movimiento browniano solo puede explicar la
estabilidad de las dispersiones coloidales más pequeñas. Para tamaños de partículas mayores, los factores más importantes son las corrientes de convección termal
y las velocidades bajas de sedimentación.
b)
Difusión
Debido al movimiento browniano —es decir, al movimiento constante de
las moléculas o partículas en el agua—, las partículas coloidales tienden a dispersarse por todas partes en el sistema hídrico. A este fenómeno se le llama difusión.
Como es de esperarse, la velocidad de difusión es menor que la velocidad
media de las partículas en el movimiento browniano.
c)
Presión osmótica
La ósmosis es el flujo espontáneo que se produce cuando un disolvente
(agua) atraviesa una membrana que la separa de un sistema coloidal (agua +
Coagulación
161
coloides). Esta membrana es permeable al solvente pero no a los coloides; por
tanto, la dilución puede ocurrir únicamente con el movimiento del solvente hacia el
sistema coloidal a través de la membrana.
Este fenómeno ocurre en forma espontánea. Al transporte del solvente
hacia la solución se le denomina flujo osmótico.
A la presión hidrostática necesaria para detener el flujo osmótico, que alcanza así un estado de equilibrio, se le denomina presión osmótica.
En la práctica, es posible calcular el número de partículas y el peso promedio de ellas en sistemas coloidales mediante la determinación experimental de la
presión osmótica.
2.4.2 Propiedad óptica: Efecto Tyndall-Faraday
El efecto Tyndall-Faraday es un fenómeno por el cual las partículas coloidales
provocan la dispersión de la luz cuando esta pasa a través de una suspensión
coloidal. Esta dispersión es directamente proporcional al tamaño de las partículas.
La determinación nefelométrica de la turbiedad utiliza el efecto de TyndallFaraday para su medición. Cabe destacar, sin embargo, que por la naturaleza de
la medición, la turbiedad no se relaciona con el número de partículas que la provocan, ni siquiera con la masa total.
2.4.3 Propiedad de superficie: adsorción
Como se puede comprobar en el cuadro 4-2, las partículas coloidales se
caracterizan por tener una gran superficie específica, definida como la relación
entre el área superficial y la masa. Nótese el efecto de la disminución del tamaño
de las esferas sobre el área total superficial y el tiempo de sedimentación requerido. La gran superficie específica da a los coloides una gran capacidad de adsorción
y, por tanto, no resulta práctico sedimentar las partículas coloidales sin tratamiento
químico previo.
Coagulación
162
Cuadro 4-2. Efecto al disminuir el tamaño de las esferas (4)
a
b
Diámetro de la
partícula (mm)
Escala de
tamaños
Área superficial
totala
Tiempo requerido
para sedimentarb
10
1
0,1
0,01
0,001
0,0001
0,00001
0,000001
Grava
Arena gruesa
Arena fina
Sedimento
Bacteria
Partícula coloidal
Partícula coloidal
Partícula coloidal
3,15 cm2
31,50 cm2
315,00 cm2
3.150,00 cm2
3,15 m2
31,50 m2
0,283 ha
2,83 ha
0,3 s
3,0 m/s
38,0 s
33,0 min
55,0 horas
230,0 días
6,3 años
63,0 años
Área de partículas del tamaño indicado, producida a partir de una partícula de 100 mm de diámetro
y gravedad específica de 2,65.
Cálculos basados en esferas con gravedad específica de 2,65 que sedimentan 30 cm.
2.4.4 Propiedad electrocinética: electroforesis
La electroforesis es un fenómeno que permite demostrar que las partículas
coloidales tienen carga eléctrica. Consiste en hacer pasar una corriente directa a
través de una solución coloidal, experimento que permite observar que las partículas son atraídas por el electrodo positivo o por el negativo, lo que demuestra que
poseen carga eléctrica. Este fenómeno es muy importante porque permite comprender la estabilidad de las dispersiones coloidales. Por lo general, los coloides
presentan carga negativa; es decir, en la electroforesis son atraídos por el electrodo positivo.
Una celda de electroforesis permite calcular el potencial zeta de un sistema
coloidal, que es una función de la densidad de las cargas absorbidas, y se mide en
milivoltios. Frecuentemente, el potencial zeta se encuentra entre 30 y 40 milivoltios,
cuando un coloide es estable. Cuando cae a menos de 15 ó 20 milivoltios, es
posible la coagulación y el coloide tiende a sedimentar.
2.5
Naturaleza de la turbiedad y el color
2.5.1 Turbiedad
Las sustancias responsables de la turbiedad del agua son las partículas en
suspensión, tales como arcilla, minerales, sedimentos, materia orgánica e inorgánica
Coagulación
163
finamente dividida, plancton, bacterias y otros microorganismos. Estas partículas
causantes de la turbiedad pueden ser coloidales o materia insoluble de mayor
tamaño.
Los componentes más frecuentes y comunes de las aguas turbias son las
arcillas, que constituyen un material natural, terroso, de gránulos muy finos, que se
vuelve plástico cuando se mezcla con cierta cantidad de agua. Varios análisis de
arcilla han demostrado que esta se compone principalmente de sílice, aluminio y
agua, frecuentemente con cantidades apreciables de hierro, álcalis y tierra alcalina.
2.5.2 Color
La mayoría de los investigadores estiman que el color orgánico en el agua
es de naturaleza coloidal. Sin embargo, algunos autores sugieren que se encuentra
en solución verdadera. Black y Christman (5) demostraron que los filtros comerciales de membrana, con poros de 3,5 mµ, retenían 91% del color original mientras
que los poros de 10 mµ retenían solo 13%.
Esto indica que el tamaño de las partículas de color puede variar entre 3,5 y
10 mµ, lo que se acerca bastante al límite entre dispersión coloidal y solución
verdadera. La discrepancia de los investigadores puede deberse a que el color es
causado por coloides hidrofóbicos; es decir, por aquellos que tienen poca afinidad
con el agua y causan turbiedad en la misma.
Las principales especies responsables del color orgánico natural en el agua,
de acuerdo con la naturaleza del suelo, son los ácidos fúlvicos, himatomelánicos y
húmicos, conocidos en su conjunto como sustancias húmicas. Black y Christman
(5) analizaron varias aguas y encontraron entre 15-50 mg/L de materia orgánica
en ellas, de la cual un promedio de 87% era ácido fúlvico, 11% ácido himatomelánico
y 2% ácido húmico.
Es importante anotar que la relación entre color y pH no es directa, puesto
que a pH 8,0, una solución de 1 mg/L de ácido húmico tiene un color de 26,5,
mientras que a este mismo pH, una solución de 1 mg/L de ácido fúlvico tiene un
color de 2,8, casi 10 veces menor.
El color existente en el agua no se deriva únicamente de la descomposición
de productos naturales sino también de hidróxidos metálicos, como el del hierro,
Coagulación
164
además de compuestos orgánicos desconocidos presentes en los desechos domésticos e industriales.
Un aspecto muy importante que se debe tomar en cuenta es que se ha
demostrado que las sustancias responsables de la coloración natural del agua pueden reaccionar con el cloro para producir compuestos organoclorados, principalmente cloroformo, CHCl3 y otros trihalometanos. El cloroformo es catalogado
como un compuesto carcinógeno (en estudios con animales). Este tema es motivo
de preocupación y de muchas investigaciones, dada su significación para la salud.
La importancia de la remoción del color en el agua está relacionada también con los aspectos de aceptabilidad del consumidor y usuario, sea este doméstico o industrial, lo que incluye los siguientes aspectos:
a)
b)
c)
d)
e)
f)
g)
h)
i)
j)
Estética. Por lo general, el consumidor prefiere un agua clara y sin color.
Sabor. El color puede impartir sabor al agua.
Demanda de cloro. La presencia de color aumenta la cantidad de cloro
necesaria.
Nutrientes. Por su naturaleza, en algunos casos, el color puede actuar
como nutriente de las bacterias y algas.
Requerimientos industriales. Muchas industrias requieren un agua que
no presente color o que tenga uno muy bajo.
Resinas de intercambio. El color puede ensuciar y dañar las resinas de
intercambio aniónico.
Análisis. El color puede interferir en las mediciones colorimétricas de análisis.
Productividad. El exceso de color puede reducir la productividad del agua.
Quelación. El color puede aumentar la concentración de hierro soluble,
manganeso y plomo en el agua y estabilizar su presencia por medio de la
quelación1 .
Salud. El color puede deberse a la presencia de desechos tóxicos.
1
Quelación: del griego chele ‘pinza de cangrejo’. Formación de dos o más enlaces coordinados entre
compuesto orgánico y un metal central.
Coagulación
2.6
165
Estabilidad e inestabilidad de los coloides
Las suspensiones coloidales están sujetas a ser estabilizadas y desestabilizadas.
•
Entre las fuerzas de estabilización o repulsión podemos mencionar las siguientes:
a)
b)
La carga de las partículas.
La hidratación, que generalmente es importante para los coloides hidrofílicos,
aunque tienen menor importancia en este caso.
•
Los factores de atracción o desestabilización son los siguientes:
a)
La gravedad. Es insignificante en la desestabilización de las partículas
coloidales y, por lo tanto, no se tratará con mayor detalle.
El movimiento browniano. Permite que las partículas entren en contacto,
lo que constituye un requerimiento para la desestabilización.
La fuerza de Van der Waals. Una fuerza débil de origen eléctrico, postulada por primera vez por el químico holandés Johanns Diderick van der
Waals. Es un factor muy importante, pues constituye la principal fuerza
atractiva entre las partículas coloidales. Estas fuerzas siempre atractivas,
que decrecen rápidamente con la distancia, se deben a la interacción de
dipolos permanentes o inducidos en las partículas.
b)
c)
2.6.1 Carga eléctrica de los coloides. Fuerza de estabilización
En el agua, la mayor parte de las partículas y moléculas de sustancias húmicas
poseen superficie cargada eléctricamente, usualmente negativa y dependiente de
tres procesos:
a)
Grupos presentes en la superficie sólida pueden recibir o donar protones
al reaccionar con el agua.
Ejemplo:
1.
Óxido insoluble en la superficie como el Si(OH), el cual puede tornarse
positivo o negativo.
Coagulación
2.
≡Si OH2+
'
≡SiOH+
H+
≡Si OH
'
≡SiO - +
H+
≡AlOH2+
'
≡AlOH+
H+
≡AlOH
'
≡AlO- +
H+
166
Sustancias orgánicas con grupos carboxílicos y aminas, las que reaccionan de la siguiente forma:
-
COOH
R⟨
COO
'
R⟨
NH3+
NH3+
COO R⟨
NH3+
COO
'
R⟨
+
H+
+
H+
-
NH2
En todas estas reacciones, la carga superficial de la partícula sólida depende de la concentración de protones (H+) y, por tanto, del pH del agua. Con el
aumento del pH disminuye la concentración de protones, el equilibrio de las reacciones se desplaza hacia la derecha y la superficie sólida se torna más negativa.
Para valores de pH superiores a 2, la sílice se torna negativa en el agua,
mientras que los grupos carboxílico y amina generalmente se presentan negativos
para valores de pH mayores que 4.
b)
Grupos superficiales pueden reaccionar en el agua con otros solutos además de protones. Así, considerando la sílice como un óxido representativo,
se tiene:
≡SiOH
+ Ca+2
'
SiOCa+
≡SiOH
+ HPO 42-
'
SiPO4H- +
+
H+
OH -
Coagulación
167
La formación de estos complejos envuelve reacciones químicas específicas entre grupos de la superficie de la partícula (grupo silanol, por ejemplo) y
solutos absorbidos (ion fosfato, por ejemplo); son dependientes del pH.
En general, la carga originada en las partículas con grupos ionogénicos es la
más fácil de entender, debido a que su formación es exactamente igual a la de las
especies iónicas derivadas de moléculas, tales como el ácido acético:
(RCOOH)n
'
(RCOO-) n
+
n H+
Un ejemplo de este tipo de coloides, responsables del color de tipo orgánico, son las proteínas y los ácidos poliacrílicos.
– CH – CH2 – CH – CH2 – CH – CH2 – CH – CH2 – CH – CH2 –
COOH
c)
COOH
COOH
COOH
COOH
Por otro lado, las cargas pueden ser el resultado de imperfecciones de la
estructura molecular, como en el caso de las arcillas que se encuentran en
suspensión en aguas turbias. Como ejemplo de este tipo de imperfecciones
se puede mencionar la estructura reticular en tetraedro del SiO4. El átomo
de Si (+4) puede ser reemplazado por uno de Al (+3) y la estructura reticular
resultará con carga negativa, como lo ilustra la figura 4-4.
De forma semejante, un catión bivalente, como Mg2+ o Fe2+ puede sustituir
a un átomo de aluminio de la estructura octaédrica, de lo cual resulta carga superficial negativa. El signo de las cargas producidas por tales sustituciones isomórficas
es independiente de las características de la fase acuosa, después de la formación
cristalina.
Las partículas coloidales también pueden ser cargadas como resultado de
la adsorción de iones de la solución. Por ejemplo, las partículas coloidales de
yoduro de plata (AgI) pueden cargarse positiva o negativamente, dependiendo del
exceso de iones de plata (Ag+) o de iones de yoduro (I-).
En la práctica, no es muy importante conocer por qué el coloide tiene carga,
pero sí lo es saber que posee carga y que esta contribuye a la estabilización de la
suspensión coloidal.
Coagulación
168
2.6.2 La doble capa eléctrica
El sistema coloidal no presenta carga eléctrica “líquida” debido a que la carga de superficie
negativa es balanceada con los
iones de carga contraria presentes en el agua. La figura 4-5 muestra una representación esquemática de una partícula coloidal negativa con una nube de iones alrededor de la misma.
Como la superficie de la
partícula es negativa, hay un cúmulo de iones positivos en la región de interfaz (sólido-liquido) que
forman, junto con la carga negativa de la partícula, la doble capa
Partícula
coloidal
Potencial de
Nernst
Potencial
zeta
Capa
compacta
Potencial
eléctrico
Plano de
cizalla
Capa
difusa
Figura 4-5. Configuración esquemática
de la doble capa eléctrica
eléctrica, también denominada
capa compacta. Los iones negativos se aproximan a la capa
compacta y atraen iones positivos; así se forma la capa difusa, que engloba a la primera.
Partículas
Potencial
Solvente adherido
Potencial de la superficie
Capa de Stern
Capa de Gouy
Plano de cizalla
Potencial zeta
Distancia
Figura 4-6. Modelo de la doble
capa difusa de Stern-Gouy
En realidad, la capa difusa resulta de la atracción de
iones positivos, de la repulsión
electrostática de iones negativos
(con la misma carga de la partícula) y la difusión térmica.
Se tiene, por tanto, una
concentración elevada de iones
positivos próximos a la superficie del coloide, también denomi-
Coagulación
169
nada capa de Stern, a partir de la cual se forma la capa difusa, en la cual la
concentración de iones es menor.
Se han propuesto varios modelos para explicar la doble capa eléctrica. Quizás
el modelo que explica mejor este fenómeno es el de doble capa difusa de SternGouy (figura 4-6).
En este modelo hay tres potenciales de interés:
1)
2)
3)
El potencial ψ0 en la superficie coloidal. Es un potencial eléctrico creado
por la presencia del coloide en el agua, que disminuye con la distancia, a
partir de la superficie del mismo, donde es máximo. Se le denomina potencial de Nernst.
El potencial ψφ (Phi), en el interior de la superficie de la doble capa, donde
comienza la capa difusa.
El potencial ψζ (Zeta) en el plano de cizalla.
Según Stern, existe una distancia mínima entre la superficie del coloide y
los iones de carga contraria (positivos), en la cual el potencial eléctrico decrece
linealmente; en seguida la disminución resulta exponencial y pasa por la frontera
entre la capa compacta y la difusa, lugar en que el potencial eléctrico, según
Lykema, es designado potencial zeta. El concepto de ese potencial está asociado
a la aplicación de la diferencia de potencial en una muestra de agua que contiene
coloides negativos, de tal forma que una cierta porción del medio, en torno de la
partícula, camine junto con esta al electrodo positivo, lo que caracteriza al plano
de la cizalla.
De estos potenciales, el único que puede ser calculado por medio de
electroforesis es el potencial zeta. El valor experimental de la velocidad de migración de las partículas coloidales en un campo eléctrico puede ser convertido a
potencial zeta con las ecuaciones de Helmholtz-Smoluchowski, Henry o DebyeHuckel, de acuerdo con el tamaño de la partícula y la concentración de electrolitos.
Debido a la incertidumbre sobre los valores asignados a las constantes en las
ecuaciones, el cálculo del potencial zeta puede diferir del valor real. Por esta
razón, algunos prefieren referirse a movilidades electroforéticas en lugar de
potencial zeta. La movilidad electroforética es directamente proporcional al potencial zeta, y se expresa en unidades experimentales micrómetros/segundo
voltio/cm
Coagulación
170
La figura 4-7 ilustra la
distribución de cargas en la
capa difusa para aguas con
fuerza iónica diferente; esto
es, concentración distinta de
iones. La figura 4-8 muestra
la variación del potencial
eléctrico a partir de la superficie del coloide para las dos
condiciones de fuerza iónica.
La densidad de carga en la
superficie del coloide es supuestamente constante.
En la figura 4-7 las líFigura 4-7. Distribución de cargas de la doble
neas BD y B’D’ represencapa de un coloide negativo para dos
concentraciones distintas de iones
tan, respectivamente, la concentración de cationes y
aniones a una distancia relativamente grande de la superficie del coloide. Las
líneas AD y A’D’ corresponden a las concentraciones medias de cationes; las de
CD y C’D’, de aniones, para las concentraciones bajas y altas, respectivamente.
Las áreas delimitadas por ABD y A’B’D’ se relacionan con la cantidad total de
cationes, mientras que las que corresponden a BCD y B’C’D’ se relacionan con
la de aniones. Asimismo, las áreas delimitadas por ACD y A’C’D’ representan el
balance de las cargas en la capa difusa. Se nota que, para los dos casos, la
concentración de iones de cargas
opuestas (n+ y n- o n’+ y n’-) se determina a partir del punto D o D’. Debido a esto, la partícula coloidal deja de
interferir en el medio líquido.
Figura 4-8. Variación del potencial de la
doble capa para dos concentraciones
distintas de iones
Es evidente que cuanto mayor es la concentración iónica en el
agua (fuerza iónica mayor), menor
será la distancia a partir de la superficie del coloide, donde serían iguales
las concentraciones de iones positivos
y negativos (figura 4-7).
Coagulación
171
Un comportamiento similar puede observarse en la figura 4-8 con respecto
a la variación del potencial eléctrico a partir de la superficie del coloide.
2.6.3 Energía potencial de interacción de las partículas coloidales
Cuando dos coloides semejantes se aproximan uno a otro, ocurre interacción
entre las capas difusas, lo que hace que haya repulsión debido a la fuerza
electrostática entre ellos. La energía potencial de repulsión, que disminuye con la
distancia a partir de la superficie del coloide, está demostrada en la figura 4-9.
Existen fuerzas atractivas entre las partículas denominadas fuerzas de Van der
Waals. Tales fuerzas son atribuidas a las fluctuaciones de carga en los átomos y
resultan de interacciones entre dipolos permanentes o inducidos en los átomos
interactuantes de los coloides del agua.
La interacción entre las
fuerzas de repulsión de origen
eléctrico y de atracción de Van
der Waals, y entre partículas
coloidales que se mueven continuamente, debido al movimiento
browniano, contribuye a la estabilidad del sistema.
Repulsivo
Capa de Stern
Capa de Gouy
Plano de cizalla
Curva de energía potencial repulsiva
Energía potencial
Curva resultante de la
interacción de energía
Distancia de la
superficie de la
partícula de arcilla
Atractivo
Para dos átomos, la fuerza atractiva de Van der Waals
es inversamente proporcional a
la séptima potencia de la distancia entre ellos (la energía es
inversamente proporcional a la
sexta potencia). Por ende, para
dos partículas constituidas por
gran número de átomos, las fuerzas actuantes sobre cada par de
átomos son aditivas, lo que resulta en una energía de atracción
inversamente proporcional al
cuadrado de la distancia entre las
superficies de ellas.
Curva de la energía
atractiva de Van der Waal
Figura 4-9. Energía potencial de interacción
entre dos coloides
Coagulación
El trabajo necesario para
la aproximación de dos partículas coloidales semejantes, si se
parte de una distancia infinita, se
conoce como energía potencial
de repulsión y es tanto mayor
cuanto menor es la distancia entre las mismas.
Potencial
Partículas
Distancia
Figura 4-10. Alta concentración de iones
monovalentes
2.6.4 Efecto del aumento de la
concentración iónica
Las figuras 4-10, 4-11 y
4-12 muestran el efecto que produce el aumento de concentración iónica en la distribución de
la carga. Como se puede observar comparando las figuras 4-10
Cuando la fuerza iónica
es pequeña, la energía resultante es de repulsión, y adquiere un
valor máximo conocido como
barrera de energía, a una distancia, a partir de la superficie
de la partícula coloidal, próxima
a aquella en que se tiene el plano
de cizallamiento. Por eso, el potencial zeta puede presentar in-
Partículas
Potencial
dicaciones de gran estabilidad en
un sistema coloidal. Con el aumento de la fuerza iónica, la energía resultante puede ser reducida al punto de eliminar la barrera de energía, de modo que las
partículas pueden ser aproximadas sin que exista repulsión entre ellas.
172
Distancia
Figura 4-11. Potencial de una partícula coloidal
Baja concentración de iones monovalentes
Coagulación
173
y 4-11, un aumento en la concentración total de electrolitos reduce la distancia
efectiva a través de la cual se manifiesta la carga. El efecto es aún más pronunciado cuando se utilizan cationes polivalentes (figura 4-12).
Estabilización estérica
La estabilización estérica puede resultar de la adsorción de polímeros en la
superficie de las partículas coloidales, como se ilustra en la figura 4-13. Los
polímeros adsorbidos pueden estabilizar como desestabilizar, lo cual depende principalmente de la cantidad relativa del polímero y de las partículas, de la afinidad
entre el polímero con la partícula en el agua y de la concentración y tipo de
electrolitos presentes. La cuantificación de las fuerzas de interacción entre dos
partículas en esas condiciones es extremadamente difícil. Por ende, son útiles
algunas consideraciones al respecto, para comprender este fenómeno.
Potencial
Cuando hay interacción entre las superficies de dos partículas recubiertas
por polímeros que se encuentran próximos, la repulsión entre ellas puede ocurrir
de dos formas, tal como se muestra en la figura 4-14. En una de ellas, con la
colisión entre las partículas, cada capa de polímero puede ser comprimida, lo que
reduce el volumen disponible para las moléculas adsorbidas y restringe el movimiento de los polímeros y causa,
asimismo, la repulsión entre las
partículas. En casos más frecuentes las capas adsorbidas se
Partículas
intercalan, lo que aumenta la concentración de los segmentos de
los polímeros en esa región; si los
segmentos extendidos de los
polímeros fueran fuertemente
hidrofílicos, ocurre preferentemente la reacción entre ellos en
el agua, y tienden a repelerse. En
las aguas naturales las sustancias
húmicas, que son polímeros
aniónicos, pueden ser adsorbidos
Distancia
en la interfaz sólido-líquido y contribuir a la estabilidad por efecFigura 4-12. Presencia de iones
tos estéricos.
trivalentes positivos
Coagulación
3.
174
SUSTANCIAS QUÍMICAS EMPLEADAS EN LA
COAGULACIÓN
A la variedad de productos
químicos empleados en la coagulación se los clasifica como coagulantes, modificadores de pH y ayudantes de coagulación.
3.1
Coagulantes
Los productos químicos más
usados como coagulantes en el tratamiento de las aguas son el sulfato
de aluminio, el cloruro férrico, el
sulfato ferroso y férrico y el cloro-sulfato férrico.
Figura 4-13. Esquematización de polímeros
adsorbidos en la superficie de coloides
3.1.1 Sulfato de aluminio
Puede estar en forma
sólida o líquida. La sólida se presenta en placas compactas, gránulos de diverso tamaño y polvo. Su fórmula teórica es
Al2(SO4)3 .18 H2O.
Su concentración se define, en general, por su contenido en alúmina, expresada en
Al2O3, es decir, 17% aproximadamente. La densidad aparente
del sulfato de aluminio en polvo es del orden de 1.000 kg/m3.
Figura 4-14. Interacción repulsiva debido
a polímeros adsorbidos en la superficie
de coloides
El contenido en alúmina Al2O3 de la forma líquida fluctúa generalmente
entre 8 y 8,5%; es decir, 48 a 49% en equivalente polvo o también 630 a 650 g de
Al2(SO4)3 .18 H2O por litro de solución acuosa.
El sulfato de aluminio es una sal derivada de una base débil (hidróxido de
aluminio) y de un ácido fuerte (ácido sulfúrico), por lo que sus soluciones acuosas
Coagulación
175
son muy ácidas; su pH varía entre 2 y 3,8, según la relación molar sulfato/alúmina.
Por esta razón, su almacenamiento debe hacerse en un lugar seco, libre de humedad. Es necesario tener en cuenta esta tendencia ácida para la preparación de las
soluciones y los empaques para su distribución, y emplear, por lo general, materiales de plástico.
Principales reacciones del sulfato de aluminio con la alcalinidad:
1)
Sulfato de aluminio (líquido o sólido):
Al2(SO4)3 + 3 Ca(HCO3) 2 → 3 CaSO4 + 2 Al(OH)3 + 6 CO2
2)
Sulfato de aluminio + cal:
Al2(SO4)3 + 3 Ca(OH) 2 →
3)
+ 2 Al(OH)3
Sulfato de aluminio + soda cáustica:
Al2(SO4)3 + 6 NaOH
4)
3 CaSO4
→
2 Al(OH)3 + 3 Na2SO4
Sulfato de aluminio + carbonato sódico:
Al2(SO4)3 + 3 Na2 CO3 + 3 H2O → 2 Al(OH)3 + 3 Na2SO4 + 3 CO2
Al2(SO4)3 + 6 Na2 CO3 + 6 H2O → 2 Al(OH)3 +3 Na2SO4 + 6 NaHCO3
Otras especies alumínicas
Se pueden emplear también otras sales de aluminio como el cloruro de
aluminio y el aluminato sódico.
El cloruro de aluminio AlCl3 se presenta en forma sólida o líquida y se utiliza
preferentemente esta última (masa volumétrica de 1,29 kg/dm3, equivalente a un
contenido en Al2O3 de 11,4%).
Reacciones de cloruro de aluminio:
2 AlCl3 + 3 Ca(HCO3)2 → 2 Al(OH)3 + 3 CaCl2 + 6 CO2
Coagulación
176
Reacciones de aluminato sódico:
NaAlO2 + Ca(HCO3)2 + H2O → Al(OH)3
+ CaCO3 + NaHCO3
l O3 + 2 CO2 + 4 H2O → 2 NaHCO3 + Al (OH)3
3.1.2 Cloruro férrico FeCl3
Se presenta en forma sólida o líquida; esta última es la más utilizada en el
tratamiento del agua.
La forma sólida es cristalina, de color pardo, delicuescente, de fórmula
teórica FeCl3 .6 H2O. Se funde fácilmente en su agua de cristalización a 34 °C,
por lo que es necesario protegerla del calor.
La forma líquida comercial tiene un promedio de 40% de FeCl3. Para evitar
toda confusión entre los contenidos de producto puro o de producto comercial, es
recomendable expresar la dosis de coagulantes en Fe equivalente; es decir, 20,5%
para la fórmula sólida y 14% aproximadamente para la solución acuosa comercial. En presencia de hierro, las soluciones acuosas de cloruro férrico se reducen
rápidamente a cloruro ferroso FeCl2. Esta reacción explica su gran poder corrosivo frente al acero, y la necesidad de seleccionar adecuadamente el material de los
recipientes de almacenamiento, de preparación y de distribución.
Reacciones del cloruro férrico en el agua:
1)
Con la alcalinidad
2 FeCl3 + 3 Ca(HCO3)2 → 3 CaCl2 + 2 Fe(OH)3 + 6 CO2
2)
Con la cal
2 FeCl3 + 3 Ca(OH)2 → 3 CaCl2 + 2 Fe(OH)3
3)
Con el aluminato sódico
3 NaAlO2 + FeCl3 + 6 H2O → 3 Al(OH)3 + Fe(OH)3 + 3 NaCl
Coagulación
177
3.1.3 Sulfato ferroso FeSO4 .7 H2O
El sulfato ferroso usado en el tratamiento de agua es un polvo de color
verde muy soluble y tiene una masa volumétrica aparente próxima a 900 kg/m3.
Su contenido en hierro es de aproximadamente 19%. Por su naturaleza
ácida, el pH de una solución al 10% es de 2,8 aproximadamente. Por esta razón,
para su almacenamiento y preparación se usa material plástico.
Reacciones del sulfato ferroso
1)
Con la alcalinidad del agua
FeSO4 + Ca(HCO3)2 → Fe(OH)2 + CaSO4 + 2 CO2
En aguas aereadas, el hidróxido ferroso formado se oxida a hidróxido férrico:
2 Fe (OH)2 +
2)
1/2 O2 + H2O → 2 Fe (OH)3
Reacción con el cloro
2 FeSO4 + Cl2 + 3 Ca(HCO3)2 → 2 Fe(OH)3 + 2 CaSO4 +
CaCl2 + 6 CO2
Si se usan sulfato ferroso y cloro para el tratamiento del agua, pueden
dosificarse por separado o bien oxidarse previamente la solución de sulfato
ferroso con cloro. Se obtiene entonces una mezcla de sulfato y cloruro
férrico, a la que se conoce comercialmente con el nombre de cloro-sulfato
férrico, según la reacción:
3 FeSO4 + 3/2 Cl2 → Fe2(SO4)3 + FeCl3
3)
Reacción con la cal
FeSO4 + Ca(OH)2 → Fe(OH)2 + CaSO4
3.1.4 Sulfato férrico Fe2 (SO4)3
El sulfato férrico es un polvo blanco verdoso, muy soluble en el agua, su
masa volumétrica aparente es 1.000 kg/m3. Debido a que en solución acuosa se
hidroliza y forma ácido sulfúrico, es necesario prevenir los efectos de su acidez.
Coagulación
178
Reacciones del sulfato férrico:
1)
Con la alcalinidad
Fe2 (SO4)3 + 3 Ca(HCO3)2 → 2 Fe (OH)3 + 3 CaSO4 + 6 CO2
2)
Con la cal
Fe2 (SO4)3 + 3 Ca(OH)2 → 2 Fe (OH)3 + 3 CaSO4
3.1.5 Interacción de los coagulantes inorgánicos con el agua y la alcalinidad
Dado que los coagulantes químicos usados en el tratamiento del agua tienen naturaleza ácida, debido a su origen (sales producto de la neutralización de un
ácido fuerte con una base débil), es necesario repasar los conceptos de ácidosbases y alcalinidad, para luego aplicarlos al comportamiento de las soluciones de
los coagulantes inorgánicos.
a)
Teoría ácidos-bases de Bronsted-Lowry
Esta teoría define como ácido a cualquier sustancia capaz de donar un
protón (un donador de protones) y la base es aquella que los recibe (un receptor
de protones).
Un ejemplo que ilustra fácilmente el concepto ácido-base de BronstedLowry es la reacción entre el cloruro de hidrógeno y el agua.
HCl + H2O = H3O+ + ClEl HCl es un ácido porque dona un protón a una molécula de agua, y el H2O
es una base porque acepta un protón de HCl. Si consideramos la reacción opuesta, entre H3O+ y Cl- para formar HCl y H2O (que, en realidad, solo ocurre en
pequeño grado), podemos apreciar que el ion hidronio H3O+ actúa como ácido
mientras que el ion cloruro Cl- actúa como base. Al H3O+ se le denomina ácido
conjugado de la base H2O y al Cl- se la llama base conjugada del ácido HCl.
Coagulación
179
Cuadro 4-3. Ácidos y bases conjugadas
Ácido conjugado
Base conjugada
Nombre
Fórmula
Fórmula
HCl
Cl-
Ion cloruro
HNO3
NO3-
Ion nitrato
+
H3O
H2O
Agua
Ácido acético
CH3COOH
CH3COO-
del
Ion hidratado de
aluminio
Al(H2O)6 3+
ácido
Ácido carbónico
H2CO3
HCO3-
Ion biocarbonato
Ion bicarbonato
HCO3-
CO3=
Ion carbonato
Agua
H20
OH-
Ion hidroxilo
Amoniaco
NH3
NH2
Ion amida
+
Cloruro de hidrógeno
Ácido nítrico
Fuerza
-
Ion hidronio
Nombre
-
Fuerza
Ion acetato
de la
base
+
En resumen, podemos escribir:
Ácido conjugado
HCl
Base conjugada
+
H2O
Ácido conjugado
=
H3O+
Base conjugada
+
Cl-
Por tanto, según esta teoría, la fuerza de un ácido dependerá de su tendencia a donar un protón. De igual forma, la fuerza de una base dependerá de su
tendencia a aceptar un protón. Podemos construir un cuadro de ácidos y bases
conjugados colocando los ácidos más fuertes en la parte superior y las bases más
fuertes en la parte inferior. Por lo general, la base conjugada de un ácido fuerte es
una base débil. De igual forma, ocurre que el ácido conjugado de una base fuerte
es un ácido débil. En el cuadro 4-3 se presenta una lista de ácidos y bases conjugados.
De la lectura del cuadro se desprende, por ejemplo, que el HCl es el ácido
más fuerte y reaccionará con todas las bases conjugadas que se encuentran debajo de él. Por otro lado, el NH2-, por ser la base más fuerte, reaccionará con los
ácidos conjugados ubicados más arriba. En términos generales, la reacción entre
un ácido y una base será posible si el ácido se encuentra más arriba que la base;
mientras más arriba se encuentre, más favorable será la reacción.
Coagulación
b)
180
La alcalinidad
La alcalinidad es uno de los parámetros más importantes en el tratamiento
del agua, pues influye directamente en la coagulación o el ablandamiento.
Los bicarbonatos, carbonatos y el ion hidroxilo representan las formas más
importantes de alcalinidad, pero en algunos casos pueden contribuir los boratos,
silicatos, fosfatos y otras bases.
Aunque el bicarbonato, HCO3-, es
la forma más común
de alcalinidad, es importante considerar
que en el agua existe
en realidad un sistema
de equilibrio entre
CO2, H2CO3, HCO3-,
CO3=, H3O+ y el OH-.
La concentración relativa de cada componente está en función
del pH, como muestra
la figura 4-15.
Figura 4-15. Efecto del pH en la composición de una solución con alcalinidad total de 200 mg/L como CaCO3
Una consecuencia de la alcalinidad es la acción amortiguadora o tampón de
los componentes. Por ejemplo, el equilibrio iónico en la alcalinidad debida a carbonatos CO3= y bicarbonatos, HCO3- será:
HCO3- + H2O = H3O+ + CO3=
(1)
La constante de equilibrio, por lo tanto, es dada por:
+
=
[-(H3O ) (CO 3)]
Ka =
(HCO-3)
(2)
Coagulación
181
donde:
(H3O+)
(CO=3)
(HCO-3)
=
=
=
concentración molar del ion hidronio
concentración molar del ion carbonato
concentración molar del ion bicarbonato
Por tanto:
(H3O+) = Ka = (HCO3-) / (CO3=)
(3)
Lo que demuestra que la concentración del ion hidronio depende de la de
los iones de bicarbonato y carbonato. El efecto del bicarbonato y el carbonato es
resistir un cambio en el pH. Esta resistencia o capacidad amortiguadora alcanza
su máximo nivel cuando las concentraciones de carbonato y bicarbonato son iguales (figura 4-15).
c)
Reacciones de los iones de aluminio y hierro en solución acuosa
La teoría ácidos-bases de Bronsted-Lowry explica las reacciones de los
iones de aluminio y hierro con el agua, las cuales son de gran utilidad en la desestabilización de sistemas coloidales.
Cuadro 4-4. Reacciones ácidas del Al (III)
1. Al (H2O)6
3+
+ H2O = Al (H2O)5 (OH)
2+
2. Al (H2O)5 (OH)
+
3. Al (H2O)4 (OH)
2+
4. Al (H2O)5 (OH)
2-
+ H3O
+ H2O = Al (H2O)4 (OH)2
+
+
+
H3O
+
+
+ H2O = Al (H2O)3 (OH)3 + H3O
2+
+ Al (H2O)5 (OH)
= Al2(H2O)8 (OH)2
4+
+
2 H2O
En el agua todos los cationes metálicos provenientes de los coagulantes
químicos son hidratados. Las especies iónicas Fe3+ y Al3+ no existen en el agua
sino que se presentan como complejos hidratados: Fe (H2O)6+3 y Al (H2O)6+3, los
mismos que se comportan como ácidos débiles; es decir, son donadores de protones.
Si una sal de hierro (III) o de aluminio (III) está presente en una concentración
Coagulación
182
menor que la solubilidad del hidróxido metálico, el metal formará monómeros,
dímeros y quizás pequeños complejos poliméricos de hidróxido metálico, además
del ion acuoso-metálico libre. En el cuadro 4-4 se presentan algunas de las reacciones que ocurren para el aluminio en solución acuosa. Reacciones similares se
podrían describir para el hierro.
Las reacciones 1 y 3 son de ácidos-base, donde el ion acuoso de aluminio
actúa como ácido y el H2O actúa como base.
La reacción 4 se produce entre dos monómeros para formar un dímero,
Al2(H2O)8 (OH)24+. Otros polímeros que, según se cree, están presentes en soluciones acuosas de aluminio son los siguientes: Al 8 (OH) 204+ , Al7 (OH)173+ ,
Al13(OH)345+ y Al6(OH)153+.
Es necesario anotar que los iones acuosos-metálicos de aluminio y hierro
no solo reaccionan con el agua sino también con la alcalinidad. Esta favorece que
la reacción se produzca.
Si se analiza el comportamiento de los iones del cuadro 4-4, se puede apreciar que
las reacciones del ácido Al
(H2O)63+ con las bases HCO-,
CO3= y OH- son favorables,
puesto que Al (H2O)63+ se encuentra más arriba que las bases. Pero la reacción entre Al
(H2O)63+ y H2O no es favorable, puesto que Al (H2O)63+ se
encuentra más abajo que la
base H2O. Como conclusión
práctica, se deduce que la alcalinidad en el agua es necesaria en la coagulación.
Si la alcalinidad no está
presente, puede ser necesario
agregarla en forma de cal u
otro alcalinizante.
Figura 4-16. Concentración de especies de
Fe (III) como función del pH
Coagulación
183
Por otro lado, es interesante
observar que la solubilidad de Al
(OH)3 (s) y de Fe (OH)3 (s) está gobernada por el pH. Las figuras 4-16
y 4-17 muestran las concentraciones máximas de las especies solubles de Al (III) y Fe (III) existentes
en equilibrio con los hidróxidos metálicos respectivos a 25 °C. Las zonas sombreadas corresponden a valores aproximados de dosis de
coagulantes y pH observados en la
práctica del tratamiento de agua.
3.2
Modificadores de pH
Como se ha visto, para lograr
mejores resultados en el tratamiento, en algunos casos será necesario
regular la alcalinidad del agua o modificar su pH; para ello se emplean:
1.
2.
3.
4.
5.
6.
7.
1.
Figura 4-17. Concentración de especies
de Fe (III) como función del pH
Óxido de calcio o cal viva: CaO
Hidróxido de calcio: Ca (OH)2
Carbonato de sodio: Na2CO3
Hidróxido de sodio: NaOH
Gas carbónico: CO2
Ácido sulfúrico: H2SO4
Ácido clorhídrico: HCl
Hidróxido de calcio, Ca (OH)2
Se usa para elevar la alcalinidad del agua. Se obtiene apagando la cal viva
con agua. Su concentración está entre 82% y 99%. Es poco soluble en el agua y
su solubilidad disminuye al aumentar la temperatura.
Coagulación
2.
184
Carbonato de sodio, Na2CO3
También es un regulador de la alcalinidad. Es un polvo blanco anhidro, de
masa volumétrica aparente variable entre 500 y 700 kg/m3. Su solubilidad es bastante baja: 100 g/L aproximadamente, a 20 °C.
3.
Bicarbonato sódico, NaHCO3
Regulador de alcalinidad. Se utiliza en forma de polvo, cuya masa volumétrica
varía entre 800 y 1.200 kg/m3; su solubilidad es bastante baja (96 g/L a 20 °C).
3.3
Ayudantes de coagulación
Su uso es bastante generalizado en los países desarrollados; para ser usados, deben ser aprobados, previa evaluación, por la Agencia de Protección Ambiental de los Estados Unidos (EPA) a partir de datos toxicológicos confidenciales
presentados por las industrias productoras.
Son polímeros aniónicos, catiónicos (de polaridad muy variable) o neutros,
los cuales pueden presentar forma sólida (polvo) o líquida. Son sustancias de un
alto peso molecular, de origen natural o sintético. Requieren ensayos de coagulación y floculación antes de su elección.
Los polímeros en polvo se usan bajo la forma de suspensión, que puede
contener entre 2 y 10 g/L; la duración de las suspensiones es inferior a una semana. Por lo general, requieren un tiempo de contacto entre 30 y 60 minutos. Por lo
general, se usan dosis pequeñas (0,1 a 1 g/L).
Para los polímeros líquidos, la distribución se hace a las mismas concentraciones, expresadas en producto seco.
La solubilidad de los polímeros es variable y su viscosidad elevada (hasta
100 poises para concentraciones de 5 g/L). La masa volumétrica aparente varía
de 300 a 600 kg/m3. Los polímeros generalmente ejercen acción sobre el acero no
protegido.
Si un polímero contiene grupos ionizantes, se lo conoce como polielectrolito.
Los polímeros sólidos son generalmente poliacrilamida o poliacrilamida hidrolizada
Coagulación
185
y son no iónicos. Los líquidos son generalmente soluciones catiónicas, que contienen de 10 a 60% de polímero activo.
1.
Polímeros no iónicos
(a) Óxido de polietileno
(– CH2 – CH2 – O –)
(b) Poliacrilamida
– CH2 – CH –
C–
–O
NH2
2.
n
Polielectrolitos aniónicos
(a) Ácido poliacrílico
– CH2 – CH –
–O
C–
OH
n
(b) Poliacrilamida hidrolizada
– CH2 – CH –
– CH2 – CH –
C–
–O
C–
–O
–
HN2
m
O
n
Coagulación
186
(c) Sulfonato de poliestireno
– CH – CH –
C
HC CH
HC CN
C
SO 3
n
Polielectrolitos catiónicos
(d) Cat-floc (polidialildimetilamonio)
CH2
HC
CH–
H2C
CH2
+
N
H3C
CH3
n
(e) Imina de polietileno
[– CH2 – CH2 – NH2 – ]n
Los polielectrolitos pueden usarse, según el tipo, como coagulantes primarios o como ayudantes de coagulación. Como coagulantes primarios, la concentración empleada generalmente oscila entre 1 y 5 mg/L, mientras que como ayudantes de coagulación la concentración es menor: entre 0,1 y 2 mg/L.
Coagulación
187
La sílice activada es un polímero especial que se ha utilizado en el tratamiento de agua por algún tiempo. La figura 4-18 muestra la relación que existe
entre las especies de sílice y el pH. La sílice activada se prepara neutralizando
soluciones comerciales de silicato y sodio (pH cerca de 12 en concentraciones en
exceso de 2 x 10-3 molar) con ácido hasta alcanzar un pH menor de 9.
La figura 4-18 muestra cómo la solución está sobresaturada en relación
con la precipitación de sílice amorfa. Los silicatos poliméricos formados son intermediarios cinéticos en la formación de precipitado amorfo.
0
SiO2 (s)
Acidificación
Dilución
(moles/L)
4-n
Log Si (OH)n
2
600
6
4
Si (OH) 4
mg/L
Si O2
Si(OH) 5
6
0,06
Si (OH)6-2
8
0
2
4
6
8
10
12
14
pH
Figura 4-18. Equilibrio de solubilidad del SiO2
La precipitación se evita diluyendo la solución a una concentración aproximada de 2 x 10-3M (120 mg/L como SiO2). Los polímeros aniónicos formados en
este proceso son dosificados al agua que va a ser tratada.
Se ha demostrado que bajo ciertas condiciones, la sílice activada puede
funcionar como único coagulante para coloides con carga positiva o negativa.
1.
Es posible volver a estabilizar con sílice activada coloides con carga positiva o negativa.
2.
La concentración de sílice activada que se requiere para desestabilizar un
coloide está en relación directa con la concentración del coloide.
Coagulación
4.
188
MECANISMOS DE COAGULACIÓN
Como se ha visto anteriormente, las partículas coloidales, las sustancias
húmicas y algunos microorganismos presentan una carga negativa en el agua, lo
cual impide la aproximación de las mismas. En el tratamiento del agua será necesario alterar esta fuerza iónica mediante la adición de sales de aluminio o de hierro
o de polímeros sintéticos que provoquen el fenómeno de la coagulación.
Actualmente se considera la coagulación como el resultado de la acción de
cuatro mecanismos:
1.
2.
3.
4.
4.1
Compresión de capa difusa;
adsorción y neutralización;
barrido;
adsorción y formación del puente.
Compresión de la doble capa
Este modelo físico de doble capa puede explicar el fenómeno de la desestabilización de un coloide por un coagulante y la figura 4-9 ayuda a explicar el
fenómeno de desestabilización: la curva de atracción de Van der Walls es fija
mientras que la de repulsión eléctrica disminuye si se incrementan en la solución
los iones de carga opuesta. En consecuencia, si se reduce el potencial repulsivo,
decrece también la curva resultante de interacción. Por lo tanto, las partículas
pueden acercarse suficientemente para ser desestabilizadas por la energía atractiva de Van der Waals.
La introducción de un electrolito indiferente en un sistema coloidal causa un
incremento de la densidad de cargas en la capa difusa y disminución de la “esfera” de influencia de las partículas, y ocurre la coagulación por compresión de la
capa difusa. Concentraciones elevadas de iones positivos y negativos (fuerza iónica
grande) en el agua acarrean un incremento del número de iones en la capa difusa
que, para mantenerse eléctricamente neutra, necesariamente tiende a reducir su
volumen, de modo tal que las fuerzas de Van der Waals sean dominantes, y se
elimine la estabilización electrostática. Un ejemplo típico de este mecanismo ocurre cuando aguas dulces con fuerza iónica pequeña se mezclan con agua de mar,
lo que promueve la formación de depósitos en las desembocaduras. Cabe destacar dos aspectos interesantes sobre ese mecanismo de coagulación:
Coagulación
189
a)
La concentración del electrolito que causa la coagulación es prácticamente
independiente de la concentración de coloides en el agua.
b)
Es imposible causar la reestabilización de las partículas coloidales con la
adición de mayores cantidades de electrolitos debido a que ha ocurrido una
reversión de la carga de las mismas, que pasa a ser positiva.
Turbiedad residual (porcentaje)
Schulze-Hardy han
100
demostrado que la desesta50
bilización de un coloide por
un electrolito indiferente
100
(que no reacciona en el
agua) ocurre debido a
50
interacciones electrostáti100
cas: iones de misma carga
son repelidos y los de carga
50
contraria son atraídos por
los coloides. Por lo general,
100
la mayor carga de un ion positivo está en relación direcPolicrilamida hidrolizada
50
ta con la coagulación. A los
electrolitos responsables de
10
10
10
10
la desestabilización se les
Dosis de coagulante (moles/litro)
denomina contraiones. Las
Figura 4-19. Curvas esquemáticas de
concentraciones de Na +,
++
+++
coagulación
para varios tipos de coagulantes
Ca y Al que se requieren para desestabilizar un
coloide con carga negativa varían aproximadamente en la proporción de 900:30:1.
La figura 4-19-A muestra la relación de la turbiedad residual y la dosis de
coagulante para un agua natural tratada con soluciones que contienen iones Na+,
Ca++ y Al+++.
-8
-6
-4
-2
Cabe destacar que si bien este mecanismo puede explicar la acción de
iones de sodio y calcio, que son iones indiferentes, no es válido para la acción del
aluminio, porque este último no es un electrolito indiferente, sino que reacciona
tanto con el agua como con la alcalinidad.
Por tanto, el modelo físico de doble capa presenta limitaciones para explicar el fenómeno de coagulación.
Coagulación
4.2
190
Adsorción y neutralización de la carga
La desestabilización de una dispersión coloidal consiste en las interacciones
entre coagulante-coloide, coagulante–solvente y coloide–solvente.
El efecto de adsorción y neutralización de la carga se encuentra estrechamente ligado al de compresión de la doble capa.
La figura 4-19 muestra las curvas esquemáticas turbiedad residual versus
dosis de coagulante para diversos coagulantes.
Un ejemplo de desestabilización por medio de la adsorción y neutralización
de la carga es la coagulación del yoduro de plata con carga negativa por medio de
iones orgánicos de dodecilamonio (C12H25NH3+). La curva que se presenta en la
figura 4-19(b) se basa en un trabajo experimental.
Se podría deducir que los iones dodecilamonio, por tener carga +1, deberían
ser capaces de inducir una coagulación similar a la del Na+ (figura 4-19[a]). Sin
embargo, existen dos diferencias muy importantes: mientras los iones de sodio
producen la coagulación únicamente en concentraciones muy altas y no prácticas
(mayores a 10-1 moles/L), los iones de dodecilamonio producen la desestabilización en concentraciones tan bajas como 6 x 10-5 moles por litro y la reestabilización
con dosis de coagulante mayores de 4 x 10-4 moles por litro. El comportamiento de
los iones de dodecilamonio (figura 4-19[b]) puede explicarse si se considera que
esta amina orgánica C12H25NH3+ es una sustancia activa en la superficie de los
coloides, que se acumula en las interfaces, y los grupos -CH2 en las cadenas
alifáticas de la molécula no interactúan con el agua y, por lo tanto, son llevados
fuera de la solución y dentro de las partículas coloidales, lo que causa su desestabilización. En cambio, los iones sodio tienen interacción con el agua y, por lo tanto,
no tienen superficie activa.
La figura 4-19(c) ilustra los efectos de la adsorción en la estabilidad de los
coloides: se ha trazado una curva de la turbiedad residual después de la sedimentación como función de la dosis de sales de aluminio con pH constante (pH = 5).
Esta curva se basa, en parte, en los experimentos de Matijevic y otros. Se puede
ver que la coagulación con sales de aluminio puede realizarse con dosis bajas (6 x
10-6 moles/L ó 4 mg/L de alumbre). También se realiza con dosis mayores (4 x 10-5
moles/L ó 25 mg/L de alumbre), y es acompañada por reversión de la carga.
Finalmente, se observa nuevamente coagulación con dosis aún más altas.
Coagulación
191
Este fenómeno se explica claramente si se toman en cuenta las reacciones
que ocurren al agregar sal de aluminio al agua. Los complejos hidroxilados
(monómeros, dímeros, polímeros), formados con dosis bajas de Al (III), pueden
ser adsorbidos por los coloides, lo que provoca la desestabilización. Si se agrega
más Al (III) al agua, los coloides pueden reestabilizarse con carga positiva.
En resumen, en la figura 4-19(b), es probable que las interacciones
coagulante–solvente (amina–agua) sean responsables de la adsorción del
coagulante en la interfaz coloide–agua. En el caso de las especies hidrolizadas de
aluminio y fierro o de polímeros sintéticos catiónicos, es común que ocurra la
adsorción específica, causada por la interacción entre coagulante y coloide. En
las curvas de la figura 4-19(b,c,d) el fenómeno de adsorción es dominante.
4.3
Captura en un precipitado de hidróxido metálico o captura por
barrido
Cuando la dosis de un coagulante de sales metálicas en solución como el
Al2(SO4)3 y FeCl3 excede el producto de solubilidad de sus hidróxidos metálicos
como el Al (OH)3 y el Fe(OH)3, se produce una precipitación rápida de los
hidróxidos gelatinosos que explica el fenómeno de remoción de turbiedad en la
figura 4-19(c). En este caso, las partículas coloidales son envueltas por los precipitados y, como este mecanismo no depende de la neutralización de la carga de los
coloides, la condición óptima de la coagulación puede no corresponder a aquella
donde es mínimo el potencial zeta.
Si se toma como ejemplo la sal de fierro, el producto de solubilidad del
hidróxido férrico puede expresarse de la siguiente manera:
Fe(OH) 3 (s) = Fe+++ + 3 OH(Fe+++) (OH-)3 = Kps = 10-38
donde:
(Fe+++) y (OH-) = concentración molar de iones hidróxidos y férricos en solución,
Kps = producto de solubilidad de Fe(OH) 3 (s) amorfo.
En consecuencia, cuanto menor sea el Kps, la precipitación será más rápida. La velocidad de precipitación de un hidróxido metálico depende del grado de
Coagulación
192
sobresaturación. El grado de sobresaturación puede describirse con la razón (Fe+++)
(OH-)3 / 10-38. Para que ocurra una precipitación rápida, esta relación debe ser
mayor de 100.
El mecanismo de barrido, definido por Stumm y O’Melia como sweep
coagulation, es ampliamente utilizado en las estaciones de tratamiento donde la
floculación y la sedimentación anteceden a la filtración, pues los flóculos resultantes son de mayor tamaño y presentan velocidades de sedimentación relativamente
altas, en comparación con los que se obtienen con la coagulación por adsorción–
neutralización.
En este caso, la presencia de otros aniones, aparte de los hidróxidos, particularmente el sulfato, es efectiva para aumentar la velocidad de precipitación.
Por otro lado, puesto que las partículas coloidales pueden servir como núcleos
para formar precipitados, un aumento en la concentración de partículas coloidales
puede favorecer la precipitación.
4.4
Adsorción y puente interparticular
La coagulación puede realizarse también usando una variedad significativa
de compuestos orgánicos sintéticos y naturales caracterizados por grandes cadenas moleculares, que gozan de la propiedad de presentar sitios ionizables a lo largo
de la cadena y de actuar como coagulantes. Los polímeros pueden ser clasificados como:
a)
Catiónicos: presentan sitios ionizables positivos
Ejemplo: polidialil-dimetil amonio
[(CH2 = CH – CH2)2 (CH3)2 N+]n
b)
Aniónicos: presentan sitios ionizables negativos
Ejemplo: ácido poliacrílico
[CH2 = CH – COO-]n
Coagulación
c)
193
No iónicos: no presentan sitios ionizables
Ejemplo: poliacrilamida
[– CH2 – CH – CONH2]n
d)
Anfolíticos: presentan sitios ionizables positivos y negativos
Se ha observado que muchas veces los polímeros con carga negativa son
efectivos para coagular coloides con carga negativa, fenómeno que no puede ser
explicado de acuerdo con modelos basados en la neutralización de cargas. Se ha
desarrollado la teoría del “puente” que, al menos, explica cualitativamente este
fenómeno (La Mer y Healy, 1963; Smelle y La Mer, 1958).
La figura 4-20 describe gráficamente la teoría de La Mer:
Reacción 1. Un polímero tiene ciertos grupos que interaccionan con la
superficie de las partículas coloidales y se deja que el resto de la molécula se
extienda hacia la solución.
Reacción 2. Si una segunda partícula con algunos sitios de adsorción vacíos entra en contacto con los segmentos extendidos, puede realizarse una unión.
El polímero sirve de puente en el complejo partícula-polímero-partícula.
Reacción 3. Si no se dispone de una segunda partícula, los segmentos
dispersos del polímero pueden eventualmente adsorberse en otros lados de la partícula original, lo que hace imposible que el polímero sirva de puente y se produce
la reestabilización de las partículas.
Si se comparan las figuras 4-19(b) y 4-19(d), se puede notar que la
poliacrilamida hidrolizada induce la coagulación con concentraciones más bajas
que el Al+++ y también que ocurre la reestabilización por exceso de coagulante.
Debido a que tanto el coloide como el polímero tienen la misma carga, no se puede
atribuir la reestabilización a la reversión de cargas, como en el caso de iones
dodecilamonio (figura 4-19[b]).
Coagulación
194
Reacción 1
Adsorción inicial con la dosis óptima de polímero
Polímero
Partícula
Partícula desestabilizada
Reacción 2
Formación del flóculo
Floculación
(pericinética y
ortocinética)
Partículas desestabilizadas
Fragmento de floc
Reacción 3
Adsorción secundaria de polímero
Sin contacto con sitios
vacantes en otras partículas
Partícula desestabilizada
Partícula reestabilizada
Reacción 4
Adsorción inicial Exceso de dosis de polímero
Exceso de polímeros
Partícula
Partícula estable
(no hay sitios vacantes)
Reacción 5
Ruptura del flóculo
Agitación prolongada
o intensa
Fragmento de flóculo
Partícula de flóculo
Reacción 6
Adsorción secundaria de polímeros
Fragmento de flóculo
Fragmento de flóculo
reestabilizado
Figura 4-20. Representación esquemática para el modelo de puentes
en la desestabilización de coloides mediante polímeros
Coagulación
195
Reacción 4. El modelo de puente puede explicar cualitativamente la
reestabilización como resultado de la saturación de las superficies coloidales por
el polímero, sin dejar lugar para la formación de puentes interparticulares.
Reacciones 5 y 6. En algunos casos, los sistemas coloidales desestabilizados
pueden ser reestabilizados por medio de agitación intensa, debido a que se rompen
las uniones polímero-superficie, y ocurre una adsorción secundaria de los fragmentos de los flóculos.
5.
CINÉTICA O ETAPAS DE LA COAGULACIÓN
Considerando la discusión teórica que antecede, Stumm y O’Melia identificaron varias etapas en el proceso de coagulación.
1)
Hidrólisis de los iones metálicos multivalentes y su consecuente polimerización hasta llegar a especies hidrolíticas multinucleadas.
2)
Adsorción de las especies hidrolíticas en la interfaz de la solución sólida
para lograr la desestabilización del coloide.
3)
Aglomeración de las partículas desestabilizadas mediante un puente entre
las partículas que involucra el transporte de estas y las interacciones químicas.
4)
Aglomeración de las partículas desestabilizadas mediante el transporte de
las mismas y las fuerzas de Van der Waals.
5)
Formación de los flóculos.
6)
Precipitación del hidróxido metálico.
Algunas de estas etapas ocurren secuencialmente. Otras coinciden parcialmente y otras incluso pueden ocurrir simultáneamente. Se puede suponer que
las diferentes etapas de la reacción pueden resultar controlables en un cierto porcentaje, bajo diversas condiciones químicas (figura 4-21).
Coagulación
196
Coagulante
Hidrólisis
1.a fase
3.a fase
2.a fase
pH
pH
pH
pH
Sedimentación
Polímero añadido o
formado por el
coagulante
Sedimentación
Partícula negativa
pH = Productos de hidrólisis
positivamente cargados
pH
pH
pH
pH
pH
4.a fase
pH
pH
pH
pH
pH
5.a fase
pH
pH
Figura 4-21. Modelo esquemático del proceso de coagulación
6.
MECANISMOS DE COAGULACIÓN PREDOMINANTES
La coagulación mediante sales inorgánicas se produce predominantemente
por medio de dos mecanismos:
1)
Adsorción de las especies hidrolíticas por el coloide, lo que provoca la neutralización de la carga, y
2)
coagulación de barrido, en la que se producen las interacciones entre el
coloide y el hidróxido precipitado.
Coagulación
6.1
197
Coagulación por adsorción
Cuando se agrega
sulfato de aluminio o sales de fierro al agua en
condiciones especiales de
dosis de coagulante y pH,
se forma una serie de especies solubles hidrolizadas.
AI (OH) 3
Alta
turbiedad
Coloide
AI (OH)
En el caso del
sulfato de aluminio, las
especies hidrolizadas que
se forman son Al 3+ ,
Al(OH)2+, Al 8(OH)204+ y
Al(OH)4, las cuales son
tomadas a menudo para
representar todo el sistema.
AI (OH)
Reacción rápida
de 10 -4 a 1 seg
AI (OH)
Al (OH)
AI (OH)
AI (OH)3
Formación de
flóculos por
adsorción
AI (OH) 3
AI (OH) 3 AI (OH) 3
Potencial
Figura 4-22. Coagulación por adsorción
Pz
Distancia
D
Figura 4-23. Potencial zeta en la coagulación
por adsorción
Estas especies hidrolizadas se adhieren o forman
complejos superficiales con los
grupos Silanol (= SiOH) y el coloide, y lo desestabilizan, lo que
permite la formación de
flóculos (figura 4-22).
Este mecanismo es denominado neutralización de
carga (también se lo llama de
desestabilización-adsorción).
Cuando la cantidad de
coloides presente en el agua es
Coagulación
AI (OH) 3
Coloide
Dosis alta de
sulfato de
aluminio
198
grande, la distancia entre ellos es
pequeña. Por lo tanto, es mayor
la fuerza de atracción y la energía requerida para su desestabilización menor, así como el potencial zeta resultante (figura
4-23).
Baja
turbiedad
6.2 Coagulación por barrido
AI (OH) 3
Reacción lenta
1 - 7 seg
AI (OH)3
AI (OH) 3
AI (OH)3
AI (OH) 3
Efecto de barrido
Figura 4-24. Coagulación de barrido
o arrastre de partículas
la química del hidróxido de
aluminio y sus especies hidrolíticas precursoras.
Este tipo de coagulación se presenta normalmente cuando el agua es
clara y el porcentaje de partículas coloidales es pequeño. En este caso, las partículas son entrampadas al
producirse una sobresaturación de precipitado de hidróxido de aluminio.
Con dosis de alúmina suficientemente altas, se forma un
precipitado de hidróxido de aluminio que físicamente arrastra de
la suspensión a las partículas
coloidales, por lo que se denomina coagulación de barrido.
Este mecanismo se muestra esquemáticamente en la figura 4-24,
donde se evidencia que la coagulación de las partículas coloidales en el tratamiento del agua
es controlada principalmente por
Potencial
Pz
Distancia
D
Figura 4-25. Potencial zeta en la coagulación
por barrido
Coagulación
199
Debido a que la distancia entre las partículas es mayor, las fuerzas de atracción son menores y se requiere mayor cantidad de coagulante y energía para
desestabilizarlas, lo que aumenta el potencial zeta y el tiempo de reacción, que
puede llegar hasta 7 segundos (figura 4-25).
7.
DIAGRAMAS DE COAGULACIÓN
Investigaciones efectuadas durante la década pasada han desarrollado (a)
el diagrama de coagulación con sulfato de aluminio y (b) el diagrama de coagulación con fierro, diagramas sencillos pero herramientas muy efectivas para indicar
las condiciones de dosis químicas y pH en que ocurre una efectiva coagulación.
Los diagramas pueden ser usados para predecir las condiciones de coagulación:
(i) remoción de turbiedad, (ii) remoción de color, (iii) filtración directa y (iv) selección de unidades de mezcla rápida.
7.1
Diagrama de coagulación con sulfato de aluminio
El diagrama de coagulación con sulfato de aluminio se desarrolla a partir
del diagrama de estabilidad termodinámica (diagrama pc-pH) para la fase sólida
del hidróxido de aluminio.
Por ejemplo, el ion aluminato Al(OH)4- es la especie soluble hidrolizada en
equilibrio con el hidróxido de aluminio sólido, Al(OH)3, en los rangos alcalinos de
pH. El equilibrio puede escribirse de la siguiente manera:
Al (OH)
3
(s) + H2O = Al(OH)4- + H+
(4)
Por lo tanto, la constante de equilibrio, K4, es:
K4 =
[ (H+) . (Al (OH)–4 ) ]
= 10-12,35
[ Al (OH) 3 (s) ]
(5)
Como Al (OH) 3 (s) = 1, tomando logaritmos negativos se obtiene:
-Log (K4) = -Log (H+) -Log Al (OH)4 = 12,35
(6)
Coagulación
200
Reordenando:
Log Al (OH)4- = pH - 12,35
(7)
La ecuación (7) se grafica como una línea recta con una pendiente de +1
para formar una de las líneas del marco básico del diagrama de coagulación.
Líneas similares se derivan de las otras especies hidrolíticas del aluminio y ellas
forman los límites de la región que encierra la zona de la fase sólida del hidróxido
de aluminio (figura 4-26).
-2
Al(OH) 2+
Coagulación de
barrido
-3
300
Zona de reestabilización
(los límites cambian de acuerdo
con el tipo de coloide)
100
Barrido óptimo
30
Neutralización de cargas
a potencial zeta = 0
con Al(OH)3 (s)
Neutralización de cargas
a potencial zeta = 0
n+
con Alx(OH) /Al(OH)3 (s)
-5
10
3
Combinado
(barrido y adsorción)
1
-6
0,3
AlTotal
Al(OH)4
4+
Al s(OH)20
-7
Al3+
-8
2
4
6
8
10
12
pH de la solución mezclada
Figura 4-26. Diagrama de coagulación del sulfato de aluminio y
potencial zeta
Sulfato de aluminio como Al2(SO 4)3.14,3 H 2O - mg/L
Log [Al] - moles/L
-4
Coagulación
7.2
201
Aplicabilidad de los diagramas de solubilidad del sulfato de aluminio en la coagulación
En general, cuando la dosis de sulfato de aluminio es alta (>30 mg/L) y el
pH está entre 6 y 8, hay formación del precipitado Al(OH)3. Cuando el pH es
inferior a 5, puede ocurrir la formación y predominio de especies poliméricas, de
tipo Al13O4(OH)247+.
Cuando el sulfato de aluminio entra en contacto con el agua, ocurren las
reacciones de hidrólisis, intermediarias, antes de la formación del precipitado amorfo.
Esas reacciones liberan protones (H+) y consumen alcalinidad natural (si existe)
en el orden de 1 mg/L de sulfato de aluminio Al2(SO)43+. 14,3 H2O, para 0,5 mg/L
de CaCO3.
La preparación de coagulantes poliméricos inorgánicos es extremadamente compleja y se realiza a partir de sales de aluminio y fierro, en condiciones
especiales. Actualmente se encuentran disponibles en el mercado muchas especies poliméricas de aluminio y fierro y dependen, básicamente, de la relación entre
sus componentes.
Los diagramas de coagulación pueden ser obtenidos a través de ensayos de
coagulación, floculación y sedimentación (para una determinada velocidad de sedimentación) o de ensayos de coagulación y filtración, lo que depende del tipo de
tecnología de tratamiento. Es muy importante que un proyectista o un operador de
una planta de tratamiento conozca los fundamentos de los diagramas. Estos
diagramas posibilitarán la toma de decisiones correctas, tanto para la elección de
la tecnología de tratamiento apropiada, como para la optimización de la coagulación, con considerable economía en productos químicos. Es conveniente resaltar,
también, que las características de coagulación de aguas con turbiedad o color
elevados requieren el conocimiento de la calidad del agua que se va a tratar.
7.2.1 Mecanismos de coagulación-remoción de turbiedad
El diagrama de la figura 4-26 fue desarrollado por Amirthajah y Mills a
partir del diagrama de solubilidad de aluminio y de las condiciones de coagulación–dosis de coagulante [Al2(SO4)3 x 14,3 H2O] y el pH de la mezcla, en el
tratamiento de diferentes tipos de aguas naturales y sintéticas, con turbiedad relativamente comparada a color verdadero.
Coagulación
202
Evidentemente, el diagrama corresponde a una situación particular que ilustra
el uso del diagrama de solubilidad del sulfato de aluminio, pues las líneas que
limitan las diferentes regiones se alteran con las características del agua. Con
respecto a la parte inferior del diagrama, son fundamentales algunas aclaraciones. El punto isoeléctrico (PIZ) para el hidróxido de aluminio se encuentra en la
fase de pH comprendida entre 7 y 9, lo que depende de los iones presentes en el
agua (principalmente los aniones). En esa figura fue admitido un valor de pH
mayor de 8 para el PIZ del hidróxido de aluminio. Se nota la existencia de cuatro
regiones distintas, caracterizadas para valores de dosis de coagulante–dosis de la
mezcla. Se distinguen los diferentes mecanismos de coagulación y reestabilización
de las partículas coloidales.
Región 1. Ocurre la neutralización de la carga de las partículas coloidales
para las especies hidrolizadas positivas, de aluminio, que son adsorbidas en la
superficie de los coloides. De la interacción entre tales especies del coagulante,
positivas, y los coloides, negativos, resulta una curva en la que el PZ (negativo)
se aproxima de cero a un valor de pH del orden de 4,8, que caracteriza el PIZ de
los coloides recubiertos con especies de coagulante. Es evidente que si el pH de
4,8 es mantenido constante, la dosis de coagulante podrá variar, aproximadamente, de 10 a 70 mg/L.
Región 2. Sea, por ejemplo, la dosis de sulfato de aluminio en la fase arriba
mencionada y pH 4,8. Si el pH disminuyese, las partículas recubiertas presentarían PZ negativo, y permanecería estabilizada la dispersión coloidal. Pero, con el
aumento de pH (mayor de 4,8), el PZ se torna positivo y también los coloides, lo
que caracteriza el fenómeno de la reestabilización. Para un valor de pH fijo igual
a 6, por ejemplo, existe una relación estequiométrica entre la concentración de la
dispersión coloidal y la dosis de coagulante, que hace surgir las líneas (A, B, C,
etc.) que delimitan la parte inferior de la zona de reestabilización, con consecuente aumento de la concentración de la dispersión coloidal. La desestabilización que
causa la aparición de la delimitación superior de la región de reestabilización ha
sido atribuida a la presencia de iones sulfato y al aprisionamiento de los coloides
reestabilizados en complejos de sulfato de tipo Al(H2O)SO4+.
Región 3. Considerando una dosis de coagulante igual a 10 mg/L, se nota
que a partir del pH 4,8, la curva resultante de la interacción entre las especies
hidrolizadas positivas de aluminio y las partículas coloidales asigna un valor de PZ
máximo (reestabilización) y diminuye con el aumento de pH, hasta que el PIZ es
Coagulación
203
nuevamente logrado, en un valor de pH alrededor de 6,8 (para aquella dispersión
coloidal considerada) y una dosis de coagulante igual a 10 mg/L. Esto se debe a
la presencia del hidróxido de aluminio con carga positiva. Para varias dosis de
coagulante comprendidas entre 3 y cerca de 30 mg/L, existe una región conocida
como “corona” en la cual el mecanismo de coagulación se debe a la neutralización de carga para el hidróxido de aluminio positivo. Esa región es considerada
ideal para la coagulación cuando se tiene la filtración directa, ascendente o descendente.
Región 4. Generalmente, para valores de pH de 6 a 8 con dosis de coagulante
superiores a un valor próximo de 30 mg/L, tiende a ocurrir la formación excesiva
de los precipitados de hidróxido de aluminio, de forma que las partículas coloidales
son aprisionadas en los mismos, lo que caracteriza el mecanismo de barrido, cuya
región, delimitada por el par de valores dosis de coagulante–pH de coagulación,
es relativamente amplia. La coagulación realizada en ese mecanismo es la recomendada cuando se tiene tratamiento completo con coagulación, floculación y
decantación antes de la filtración, pues los flóculos obtenidos son fácilmente removidos en los decantadores.
7.2.2 Restricciones del uso del diagrama de coagulación de sulfato de aluminio (figura 4-26)
Es necesario considerar lo siguiente:
a)
La región de reestabilización en el diagrama depende de la superficie específica de las partículas coloidales y está delimitada por dosis de sulfato de
aluminio entre 2 y 30 mg/L y por un pH de coagulación entre 5,0 y 6,8,
límites aplicables para aguas de turbiedad relativamente bajas, lo que generalmente ocurre con aguas superficiales utilizadas como fuentes de abastecimiento. Para concentraciones elevadas de coloides, serán necesarias altas dosis de coagulante, y puede desaparecer la región de reestabilización.
b)
Concentraciones relativamente altas de aniones, como fosfato (PO43-),
silicato (SiO(OH)33-) y sulfato (SO42-) pueden suprimir la reversión de carga y la reestabilización. En aguas naturales, concentraciones de ion sulfato
del orden de 12 mg/L (como sulfato) han causado tal fenómeno.
Coagulación
204
Coagulación de
barrido
300
-3
100
Al(OH) 2+
-4
Neutralización de cargas
a potencial zeta = 0
con Al(OH)3 (s)
Log [Al] - moles/L
Zona de reestabilización
(los límites cambian de acuerdo
con el tipo de coloide)
30
10
3
-5
Combinado
(barrido y adsorción)
Neutralización de cargas
a potencial zeta = 0
n+
con Al x(OH)
/Al(OH) 3(s)
y
1
-6
0,3
Al(OH)4
AlTotal
Sulfato de aluminio como Al2(SO 4)3.14,3 H2O - mg/L
Barrido óptimo
4+
Al s(OH)20
-7
Al3+
-8
2
4
6
8
10
12
pH de la solución mezclada
Figura 4-27. Diagrama de coagulación con sulfato de aluminio para
remoción de turbiedad
c)
Concentración elevada de sustancias húmicas pueden controlar el proceso
de coagulación y alterar las regiones delimitadas en el diagrama.
En la figura 4-27 se muestra otra versión un poco más clara del diagrama
de coagulación con sulfato de aluminio para remoción de turbiedad, la cual es útil
para el diseño y operación de plantas de tratamiento que usen esta tecnología.
Coagulación
8.
205
DIAGRAMA DE COAGULACIÓN PARA REMOCIÓN DEL
COLOR
A pH bajo, en la región cercana a los límites del marco del diagrama formado por las especies poliméricas de aluminio catiónico, las sustancias húmicas parecen interactuar con los compuestos de aluminio con carga positiva para formar
un precipitado de un complejo pesado formado por ácido fúlvico y de aluminio.
A un pH mayor, las moléculas de color parecen ser adsorbidas por el hidróxido de aluminio sólido. Esta remoción, mediante los dos mecanismos de coagulación predominantes, es posible en rangos de pH diferentes.
Cuando la turbiedad también está presente en el agua, se tiene una superficie de contacto que favorece la remoción de las moléculas, de color y la coagulación ocurre con dosis de sulfato de aluminio aún más bajas.
100
30
Log [Al] - moles/L
-4
90% Remoción
90% Remoción
10
3
-5
1
0,3
-6
Altotal
Al(OH)4
4+
Al s(OH)20
-7
Al3+
-8
2
4
6
8
10
12
pH de la solución mezclada
Figura 4-28. Dominios de remoción del color con presencia de turbiedad
Sulfato de aluminio como Al2(SO 4)3.14,3 H2O - mg/L
300
-3
Coagulación
206
La figura 4-28 muestra un 90% de remoción de color, cuando el color inicial
es de 100 UC (ácido húmico inicial = 4 mg/L) y la turbiedad inicial de 27-30 UT.
Se puede ver que se obtienen dos regiones diferentes de remoción. A un pH de
6,7, una dosis de aluminio de 10 mg/L es adecuada para remover 90% del color.
En contraste con estos resultados, la figura 4-29 muestra los requerimientos de sulfato de aluminio para un color inicial de 100 UC sin turbiedad. Las dosis
de sulfato de aluminio para un 90% de remoción son mayores en este caso.
La figura 4-30 muestra los dominios comunes para la remoción de color en
aguas con un color inicial que varía de 100 a 1.000 UC (ácido húmico de 4 a 37,5
mg/L) y una turbiedad inicial de 27-30 UT. Esto corrobora la conocida recomendación de que para una eficiente remoción de color, se requiere pH bajo de 6 a 7,
en comparación con la óptima remoción de turbiedad, que requiere un pH de 7,0 a
8,2.
Al(OH)+
2
100
80% Remoción
-4
30
Al(OH)4
Log [Al] - moles/L
90% Remoción
10
3
-5
1
0,3
-6
Al Total
4+
Al s(OH)20
Al(OH)4
-7
Al 3+
-8
2
4
6
8
10
12
pH de la solución mezclada
Figura 4-29. Dominios de remoción del color sin presencia
de turbiedad
Sulfato de aluminio como Al2(SO 4)3.14,3 H2O - mg/L
300
-3
Coagulación
9.
207
DIAGRAMA DE COAGULACIÓN PARA FILTRACIÓN
DIRECTA
El pretratamiento químico que conduce a la desestabilización de partículas
es el parámetro más importante para controlar la efectividad de la filtración. Por
lo tanto, el diagrama de coagulación con sulfato de aluminio es un medio ideal para
predecir las mejores condiciones químicas para la filtración directa.
Al(OH)+
2
300
100
90% Remoción
Al(OH)4
-4
30
90% Remoción
Log [Al] - moles/L
10
3
-5
1
-6
0,3
Al Total
4+
Als(OH)20
Sulfato de aluminio como Al2(SO 4)3.14,3 H2O - mg/L
-3
Al(OH)4
-7
Al 3+
-8
2
4
6
8
pH de la solución mezclada
10
12
Figura 4-30. Dominios más comunes de remoción del color
La región de la corona alrededor de la zona de reestabilización tiene un
potencial zeta de cero para aguas con bajo contenido de iones sulfato. Consecuentemente, las aguas tratadas con estas dosis de sulfato de aluminio y condiciones de pH, filtrarán mucho mejor.
La figura 4-31 muestra la turbiedad del efluente de un filtro a diversas
profundidades con dosis de sulfato de aluminio de 5 mg/L y condiciones variables
Coagulación
208
Turbiedad
de pH. Esta figura tamReestabilización
Neutralización de cargas
bién muestra una sección
Corona
Al(OH) 2+
Al(OH)del diagrama de coagu4
20,0
lación para la dosis de 5
mg/L. Se puede ver cla5 mg/L
ramente que el mejor
15,0
3’’
efluente se produce precisamente donde se loca9’’
liza la región de la coro10,0
na. Se deduce, además,
15’’ profundidad
que independientemente
Efluente
de la dosis de coagulante,
5,0
la menor turbiedad en todas las profundidades del
medio filtrante resulta a
0,0
4,0
5,0
6,0
7,0
8,0
9,0
10,0
un valor de pH alrededor
pH
de 7, donde predomina el
Figura 4-31. Curvas de turbiedad versus pH con
mecanismo de coaguladosis de sulfato de aluminio de 5 mg/L
ción de neutralización de
carga para el agua utilizada.
La figura 4-32 muestra
resultados similares para una
dosis de sulfato de aluminio de
8 mg/L. La turbiedad mostrada en las figuras corresponde
a una carrera de filtración de
420 min.
20,0
Reestabilización
Neutralización de cargas
Corona
Al(OH)4
15,0
Turbiedad
Al(OH) 2+
3’’
10,0
9’’ profundidad
5,0
15’’
Las figuras 4-33 y 4-34
indican regiones con condiciones óptimas de operación con
filtración, obtenidas a partir de
la literatura.
Efluente
0,0
4,0
5,0
6,0
7,0
8,0
9,0
10,0
pH
Figura 4-32. Curvas de turbiedad versus
dosis de sulfato de aluminio = 8 mg/L
Una conclusión práctica
de estas investigaciones es que
cuando el barrido es el mecanismo de coagulación predomi-
Coagulación
209
nante, las condiciones de la mezcla rápida prácticamente no influyen en la eficiencia. Cuando la coagulación es resultante de la combinación de los mecanismos de
neutralización y barrido, hay una pequeña influencia de las condiciones de mezcla
rápida.
En el mecanismo de coagulación de neutralización de carga es considerable la influencia de las condiciones de la mezcla rápida en la eficiencia de remoción de flóculos por sedimentación. Los mejores resultados se obtienen con el
mayor valor de la gradiente. Cuando el mecanismo de coagulación es el de la
neutralización de carga (por ende, con pequeña dosis de sulfato de aluminio), la
eficiencia de la sedimentación es baja.
Es evidente que, en sistemas de tratamiento completo, en la coagulación
debe primar el mecanismo de barrido; en cambio, en la filtración directa el mecanismo debe ser el de neutralización de cargas en la región denominada “corona”.
-2
Al(OH)2+
Coagulación de
barrido
-3
Zona de reestabilización
(los límites cambian de acuerdo
con el tipo de coloide)
-4
Log [Al] - moles/L
100
Barrido óptimo
30
Foley
Neutralización de cargas a
potencial zeta = 0 con
n+
Alx(OH) y /Al(OH) 3(s)
Neutralización de cargas
10
Tate y Trussell
-5
3
Hutchison
1
Combinado
(barrido y adsorción)
Logsdon et al.
-6
0,3
Al Total
Al(OH)4
4+
Al s(OH)20
-7
Al 3+
-8
2
4
6
8
pH de la solución mezclada
10
12
Figura 4-33. Bibliografía sobre filtración directa analizada sobre un diagrama
de coagulación de aluminio
Sulfato de aluminio como Al2(SO 4)3.14,3 H2O - mg/L
300
Peterson et al.
Coagulación
210
-2
300
Al(OH)2+
Coagulación de
barrido
Log [Al] - moles/L
-4
-5
Zona de reestabilización
(los límites cambian de acuerdo
al tipo de coloide)
100
30
Barrido óptimo
Neutralización de cargas
a potencial zeta = 0
con Al(OH)3 (s)
Neutralización de cargas
a potencial zeta = 0
n+
con Alx(OH)
/Al(OH)3 (s)
y
10
3
Combinado
(barrido y adsorción)
1
-6
0.3
Al Total
Al(OH)4
Región para la
mejor filtración
directa
4+
Al s(OH)20
-7
Al 3+
-8
2
4
6
8
10
12
pH de la solución mezclada
Figura 4-34. La región donde ocurre la mejor filtración directa en un
diagrama de coagulación de aluminio
9.1
Diagrama de coagulación con hierro
En general, los conceptos y conclusiones expuestos para el sulfato de
aluminio son aplicables al
hierro como coagulante.
Johnson y Amirtharajah (6)
han mostrado las condiciones particulares para dosis
de cloruro férrico y pH,
bajo las cuales ocurre una
efectiva coagulación para
Figura 4-35. Diagrama de coagulación
de hierro a temperatura de 25 ºC (2)
Sulfato de aluminio como Al2(SO 4)3.14,3 H2O - mg/L
-3
Coagulación
211
100
la remoción de turbiedad.
La figura 4-35 representa
las regiones comúnmente
encontradas cuando la coagulación se realiza con el
cloruro férrico. Se observa la existencia de tres regiones típicas. En la región
A la coagulación se debe
al mecanismo de barrido,
con pH entre 4,5 y 6,0. La
dosis de cloruro férrico varía de 27 a 270 mg/L. Generalmente, para valores
de pH inferiores a 6, dependiendo de la dosis de
cloruro férrico, ocurre la
reestabilización (región C).
50
30
90%
remoción
10
5
3
5
6
7
pH de la solución mezclada
8
9
Figura 4-36. Zona óptima de remoción del
color con cloruro férrico
En contraste con
los resultados obtenidos
con el sulfato de aluminio, se puede ver que la
-2
90% remoción
270
100
27
10
2,7
1,0
,27
0,27
-3
-4
Log. (Fe) - moles/L
El diagrama de
coagulación con fierro
para la remoción de color muestra sus ventajas en las figuras 4-36 y
4-37, donde se encuentra una eficiencia de remoción de color de 90%,
con y sin turbiedad, respectivamente. El color
inicial fue de 100 UC y
la turbiedad inicial de
27-30 UT.
1
-5
-6
-7
-8
-10
-12
-14
2
4
6
8
10
pH de la solución mezclada
12
14
Figura 4-37. Dominio de remoción del color
Ácido húmico inicial = 4 mg/L
FeCI 3 - 6H2O - mg/L
4
FeCl3 . 6H 2O - mg/L
20
Coagulación
212
turbiedad no altera significativamente la dosis de coagulante para la remoción de
color. Las dosis de cloruro férrico parecen incrementarse ligeramente con la turbiedad.
La figura 4-37 muestra los dominios del diagrama de coagulación con fierro
para un 90% de remoción de color en dos rangos de color inicial, 100 UC (ácido
húmico = 4 mg/L) y 500 UC (ácido húmico = 20 mg/L). Al usar estas figuras,
es posible predecir las condiciones químicas para una remoción efectiva de color,
utilizando sales de fierro. Los resultados se aplican principalmente a las fracciones de sustancias húmicas de mayor peso molecular (> 10.000).
Es muy importante comparar el diagrama de la figura 26, correspondiente
al sulfato de aluminio, con el de la figura 4-35 del cloruro férrico. Se ve que la
coagulación con esta sal de fierro es más eficiente que aquella de aluminio, para
valores de pH mas elevados. Esta observación es fundamental, pues muchas aguas
naturales poseen alcalinidad y pH relativamente alto, y para ellas no es tan adecuado el uso de sulfato de aluminio como coagulante.
La combinación de los diagramas lleva a la obtención de la figura 4-38, en
la cual las líneas llenas se refieren a las especies de aluminio y las punteadas, a las
de fierro.
Se observa que la
coagulación con cloruro de
fierro es eficiente en la región donde hay reestabilización con el sulfato de
aluminio, además de ser
común, en parte, la región
y coagulación por barrido.
Figura 4-38. Regiones comunes de coagulación
con sulfato de aluminio y cloruro férrico
Generalmente, la eficiencia de la coagulación
con cloruro férrico (FeCl3
x 6 H2O) es semejante a la
del sulfato de aluminio
(Al 2(SO 4) 3 x 14,3 H2 O),
comparados en términos de
concentración molar, pues
Coagulación
213
el sulfato de aluminio tiene masa molecular de aproximadamente 600 g y el cloruro férrico de aproximadamente 270 g. El primero forma dos moles de Al3+, mien3
tras que el segundo solamente un mol de Fe + en solución. Las investigaciones de
Amirtharajah, con uso de una solución con 50% de sulfato de aluminio y 50% de
cloruro férrico (en función de la masa molar) indican que no hay beneficios sustanciales si los resultados son comparados a un solo coagulante (sulfato de aluminio o cloruro férrico). El uso combinado de esos coagulantes puede ser más adecuado en algunas situaciones, dependiendo de la calidad del agua.
10.
FACTORES QUE INFLUYEN EN EL PROCESO
10.1 Influencia de la concentración de coagulante
Existe mucha especulación respecto a la influencia de la concentración de
solución de coagulante en la eficiencia del proceso de tratamiento; incluso se ha
sugerido limitar la concentración mínima a valores del orden de 0,5% en las estaciones de tratamiento. Pero tal sugerencia contradice el procedimiento usual en la
realización de ensayos de laboratorio, que generalmente usan la solución de
coagulante con una concentración de 0,1 y 0,2%, dependiendo del volumen de los
frascos de los equipamientos de floculación (1 ó 2 litros) y de las dosis previstas
para los ensayos.
10.2
Factores de mayor influencia en el desarrollo del proceso
Los factores que tienen mayor incidencia en el proceso son la naturaleza
del agua cruda y las variables químicas.
10.2.1 La calidad del agua cruda
Las características del agua cruda que más influyen en la eficiencia del
proceso son la concentración de coloides (medida normalmente mediante la cantidad de turbiedad o color presente en el agua), la alcalinidad y el pH, el tamaño de
las partículas y la temperatura.
Concentraciones de coloides, alcalinidad y pH
Se presentan cuatro situaciones diferentes, dependiendo de las variaciones
de coloides en el agua.
Coagulación
a)
214
Alta concentración de coloides y alcalinidad baja
Es el sistema más fácil de tratar, ya que solo se debe determinar un parámetro
químico: la dosis óptima de coagulante. La desestabilización se realiza por
medio de la adsorción de especies hidrolíticas con carga positiva, que se
producen instantáneamente con niveles de pH ácidos (pH 4 a 6, dependiendo del coagulante).
b)
Alta concentración de coloides y alcalinidad alta
En este caso, la desestabilización se realiza nuevamente por medio de
adsorción y neutralización de la carga con niveles de pH neutros o ácidos.
La neutralización de la carga es más fácil, debido a que el pH permanece
generalmente en la región neutral, donde los polímeros de hidróxidos metálicos no tienen carga muy alta.
c)
Baja concentración de coloides y alcalinidad alta
La coagulación se realiza en este caso con una dosis de coagulantes relativamente alta para capturar las partículas coloidales. Como alternativa, se
puede agregar arcilla o bentonita, para aumentar la concentración coloidal
y el contacto interparticular. La desestabilización se realizaría, en este caso,
mediante la adsorción y la neutralización de la carga.
d)
Baja concentración coloidal y alcalinidad baja
En estos sistemas la coagulación es más difícil. La coagulación por medio
de captura se dificulta, ya que el pH disminuye al agregar el coagulante y
no permite la formación de hidróxidos. Asimismo, la coagulación por medio
de adsorción también es difícil, ya que la concentración coloidal es demasiado baja para permitir el contacto interparticular. Para realizar una coagulación efectiva, deberá agregarse alcalinidad adicional y/o bentonita o preferentemente arcilla.
10.2.2 Temperatura
Es importante en zonas de climas muy marcados, principalmente cuando se
alcanzan temperaturas de congelación.
Coagulación
215
Cahill y Fitz Patrick analizaron la influencia de este factor en un grupo de
plantas de Chicago y establecieron dos regiones de variaciones muy marcadas,
una entre 0 y 10 ºC y la segunda entre 10 y 40 ºC.
Conc. de coloide = S4
Zona 1
Zona 2
Conc. de coloide = S 3
Turbiedad residual
En la primera zona se
encontró que los mecanismos
dominantes eran la viscosidad
del agua y el pH y que a medida que la temperatura del
agua se acercaba a los 0 ºC,
la remoción de turbiedad se
dificulta. Se desconocen las
razones específicas de este
comportamiento. Se sabe que
al aproximarse el agua a la
temperatura de congelación,
se produce un efecto de ordenamiento de su estructura
o de incremento de sus límites de hidrógeno, previo a su
solidificación o formación de
hielo. Este fenómeno podría
estar impidiendo el acercamiento de las partículas para
su desestabilización, al anularse el movimiento browniano.
2
Zona 1
3
4
Conc. de coloide = S 2
2
Zona 3
1
4
Conc. de coloide = S1
Zona 1
4
A
Dosis de coagulante
Figura 4-39. Representación esquemática de la
coagulación observada en ensayos de jarras
usando sales de aluminio (III) a un pH constante
Adicionalmente, la viscosidad del agua se incrementa al disminuir la temperatura, y como esta es inversamente proporcional a la agitación pericinética de las
partículas, el fenómeno de transporte también disminuye. Las partículas con un
tamaño menor de un micrómetro necesitan agitación pericinética para conseguir
la aglomeración inicial hasta alcanzar el diámetro de un micrómetro. Antes de
llegar a este tamaño, la floculación ortocinética es totalmente ineficiente, puesto
que el transporte se anula. El porcentaje de remoción disminuye porque la floculación
ortocinética sola (agitación exterior de la masa de agua) no es capaz de conseguir
la aglomeración de las partículas pequeñas.
También el rango de pH óptimo varía con la temperatura, y decrece al
disminuir esta.
Coagulación
216
En el rango de 10-40 ºC se encontró que la eficiencia era cada vez mejor al
aumentar la temperatura porque se incrementaba la tasa de colisiones entre las
partículas. Dentro de este rango, son importantes la turbiedad y la alcalinidad.
10.2.3 Variables químicas
Las principales variables químicas del proceso son la dosis óptima, el pH
óptimo, la alcalinidad y la concentración óptima de coagulante.
•
Dosis óptima
La influencia de este factor en la eficiencia del proceso se encuentra claramente definida en la figura 4-39, en la cual se presentan cuatro curvas de variación de la turbiedad residual en función de la dosificación de coagulante con pH
constante. Estas curvas están basadas en aguas naturales tratadas con sales de
aluminio o hierro (III), que contienen grandes concentraciones de materia coloidal.
Las curvas de coagulación pueden dividirse en cuatro zonas:
La zona 1 corresponde a dosis bajas, donde se ha agregado coagulante en
cantidad insuficiente para realizar
la desestabilización.
Zona 4
La zona 3, donde dosis aún
más altas pueden reestabilizar las
dispersiones con ciertos valores de
pH.
Dosis óptima de
coagulante para
producir flóculos de
barrido
Zona 3
Zona 2
D
Zona 1
C
La zona 4, que tiene gran
cantidad de hidróxido de aluminio
(o hierro), actúa de tal forma que
captura las partículas coloidales
(coagulación de barrido).
Región de
coagulación
B
Dosis de coagulante
La zona 2 corresponde a
dosis un poco más altas, donde se
realiza la desestabilización y el
flóculo precipita.
Adición de
bentonita
S1
S2
Dosis óptima de
coagulante en
desestabilización
estequiométrica
S3
B
S4
Figura 4-40. Concentración de coloide,
expresada como concentración de superficie
Coagulación
217
La figura 4-40 presenta la reacción entre la dosis de coagulante y la concentración coloidal (m2/L) con pH constante. Las concentraciones bajas de coloide (S1 en la figura 4-40) requieren la producción de grandes cantidades de precipitado de hidróxido amorfo. En tales casos, cuando la turbiedad del agua es baja,
no hay suficientes partículas en suspensión para producir el contacto necesario en
la formación de flóculos.
Para mayores concentraciones de coloide (S2 + S3 en la figura 4-40), se
necesitan menores dosis de coagulante que en el caso S1.
En S2 + S3 las partículas coloidales proveen núcleos para la precipitación,
mientras que en 5, el mismo hidróxido debe proveer los núcleos. En el transcurso
de S2 a S4 se puede notar que al aumentar las concentraciones de coloides se
requiere también aumentar las de coagulante.
En general, la dosis química requerida depende del mecanismo de desestabilización. En los casos de baja turbiedad, cuando se necesita un flóculo de hidróxido voluminoso, la dosis requerida tiende a disminuir a medida que la concentración de coloide aumenta.
Cuando la desestabilización se realiza por medio de la adsorción, la dosis
requerida es generalmente más baja y aumenta con la concentración de coloides.
Las aguas de baja turbiedad pueden ser coaguladas mediante otra técnica
muy conocida: adición de partículas de arcilla; por ejemplo, bentonita, para aumentar la turbiedad antes de inyectar el coagulante. La ventaja de este proceso se
ilustra en la figura 4-40. Al aumentar la turbiedad, se logra realizar la coagulación
en la zona 2. De este modo, se necesitan menores dosis de coagulante debido a la
existencia de un mecanismo de adsorción en vez de uno de captura.
La zona 3, de reestabilización, disminuye al aumentar la concentración de
coloides. Dicha concentración se alcanza cuando es imposible realizar la reestabilización con sobredosis.
pH óptimo
El pH es un factor muy importante en la coagulación. En general, el pH
óptimo para la coagulación de aguas con color es más bajo (4-6), que para aguas
Coagulación
218
con mayor turbiedad (6,5-8,5). Generalmente las sales férricas son efectivas, en
un rango más amplio de valores de pH que las sales de aluminio.
Concentración óptima
La aplicación uniforme del coagulante al agua es la principal dificultad para
la realización de una coagulación eficiente. El problema reside en que las cantidades de coagulante son muy pequeñas comparadas con el volumen de la masa de
agua; esto es, la dosis es muy pequeña comparada con el volumen de agua que se
va a tratar. Una dosis media de sulfato de aluminio de 30 mg/L a una concentración de 10% representa dispersar un volumen de solución de apenas 300 mL,
equivalente a un cubo de 7 cm de arista en un metro cúbico de agua. Con la
condición de que haya suficiente turbulencia, la dispersión será más efectiva cuando
mayor sea el volumen de solución o más diluida sea esta, lo que resultará en una
mejor remoción de la turbiedad porque el coagulante entrará más rápido y más
fácilmente en contacto con el mayor número de partículas coloidales.
Estudios realizados por Jeffcoat y Single en 1975 demostraron que las mejores condiciones para la remoción de turbiedad se producen cuando se utilizan
soluciones de sulfato bastante diluidas; sin embargo, con concentraciones inferiores a 0,1% la eficiencia en la remoción de turbiedad se reduce acentuadamente,
debido a que el sulfato de aluminio puede hidrolizarse antes de su aplicación. Se
sugieren valores del orden de 1 a 2% como ideales para adoptar en el proyecto o
en la operación de la planta de tratamiento.
Estudios de coagulación, floculación y sedimentación realizados por Mendes
en la Escuela de San Carlos en 1989 como parte de su tesis de doctorado, con
aguas de varias calidades, con color y turbiedad verdaderos, permiten concluir
que, dependiendo de la calidad del agua, puede haber influencia de la concentración de la solución de sulfato de aluminio en la eficiencia de la remoción de flóculos,
principalmente en el mecanismo de coagulación por barrido. Por ende, tal influencia resulta mayor para velocidades de sedimentación relativamente bajas (< 1
cm/min). No se ha observado influencia significativa para velocidades de sedimentación entre 1,5 y 7,0 cm/min. En el mecanismo de coagulación por adsorción
y neutralización de carga, la concentración de la solución de sulfato de aluminio
parece no influir en la remoción de flóculos por sedimentación.
Evidentemente, en función de la concentración de la solución de coagulante,
el aluminio y el hierro se podrán encontrar en mayor o menor porcentaje en la
Coagulación
219
forma de Al(H2O)63+ o Fe(H2o)63+, o en la forma de hidrocomplejos y, en algunas
situaciones, podrán influir en la eficiencia de la coagulación.
Únicamente la realización de ensayos de prueba de jarras con el agua que
se va a tratar podrá indicar la mejor concentración que se debe utilizar en cada
caso, puesto que la concentración de la solución de coagulante puede fácilmente
variarse en las estaciones de tratamiento de agua.
11.
USO DE POLÍMEROS COMO AUXILIARES
11.1 Consideraciones generales
Tanto polímeros sintéticos como naturales (amidas en general) son usados
como auxiliares de floculación y filtración. En el primer caso, se busca aumentar
la velocidad de sedimentación de los flóculos, la resistencia de los mismos a las
fuerzas de la cizalla, que pueden ocurrir en el transporte del agua floculada y la
disminución de la dosis de coagulante primario y la tasa de filtración.
11.2 Polímeros como auxiliares de filtración
Los polímeros sintéticos y naturales han sido utilizados como auxiliar de
filtración principalmente en la tecnología de la filtración directa descendente. No
es usual, pero ellos también pueden ser usados en la filtración de agua decantada
o en la filtración directa ascendente. En cualquiera de los casos, el principal objetivo es impedir la ocurrencia de traspase, especialmente cuando se aplican elevadas tasas de filtración o medios filtrantes de mayor granulometría. En tanto, dependiendo de la carga hidráulica disponible para la filtración o de la pérdida de
carga debida a la retención de impurezas en el medio filtrante, el traspase podría
no ocurrir.
El uso de los polímeros puede producir carreras de filtración más cortas a
medida que se aumente la dosis y se mantenga constante la tasa de filtración.
Para la filtración directa descendente con prefloculación del agua, por lo general
el polímero no trae beneficios; a no ser que se aumente la carga hidráulica para la
retención de impurezas en el medio filtrante.
Coagulación
220
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CAPÍTULO 5
MEZCLA RÁPIDA
Ing. Lidia de Vargas
Mezcla rápida
1.
227
INTRODUCCIÓN
Se denomina mezcla rápida a las condiciones de intensidad de agitación y
tiempo de retención que debe reunir la masa de agua en el momento en que se
dosifica el coagulante, con la finalidad de que las reacciones de coagulación se
den en las condiciones óptimas correspondientes al mecanismo de coagulación
predominante. La dosificación se realiza en la unidad de mezcla rápida; por lo
tanto, estas condiciones son las que idealmente debe reunir esta unidad para
optimizar el proceso.
En la coagulación por adsorción, las reacciones con aluminio que preceden a la neutralización de la carga son extremadamente rápidas y ocurren en
milésimas de segundos cuando no hay formación de polímeros hidrolíticos de Al(III),
y en un segundo cuando estos se forman. En cambio, la formación del precipitado
de hidróxido de aluminio antes de la coagulación de barrido es lenta y se produce
en un rango de 1 a 7 segundos.
Debido a la naturaleza de las reacciones involucradas en cada uno de estos
modelos de coagulación, se deduce que para que ocurra la neutralización de la
carga, es imperativo que los coagulantes sean difundidos en la masa de agua tan
rápido como sea posible (menos de 0,1 seg), para que los productos que se desarrollan entre 0,01 y 1 segundo produzcan la desestabilización del coloide. Por el contrario, para la coagulación de barrido, la formación del hidróxido se produce en un
rango de 1 a 7 segundos, por lo que es evidente que no es de crucial importancia
disponer de tiempos de dispersión muy cortos o de altas intensidades de mezcla.
2.
MEZCLA RÁPIDA PARA COAGULACIÓN DE BARRIDO
En este mecanismo de coagulación, las interacciones se producen entre los
coloides del agua y la voluminosa formación de precipitado de hidróxido de hierro
o aluminio.
228
Manual I: Teoría
En la práctica del tratamiento de agua en condiciones de coagulación de
barrido, el agua es sobresaturada en 3 ó 4 órdenes de magnitud y el hidróxido se
precipita con mucha rapidez. En estas circunstancias son considerablemente más
importantes las condiciones químicas para lograr una buena precipitación y subsecuente floculación de las partículas que las interacciones de transporte entre el
coloide y los productos hidrolíticos durante la desestabilización. Por consiguiente,
en este caso son importantes los aspectos químicos en la etapa de desestabilización y los de transporte en la etapa de floculación. Amirtharajah y Mills (1) señalaron que cuando predomina la coagulación de barrido, las condiciones de mezcla
rápida no afectan los resultados obtenidos.
Estos conceptos concuerdan con el estudio de Letterman, May y May (2),
que señala que la etapa de floculación es más importante que la sola desestabilización en condiciones químicas de coagulación de barrido. Ellos indicaron que las
etapas iniciales de la floculación están influenciadas por las operaciones de mezcla rápida y encontraron un periodo óptimo de mezcla rápida sustancialmente
mayor que el tiempo necesario para la precipitación de aluminio (1-7 segundos).
Sugirieron la siguiente relación empírica para optimizar las operaciones de mezcla
rápida:
G . T* . C1,46 = 5,9 (10)6
(1)
donde:
T*
C
G
=
=
=
3.
MEZCLA RÁPIDA TURBULENTA PARA NEUTRALIZACIÓN
DE CARGAS
tiempo óptimo de mezcla rápida en segundos
dosis de coagulante en mg/L
gradiente de velocidad promedio en s-1
Para que se produzca la desestabilización de las partículas mediante el
mecanismo de neutralización de cargas o adsorción, tiene que haber transporte o
colisión entre los coloides y los productos de las reacciones hidrolíticas en incipiente formación.
Este tipo de coagulación con dosis bajas de sustancias químicas produce
normalmente flóculos desestabilizados muy pequeños.
Mezcla rápida
229
Amirtharajah y Trusler (3), aplicando los conceptos de transporte durante
la etapa de floculación, desarrollaron una teoría que analiza los requerimientos de
energía turbulenta en la mezcla rápida. A continuación un resumen de la teoría
desarrollada por ellos.
4.
DESESTABILIZACIÓN DE PARTÍCULAS EN CAMPOS
TURBULENTOS
Tomando como base conocidos modelos de floculación de partículas en
campos turbulentos, se ha desarrollado un modelo específico para la desestabilización. Consideremos una concentración (n1) de partículas de diámetro (d1). Se
agregan a esta suspensión coagulantes químicos con un pH muy bajo (sulfato de
aluminio). Se forman especies hidrolíticas cargadas positivamente, las cuales son
arrastradas rápidamente por los remolinos de la turbulencia de dimensiones a
microescala con el fin de que interactúen con las partículas de la suspensión coloidal de diámetro (d1). Las colisiones entre los coloides cargados negativamente y
las microespecies cargadas positivamente causan la desestabilización de los primeros (figura 5-1).
Diámetro del
coloide - d1
2,00
Relación entre la microescala y el
diámetro de la partícula - (η/d 1)
La estructura conceptual presentada implica
una nucleación homogénea con formación de microsólido, a lo cual siguen las interacciones con los coloides para la desestabilización de
partículas. Como la
nucleación heterogénea puede ocurrir en un sistema
con coloides, las
ideas propuestas se
pueden modificar
fácilmente para ta-
Dimensión de la
microescala - η
Remolinos portando
microsólidos
positivamente cargados
η > d1
0,5
Coloides
negativamente cargados
η < d1
Disipación de energía
Figura 5-1. Diagrama esquemático de desestabilización debido
a coagulantes arrastrados por remolinos a microescala
230
Manual I: Teoría
les sistemas, suponiendo que las especies oxidadas solubles o los iones son transportados mediante los remolinos de la turbulencia que interactúan con los coloides
para formar un precipitado en la superficie de las partículas coloidales.
Las principales hipótesis de la teoría se muestran en la figura 5-1, con una
representación esquemática de la estructura analítica. Estas son:
—
Una de las dimensiones de las partículas se podría reemplazar por un remolino del tamaño de la microescala de turbulencia.
—
La potencia de entrada en los modelos de colisión también puede expresarse en términos del tamaño de los remolinos, en microescalas.
En este caso, las ecuaciones del modelo de floculación no incorporan correcciones para los efectos electrostáticos o para el retraso hidrodinámico,
por ser el efecto insignificante para la desestabilización de partículas. Las
razones planteadas para suprimir las correcciones son las siguientes:
—
Las partículas y las especies hidrolíticas tienen cargas opuestas y, por lo
tanto, la corrección electrostática debida a la repulsión de la doble capa no
es necesaria.
—
Las interacciones se efectúan entre las partículas coloidales y los remolinos
de la turbulencia y, teniendo en cuenta que cada remolino a microescala
transporta varias especies cargadas positivamente, las colisiones son similares a las que ocurren entre partículas porosas y las correcciones de retraso hidrodinámico probablemente son insignificantes.
a)
Subrango viscoso
Se pueden considerar dos subrangos dependiendo del tipo de flujo: el viscoso, que se da en flujo laminar y en el cual la disipación de energía es efecto de la
viscosidad, y el inercial en flujo turbulento, en el cual la disipación de energía es
efecto de la inercia. Asumiendo que las colisiones se producen entre las partículas
coloidales (d1) y los remolinos del tamaño de la microescala (ç), la cual transporta
varias especies con carga positiva, la tasa de desestabilización para el subrango
viscoso (dD/dt)v será igual a la tasa de colisiones:
Mezcla rápida
⎡ dD ⎤
3 ⎡P ⎤
⎢⎣ dt ⎥⎦ = NTS 1( d 1 , d 2 ) = C 3 ( d 1 + η ) ⎢ µ ⎥
⎣ ⎦
v
231
1/2
(2)
Despejando el valor de (P) en la ecuación P = (η3)1/4, y reemplazando en la
ecuación (2), se obtiene:
⎡ dD ⎤
3 ⎡1 ⎤
⎢⎣ dt ⎥⎦ = C v ( d 1 + η ) ⎢ η ⎥
⎣ ⎦
v
2
(3)
donde:
µC3 = constante a una temperatura dada
Cv =
La ecuación (3) es una de las ecuaciones finales de la teoría y explica la
desestabilización de partículas como una función del tamaño del remolino en
microescala, para el subrango viscoso. La resolución del término cúbico y la diferenciación de la ecuación (3) con respecto a (η) indicarán las variaciones de la
tasa de desestabilización en relación con el tamaño de los remolinos:
⎛
⎞
⎡ 3⎤
⎡ 2⎤
d ⎛ ⎡ dD ⎤ ⎞
⎜ - 2 ⎢ d 13 ⎥ - 3 ⎢ d 12 ⎥ + 1 ⎟
=
⎜ ⎢
⎟
C
v
⎥
⎜
⎟
d η ⎝ ⎣ dt ⎦ ⎠ v
⎣η ⎦
⎣η ⎦
⎝
⎠
(4)
Igualando a cero la ecuación (4):
3
2
⎡ ⎤
⎡ 1⎤
2 ⎢ d1 ⎥ + 3 ⎢d ⎥ - 1 = 0
⎣η⎦
⎣η⎦
(5)
La ecuación (5) tiene una raíz positiva dada por d1/η = 0,5. Por lo tanto, la
relación entre la microescala y el diámetro de la partícula es:
η
=2
d1
(6)
232
Manual I: Teoría
Se puede demostrar que para d1/η = 0,5, la segunda derivada es positiva.
Por lo tanto, este valor es el mínimo. Bajo las condiciones de subrango viscoso, la
tasa de desestabilización es mínima cuando la microescala es el doble del diámetro del coloide.
b)
Subrango de inercia
Para este subrango, la tasa de desestabilización es la siguiente:
⎡ dD ⎤
7/3
1/3
⎢⎣ dt ⎥⎦ = C 4 ( d 1 + η ) (P )
i
(7)
Efectuando una sustitución semejante a la indicada anteriormente:
⎡ dD ⎤
7/3
1/3
⎢⎣ dt ⎥⎦ = C 1 ( d 1 + η ) ( 1 / n )
i
(8)
donde C1 = C4 = constante
Diferenciando la ecuación (8):
d
dη
⎛ ⎡ dD ⎤ ⎞ C 1 ⎛
⎜⎜ ⎢
⎥ ⎟⎟ = 3 ⎜⎜
⎝ ⎣ dt ⎦ i ⎠
⎝
⎞
⎡d1⎤
⎢ η ⎥ + 1 ⎟⎟
⎣
⎦
⎠
4/3
⎧
⎛ ⎡d1⎤
⎞⎫
+ 1 ⎟⎟ ⎬
⎨ 7 - 4 ⎜⎜ ⎢
⎥
ν
⎦
⎝⎣
⎠⎭
⎩
(9)
Igualando a cero la ecuación (9), se obtiene:
{7 - 4[( d1 /ηη+ 1]} = 0
por lo tanto: d1/η = 0,75
La relación entre la microescala y el diámetro de la partícula en el punto de
cambio para el valor mínimo es el siguiente:
η
= 1,33
d1
(10)
Por lo tanto, en las condiciones del subrango de inercia, la tasa de desestabilización es mínima cuando la microescala es 1,33 veces el diámetro del coloide.
Mezcla rápida
233
Según esto, las condiciones de mezcla rápida para la desestabilización de
partículas en el modelo de neutralización de carga, bajo todas las condiciones del
rango de equilibrio universal de turbulencia, debería eliminar el rango de condiciones en las que (η) varía entre 1,33 y 2,0 d1.
4.1
Comprobación experimental
En las figuras 5-2 y 5-3 se hace una comparación entre los resultados teóricos obtenidos y algunos resultados experimentales.
1,00
M. electroforética
N. filtrabilidad
d1 = 6 µm
0,75
1,6
0,50
1,5
0,25
1,4
Experimental
0
1.000
2.000
3.000
4.000
Gradiente de velocidad promedio - G (S-1)
1
Tasa de desestabilización - (ooO
c ) (C )
45
Mínimo
3
2
(d D )v = Cv(d1+ η) ( 1)
η
dt
7/3
4/3
(d D )i = Cv(d1+ η) ( 1)
η
dt
35
Mínimo
Teórica
25
3,9
2,0
1,4
1,2
1,0
0,9
Relación entre la microescala alrededor del impulsor y el diámetro de la partícula
(η1 )
d1
Figura 5-2. Comparación teórica y práctica: tratamiento
con cloruro férrico de partículas de 3 µm en promedio
0
Número de filtrabilidad x 103
Movilidad electroforética (µm cm/vs)
1,7
234
Manual I: Teoría
En la parte superior de las figuras se han graficado los datos experimentales sobre movilidad electroforética y el número de filtrabilidad versus la gradiente
de velocidad promedio. Todos los valores de movilidad electroforética mostrados
son negativos.
En las secciones inferiores de las figuras se muestran los cálculos teóricos
correspondientes a las ecuaciones (3) y (7) como una función de la relación entre
la microescala de la zona de impulsión y el diámetro de la partícula. La turbulencia
máxima se produce en esta zona alrededor del impulsor.
La información teórica y experimental presentada en la figura 5-2 para el
tratamiento mediante cloruro férrico de una suspensión con partículas de tamaño
promedio de 3 mm muestra una concordancia adecuada.
El valor mínimo de la tasa de desestabilización para el subrango viscoso
(η/d1 = 2) coincide casi exactamente con los máximos movilidad electroforética y
número de filtrabilidad registrados (a menor número de filtrabilidad, mayor eficiencia de remoción). Para mejorar la desestabilización, el gradiente de velocidad
promedio debería estar en el rango de 700 a 1.000 s-1 o más de 3.500 s-1.
Las pruebas experimentales con partículas de 6 µm de tamaño promedio
(figura 5-3) también muestran resultados óptimos para valores de gradiente de
velocidad promedio de 800 a 1.000 s-1 y por encima de 3.000 s-1, coincidiendo con
valores de (η/d1) de 1,3 y 2,0.
Los datos sobre movilidad electroforética presentan un valor máximo que
corresponde a un gradiente de velocidad de 1.700 s-1 y a una relación (η/d1) de
1,33 en el subrango de inercia, lo que corrobora el resultado anterior, según el cual
dentro del rango de 1.500 a 3.000 s-1 se obtienen las tasas de desestabilización
más bajas, esto es, la menor eficiencia remocional.
4.2
Evidencia práctica
Además de los resultados experimentales mostrados con anterioridad, existe
también alguna coincidencia con los parámetros de diseño para unidades de mezcla que se han venido utilizando desde hace muchas décadas.
Las unidades de mezcla más comúnmente usadas, como los retromezcladores, se diseñan con gradientes de 700 a 1.000 s-1 y los mezcladores en línea
con gradientes de velocidad de 3.000 a 5.000 s-1.
Mezcla rápida
235
Dentro del primer rango se deben considerar también los mezcladores de
salto hidráulico y difusores. Los inyectores se deben considerar en el segundo
rango (de 3.000 a 5.000 s-1).
1,4
1,00
Movilidad electroforética (µm cm/vs)
d 1 = 3 µm
1,3
0,75
1,2
0,50
1,1
0,25
Número de filtrabilidad x 103
M. electroforética
N. filtrabilidad
Experimental
0
1,0
1
Tasa de desestabilización - (oO
oc ) (C )
(µm)
0
1.000
2.000
3.000
4.000
Gradiente de velocidad promedio - G (S-1)
26
3
2
(d D )v = Cv(d1+ η) ( 1)
η
dt
Mínimo
22
7/3
4/3
(d D )i = Cv(d 1 + η) (1)
η
dt
18
14
Teórica
5,8
4,0
2,8
2,4
2,0
1,8
Relación entre la microescala alrededor del impulsor y el diámetro de la partícula
(η 1)
d1
Figura 5-3. Comparación teórica y práctica: tratamiento con cloruro
férrico de partículas de 6 µm en promedio
5.
MEZCLA RÁPIDA CON POLÍMEROS
Los mecanismos de coagulación predominantes con los polímeros orgánicos son los de neutralización de la carga y puente interparticular.
236
Manual I: Teoría
Se puede suponer que en este caso no son necesarios altos valores de
gradientes de velocidad, puesto que no se producen las reacciones de adsorción
en los coloides y precipitación como hidróxido, que ocurren simultáneamente durante la etapa de mezcla con coagulantes inorgánicos.
Estudios efectuados recomiendan gradientes de velocidad de 400 a 800 s-1
y tiempos de retención de 60 a 30 segundos, respectivamente. Con polímeros de
peso molecular bajo, se ha identificado un rango de gradiente de velocidad de 300
a 650 s-1 para optimizar el proceso.
6.
PARÁMETROS OPERACIONALES
Los parámetros operacionales de la mezcla rápida son la intensidad de agitación que se debe impartir a la masa de agua para dispersar al coagulante, la cual
se evalúa mediante el gradiente de velocidad, y el tiempo durante el cual debe
aplicarse esta agitación al agua. La magnitud de estos parámetros dependerá del
tipo de coagulación que se va a llevar a cabo: coagulación por adsorción, o coagulación por barrido.
6.1
Gradiente de velocidad
El gradiente medio de velocidad, comúnmente indicado por la
letra G, puede ser fácilmente calculado por la ecuación de Camp y
Stein, cuya deducción matemática
simplificada se representa a continuación.
V + ∆V
ξ
dy
∆y
V
ξ
∆z
∆X
Figura 5-4. Elemento del fluido sujeto
Considérese un elemento de
a agitación
fluido x y z, sujeto a agitación hidráulica o mecánica en el proceso de mezcla:
La potencia disipada está dada por:
Potencia (P) = fuerza (F) x variación de velocidad (∆ v)
F = tensión de cizallamiento (ξ) x área (∆x . ∆z)
Mezcla rápida
237
Luego:
P = ζ (∆ x. ∆z.) V .
∆y
dv
= ζ∀
∆y
dy
(11)
Como: ∆x. ∆y. ∆z = ∀
la ecuación (11) se vuelve:
P
dv
= ζ
∀
dy
(12)
Donde:
P/∀ es la potencia disipada por unidad de volumen
Para un líquido newtoniano ξ = µ dv/dy, donde µ es el coeficiente de
viscosidad dinámica. Sustituyendo en (12), resulta:
P
= µ
∀
dv
dy
2
y
dv
=G
dy
(13)
Por lo tanto:
G=
P
µ∀
(14)
La potencia (P) puede ser calculada en función de la pérdida de carga en
los dispositivos de mezcla hidráulica, bien sea en condiciones de flujo laminar o
turbulento. En los equipos de mezcla mecánica, el análisis dimensional demuestra
que la cantidad adimensional:
P
. W - 3 L- 5
P
(15)
llamada número de potencia, depende del número de Reynolds WL2 y del número de Froude W2L/ν
238
Manual I: Teoría
donde:
P
ρ
W
v
g
L
=
=
=
=
=
potencia disipada en el agua por el impulsor
= densidad del agua
velocidad angular del impulsor
coeficiente de viscosidad cinemática
aceleración de la gravedad
dimensión característica del agitador
La relación entre el número de potencia, el número de Reynolds y el número de Froude depende de las características del flujo.
De acuerdo con el análisis expuesto anteriormente, la intensidad de agitación es importante solo cuando el mecanismo predominante es el de adsorción o
neutralización de carga. Cuando el mecanismo predominante es el de barrido,
este parámetro es indiferente y debe limitarse a producir una distribución homogénea del coagulante en la masa de agua.
En los casos en que el mecanismo predominante sea el de adsorción, los
gradientes de velocidad (G) recomendados varían entre 700 y 1.000 s-1 y de 3.000
a 5.000 s-1 para coagulantes inorgánicos, dependiendo del tipo de mezclador.
7.
FACTORES QUE MODIFICAN EL PROCESO
Adicionalmente a los factores químicos que afectan las reacciones de coagulación, están las características propias de la mezcla rápida, que influyen de
manera determinante en la eficiencia final de todo el tratamiento, como los
parámetros operacionales de la unidad, el tipo de mezclador y el sistema de aplicación del coagulante.
7.1
Intensidad y tiempo de mezcla
La adecuación de estos parámetros es de especial importancia cuando el
mecanismo de coagulación predominante es el de adsorción o neutralización de
carga. En este caso, el coagulante debe dispersarse en forma instantánea en toda
la masa de agua antes de que la hidrólisis del coagulante se complete, sobre todo
cuando se emplean coagulantes inorgánicos como las sales de aluminio (III) o de
hierro (III), por lo que si la unidad de mezcla no produce un gradiente de velocidad
Mezcla rápida
239
apropiado en un tiempo de retención instantáneo, no se habrá logrado una desestabilización completa.
Con coagulación de barrido, en cambio, solo es necesaria una dispersión
homogénea, los tiempos de retención pueden ser mayores (1-7 seg) y el gradiente
de velocidad no influye en la eficiencia, como se puede constatar por los resultados experimentales indicados en la figura 5-5.
Adicionalmente, gradientes de velocidad mayores de 1.000 s-1 y menores
de 3.000 s-1 afectan negativamente el proceso y producen una tasa de desestabilización mínima (4).
En la coagulación con
polímeros, gradientes superiores a 800 s-1 rompen las cadenas poliméricas y reducen la
eficiencia.
Esto se hace ostensible
al observar el cuadro 5-1, que
contiene los resultados de un
estudio realizado por Camp,
variando el gradiente de mezcla rápida con tiempos de retención constantes.
20
Turbiedad
Por otro lado, gradientes
de velocidad exageradamente
altos (> 5.000 s-1) traen como
consecuencia un fuerte retardo en el tiempo de formación
del flóculo.
S. aluminio = 30 mg/L
pH = 7,8 M. E. = 0
barrido óptimo
25
15
10
G = 300 s-1 y
1.000 s-1
5
G = 16.000 s-1
0
15
30
45
60
Tiempo - min
75
90
Figura 5-5. Influencia del gradiente de la
intensidad de la mezcla rápida en la
coagulación de barrido
240
Manual I: Teoría
Cuadro 5-1. Tiempo de formación del flóculo a diversos gradientes de velocidad (Camp)
Tiempo de
mezcla rápida
G (s-1)
Tiempo para iniciar la
formación del flóculo
2 min
2 min
2 min
12.500
10.800
4.400
45 min
30 min
10 min
Lamentablemente, estos estudios se realizaron con ausencia de turbiedad,
y no fue posible determinar la influencia de las condiciones de mezcla en la remoción de turbiedad de la decantación. Además, no se optimizó el binomio gradiente
de velocidad x tiempo de mezcla y se fijó un tiempo demasiado largo (120 seg).
Hubiera sido interesante verificar los resultados a intervalos cortos, por ejemplo,
inferiores a 10 seg, compatibles con las velocidades de reacción.
7.2
Sistema de aplicación del coagulante
La coagulación con sales de aluminio o de hierro solo se realiza satisfactoriamente a un pH determinado y en presencia de alcalinidad en una cantidad
mínima para las reacciones químicas. Moffet considera que una reacción adecuada del coagulante con el agua solamente ocurrirá si:
1)
Todos los productos químicos que alteran el pH (cal, soda, ácido, cloro y
otros) se aplican aguas arriba del punto de aplicación del sulfato de aluminio, a una distancia suficiente que asegure una completa disolución y mezcla.
El pH del agua cruda debe corregirse previamente de modo que resulte el
pH óptimo de coagulación, antes que la reacción del sulfato de aluminio se
produzca.
2)
La dosis de sulfato de aluminio debe añadirse a una tasa constante en la
cámara de mezcla rápida, de forma tal que el mismo sea inmediata y uniformemente dispersado en el agua que llega a la planta de tratamiento.
Mezcla rápida
0,08
Unidad 3
Unidad 5
Tasa de aglomeración aparente
241
0,06
Unidad 4
0,04
Retromezclador unidad 2
0,02
0,00
0
4.000
6.000
8.000
Gradiente de velocidad de mezcla (s-1 )
10.000
12.000
5,0
6,0
Unidad 1
Unidad 3
Unidad 4
Unidad 5
0,08
Tasa de aglomeración aparente
2.000
0,06
0,04
0,02
0,00
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
Tasa de flujo (L/min)
Figura 5-6. Resultados de la investigación de Vrale y Jordan (5)
242
Manual I: Teoría
Estudios realizados por Moffet a nivel de prueba de jarras indicaron que
cuando el coagulante era vertido sobre la superficie de la jarra se necesitaba una
dosis 27% mayor que la utilizada cuando se hacía la aplicación directa al impulsor,
para lograr una eficiencia similar.
Jeffcoat y Singley, en una serie de experiencias, confirmaron la secuencia
de la aplicación de cal y sulfato de aluminio, y observaron que si se proporciona
una mezcla adecuada, la adición simultánea, aunque independiente, de cal y sulfato,
produce resultados casi tan buenos como aquellos en los que la cal fue aplicada
antes del sulfato.
El sistema de dosificación debe tener medios para proporcionar un caudal
constante, aunque fácilmente regulable, de la solución de sulfato.
7.3
Tipo de dispositivo de mezcla
Es altamente deseable que ocurran condiciones de flujo de pistón, ya que la
existencia de corrientes de cortocircuito o la detención de masas de agua por un
tiempo mayor que el necesario traerá el inconveniente de que la masa de agua en
algunas partes recibirá mayor cantidad de coagulante, lo que podrá causar la
reestabilización de los coloides, mientras que otras partes recibirán cantidades
demasiado bajas para iniciar la coagulación.
Vrale y Jordan (5), al evaluar la eficiencia de varios tipos de mezcladores
rápidos (un retromezclador y cinco mezcladores en líneas diferentes), llegaron a
la conclusión de que para el mecanismo de coagulación por adsorción, el
retromezclador es el tipo de unidad más deficiente, mientras que los mezcladores
de línea presentaron los mejores resultados (figura 5-6).
8.
MEZCLADORES
Las unidades normalmente utilizadas para producir la mezcla rápida se pueden clasificar en dos grandes grupos, dependiendo del tipo de energía utilizada
para producir la agitación: mecánica e hidráulica (cuadro 5-2).
Las primeras plantas de tratamiento que se construyeron no tenían dispositivos especiales para la dispersión de los productos químicos. Los primeros dispo-
Mezcla rápida
243
sitivos para la mezcla rápida fueron hidráulicos. Con el desarrollo de la técnica del
tratamiento de agua, se pasó a dar preferencia a los mezcladores mecánicos,
principalmente en los países más industrializados.
Cuadro 5-2. Clasificación de las unidades de mezcla rápida
Retromezclador
Mecánicas
en línea
Canaleta Parshall
Resalto hidráulico
Canal de fondo inclinado
Vertedero rectangular
Difusores
En línea
Hidráulicas
Caídas
En tuberías
En canales
Inyectores
Estáticos
Orificios
Vertederos triangulares
Medidor Venturi
Contracciones
Reducciones
Orificios ahogados
Velocidad o cambio
de flujo
Línea de bombeo
Codos
En los mezcladores mecánicos, la turbulencia necesaria para la mezcla proviene de una fuente externa, generalmente un motor eléctrico y, de este modo,
puede ser fácilmente controlable. Por otro lado, la potencia disipada en los
mezcladores hidráulicos tiene origen en el trabajo interno del fluido y, por lo tanto,
es función de la forma geométrica del mezclador y de las características del flujo,
lo que hace que las condiciones de mezcla sean difíciles de controlar por el operador.
8.1
Hidráulicos
La potencia (P) disipada en cualquier dispositivo de mezcla hidráulica es
igual al producto de la pérdida de carga (H) por el caudal (Q), convertida en peso
de líquido por unidad de tiempo:
A
Sustancias
químicas
A
Flujo
1”
1/8”
17 cm
Sección
A
Pantalla
Inyección de
coagulante
Inyección de
coagulante
Flujo
1”
6 orificios de
Unidad 4: Mezclador en línea
φ 0,37”
Unidades 1 y 3 combinadas
11 cm
Tuberías φ 1”
Descarga de coagulante
6 orificios de φ 0,028 ”
0,28 ”
Unidad 3: Mezclador
en línea
φ
Descarga del coagulante
Unidad 5: Mezclador en línea
Reducción
φ 0,037”
Figura 5-7. Mezcladores evaluados por Vrale y Jordan (5)
Unidad 2: Retromezclador
Impeler
Efluente
A
Vista superior
Unidad 1: Mezclador en línea
Inyección de
coagulante
Inyección de
coagulante
244
Manual I: Teoría
Mezcla rápida
245
(16)
P=HγQ
De este modo, la potencia disipada por unidad de volumen de la ecuación
(13) es:
P
HγQ
=
∀
∀
(17)
siendo:
Q
1 , donde T es el tiempo de mezcla
=
∀
T
Resulta:
P
γH
=
∀
T
(18)
Sustituyendo (18) en la ecuación (14), se obtiene:
G=
γ
µ
.
H
T
(19)
donde:
γ
µ
H
T
=
=
=
=
peso específico del agua en kg/m3 (ML-2 T-2)
coeficiente de viscosidad en kg s/m2 (ML-1 T-1)
pérdida de carga en m (L)
tiempo de mezcla en s (T)
El factor (γ/µ)^ 0,5 depende de la temperatura del agua, conforme al cuadro 5-3.
246
Manual I: Teoría
Cuadro 5-3. Valores de ( γ / µ
µ)^ 0,5
Temperatura
°C
(γ/µ
µ)^ 0,5
0
4
10
15
20
25
2.336,94
2.501,56
2.736,53
2.920,01
3.114,64
3.266,96
A una temperatura de alrededor de 15 °C, valor tomado comúnmente en
proyectos, el gradiente de velocidad puede ser calculado por la siguiente fórmula:
G = 2.900 H/T
(20)
Las unidades hidráulicas más comunes son las de resalto hidráulico y los
mezcladores en línea.
a)
Resalto hidráulico
El resalto hidráulico es un fenómeno que ocurre cuando la corriente líquida
pasa de un régimen rápido a uno tranquilo, a través de una profundidad crítica, y
discurre de una profundidad menor a una mayor, mientras que la velocidad cambia de mayor a menor que la crítica. La figura 5-8 ilustra cómo
Tubo difusor
ocurre el resalto a través de la
curva de energía específica.
Los resaltos pueden producirse en canales horizontales o de
fondo inclinado. Son frecuentemente utilizados para producir
mezcla rápida en canales rectangulares con cambio brusco de inclinación (figura 5-9).
Coagulante
Figura 5-8. Resalto hidráulico
Mezcla rápida
Otro tipo de dispositivo muy utilizado en las
plantas de tratamiento con
la doble finalidad de medir
el caudal y efectuar la mezcla rápida es la canaleta
Parshall (figura 5-10).
247
1
2
hp
h1
h2
También es posible
utilizar para este fin un vertedero rectangular sin conh1
tracciones, instalado dentro
de un canal de sección recFigura 5-9. Canal rectangular con fondo inclinado
tangular. La lámina de agua
o rampa
que pasa sobre el vertedero toca el fondo del canal,
y se divide en una corriente principal que avanza hacia adelante, lo que da lugar al
resalto hidráulico, y una corriente secundaria, que retrocede formando una masa
de agua que se represa aguas arriba, por lo que debe rellenarse la zona para evitar
este comportamiento negativo para la coagulación (figura 5-11).
2/3 A
D
C
N
Planta
A
F
B
B
G
H2
H
hf
Pérdida de carga
H3
N
Figura 5-10. Canaleta Parshall
K
248
Manual I: Teoría
El criterio para calcular la
pérdida de carga en este tipo de
unidades está dado por la fórmula de Belanger.
C
3
( h 2 - h1 )
H=
4 h1 h 2
(21)
donde:
h1
h2
Figura 5-11. Vertedero rectangular
h2 -
h1
( 1 = 8 F 12 - 1)
2
=
=
altura del agua en el resalto
altura del agua después del resalto
F =
v1
=
(22)
v1 = número de Froude
g h1
velocidad en el resalto
El número de Froude para conseguir un resalto estable es de 2 a 3 para
canaletas Parshall y de 4,5 a 9 para canales con cambio de pendiente, vertederos
rectangulares y triangulares.
El gradiente de velocidad óptimo para este tipo de unidades es de aproximadamente 1.000 s-1.
b)
En línea
El conocimiento de la rapidez con que se realizan las reacciones de adsorcióndesestabilización trajo como consecuencia que se desarrollaran los mezcladores
instantáneos en línea. Con este tipo de unidades es posible conseguir tiempos de
mezcla muy cortos, menores de un segundo, y elevadas intensidades de mezcla.
Kawamura da algunas razones por las que recomienda este tipo de unidades:
1)
Proporciona una buena mezcla instantánea con pocos cortocircuitos.
Mezcla rápida
2)
249
Se reducen los costos al omitir la instalación de una unidad de mezcla rápida convencional.
En todos los casos, estas unidades están constituidas por un dispositivo
insertado en la tubería o canal de llegada de agua cruda a la planta de tratamiento.
De acuerdo con sus características, se pueden clasificar, a su vez, en difusores,
inyectores y estáticos.
a)
Difusores
Estas unidades fueron desarrolladas por Stenguist y Kaufman (6) y se trata
de conseguir la mayor dispersión y mezcla del coagulante, mediante el uso de
múltiples puntos de descarga distribuidos en toda la sección de la unidad.
Conceptos básicos
El concepto de mezcla se encuentra íntimamente asociado al de turbulencia, por lo que resulta de máxima importancia relacionar la variación de la concentración con la variación de la velocidad.
Consideramos una porción de la tubería de conducción de agua cruda, en la cual
se ha colocado una malla de
tubos y a través de la cual se
distribuye el coagulante en
toda la sección de la tubería
(figura 5-12).
q
Q
P
Vl
Figura 5-12. Difusor en tubería
Midiendo la velocidad
de escurrimiento del flujo en un
punto cualquiera, tal como (P)
aguas abajo de la rejilla, se encontró que esta velocidad (V1) está compuesta por
un valor medio (V1) y un componente fluctuante (v1), conforme se demuestra
esquemáticamente en la figura 5-13.
V1
= V1 + v1
(23)
250
Manual I: Teoría
Velocidad en
punto P
El parámetro más importante en términos de turbulencia y, por lo tanto, de mezcla
es (v1).
0
Tiempo
Figura 5-13. Comportamiento de la velocidad del
flujo en un difusor en tubería
El valor numérico de (v1)
no es constante, pero puede
ser calculado a través del
parámetro (v1'), llamado intensidad de turbulencia, el
cual se expresa como:
2
v1’ = ( v 1 )
(24)
(v1' ) se define como la raíz cuadrada del valor medio de los cuadrados de
las fluctuaciones de velocidad (r.c.m.).
Segregación e intensidad de segregación
El criterio de segregación es relativo a los elementos del fluido que no reciben coagulante; es decir, aquellos que son segregados de la mezcla. Esto sucede
en mayor o menor escala en cualquier tipo de mezclador, debido a sus propias
características, escala de turbulencia y disipación de energía introducida.
Para comprender y cuantificar mejor la segregación, admitamos que la concentración de una solución adicionada al agua a través de la malla de tubos (figura
5-12) varía de manera similar a la ecuación (23); es decir, que:
C =C+c
(25)
donde:
C
=
c
C
=
=
concentración instantánea de la suspensión en el punto (P) en cada
instante (t)
fluctuación de la concentración
concentración media en la tubería
En forma similar a la ecuación (24), se puede calcular (c), a través del
parámetro (c’):
Mezcla rápida
251
2
c’ = (c )
(26)
donde:
c’
=
es la raíz cuadrada del valor medio de los cuadrados de las fluctuaciones de concentración
Concentración
El valor de (c’) decrece
a medida que el flujo se aleja
aguas abajo de la malla de tubos, lo que indica que ocurre
una diseminación de la concentración a partir del valor inicial,
y finalmente llegan a anularse
Tiempo
las fluctuaciones. Esto significa que la concentración es uniFigura 5-14. Variación de la concentración
forme en esta porción del tubo
e igual al valor medio, lo que
refleja una condición de mezcla ideal, al haberse conseguido una distribución homogénea del coagulante (figura 5-14).
Por lo tanto, la intensidad de segregación (Is) se puede definir de la siguiente manera:
(c’ )2
Is =
2 o
( C ’o )
Is =
c’
C ’o
(27)
donde (co’) es la concentración de la solución del coagulante y (C’) la concentración aguas abajo de la reja.
A partir de la ecuación (27), se tienen dos condiciones extremas:
Si
Is = 1
no existe segregación del coagulante en el punto considerado
Si
Is = 0
no ocurre mezcla hasta el punto considerado.
Es evidente que en la práctica, difícilmente ocurre una u otra situación; sin
embargo, siempre se busca una condición de mezcla que se aproxime a aquella en
252
Manual I: Teoría
que Is = 1, pues se obtiene una especie de microescala de turbulencia, característica fundamental para que resulte una coagulación eficiente, especialmente cuando se tiene agua cruda con una cantidad apreciable de partículas menores de 1µm
y de sustancias húmicas.
Ecuación general de la variación de la concentración
A partir de investigaciones realizadas con siete diferentes tipos de rejas,
Stenguist propuso el siguiente modelo matemático para resumir cuantitativamente
los resultados obtenidos:
α
c’
Is = ’ =
Co F
d
χ
a
(28)
donde:
α
=
a
=
F
=
c’
=
Co’
=
coeficiente que depende del número de orificios en la malla, de la
relación del caudal de agua (Q) que circula por la tubería al caudal de
coagulante (q), de las características del sistema de inyección y de la
velocidad de reducción de las fluctuaciones de la concentración
tasa de reducción de las fluctuaciones de la concentración, depende
del diámetro (d) de los tubos de la malla
número de orificios por pulgada cuadrada de sección transversal de la
unidad
r.c.m. de las fluctuaciones de concentración a una distancia (χ) de la
malla de tubos
r.c.m. de las fluctuaciones de concentración en la malla de tubos
Esta ecuación demuestra que Is disminuye a medida que decrece el diámetro (d) de las barras de la malla, y a medida que aumenta la distancia (X) entre
la malla y un punto aguas abajo de esta.
La pérdida de carga (H) en este tipo de mezclador está dada por la siguiente expresión:
H = K
v2
2g
(29)
Mezcla rápida
253
donde:
K
=
coeficiente de pérdida de carga, el cual depende del diámetro (d) y
separación (M) de los tubos de la malla:
M=d
1
1- 1-s
(30)
donde:
S
=
S=
grado de solidez de la malla
(31)
K
1+
K
Los valores de (a) fueron determinados experimentalmente por Stenguist y
se indican en el cuadro 5-4.
Cuadro 5-4. Valores de la constante (a) (para α = 5)
d
a
cm
pulgada
0,16
0,31
0,63
1,25
2,52
1/16
1/8
1/4
1/2
1
0,40
0,54
0,80
1,13
1,47
La figura 5-15 muestra diversos tipos de difusores en tubería y en canal.
254
Manual I: Teoría
Caja
distribuidora
(móvil)
Plástico
Tubo interno
(removible)
Orificios
Tubo de acero
Tubo externo
(fijo)
a) Difusor en canal
Coagulante
Barras
metálicas
Orificios
Válvulas para
limpieza
Junta
Dresser
b) Difusor en tubería
Figura 5-15. Mezcladores hidráulicos en línea. Difusores
b)
Inyectores
En este tipo de unidades la energía necesaria para la mezcla rápida se
consigue sobre la base de la energía disipada por una multitud de chorros que
producen un flujo turbulento en la tubería de conducción de agua (figura 5-16).
Mezcla rápida
255
Inyección del
coagulante
Flujo de agua
Figura 5-16. Mezcladores hidráulicos en línea. Inyectores
Pratte y Baines (7) dedujeron la ecuación básica para los perfiles de los
chorros normales a un flujo:
0,28
∆χ
z
=C
dR
dR
(32)
donde:
X
z
d
=
=
=
diámetro del chorro al final de la zona de máxima deflexión
longitud de mezcla
diámetro del orificio de inyección
R
=
µ
v
=
=
v
velocidad del chorro (min = 3 m/s)
velocidad del agua en la tubería
µ
La pérdida de carga en estas unidades está dada por la siguiente expresión:
2
h= k
(Vch )
2g
donde:
Vch =
velocidad en el chorro
(33)
256
Manual I: Teoría
Cs = 2,63
r
erio
Sup
V
Central
D
CE = 2,05
In fe rio r
CI = 1,35
Zona de máxima
deflexión
Zona de vórtice
Zona nucleada
d
D
Figura 5-17. Perfil de un chorro en flujo turbulento
c)
Mezcladores estáticos
Estas unidades están constituidas por
barras, perfiles o láminas corrugadas, instaladas dentro de una tubería, que forman una
rejilla alargada y continua, las cuales producen una gran intensidad de turbulencia en
una longitud deseada y originan una mezcla
de alta eficiencia, con poca pérdida de energía y sin el uso de partes móviles.
Figura 5-18. Mezclador hidráulico
en línea. Estático
Entre las ventajas de este tipo de unidad se pueden indicar las siguientes:
—
—
—
La intensidad de mezcla se produce en un reactor fijo sin partes móviles.
Bajo mantenimiento y operación nula.
Se puede utilizar cualquier concentración de solución.
Las desventajas son las siguientes:
—
—
—
Los equipos son normalmente patentados.
Falta de experiencia técnica en el diseño.
Requiere más energía que los difusores e inyectores.
Mezcla rápida
257
Se clasifican, de acuerdo con el tipo de flujo en la unidad, en laminares,
turbulentos y de transición. Esta variación se consigue cambiando los elementos
en el interior del tubo.
La pérdida de carga en estas unidades está dada por:
H = K . H (t)
(34)
donde:
K
=
H(t) =
f (tipo de unidad empleada y del tipo de flujo)
pérdida de carga en la tubería
A su vez, la potencia consumida (P) está dada por la expresión:
P = C.Q.H
(35)
donde:
c
=
5,83 x 10-4
cuando:
Q
H
=
=
8.2
Mecánicos
caudal (está dado en gal/min), y
lb /pg2
Existen dos tipos de unidades de mezcla mecánica: el retromezclador (la
unidad más conocida) y el mezclador en línea mecánico.
a)
Mezclador en línea mecánico (8)
Fue introducido en los años sesenta. Este tipo de agitador puede reemplazar a los grandes mezcladores y a los tanques retromezcladores, debido a que
proporciona una agitación casi instantánea, mezclando o dispersando en un volumen muy pequeño y con un bajo consumo de energía (figura 5-19).
258
Manual I: Teoría
Influente
Efluente
Figura 5-19. Mezclador en línea mecánico
b)
Retromezclador
Está compuesto de un tanque diseñado para un periodo de retención determinado y un sistema de agitación (figura 5-20).
a) Una sola cámara
b) Cámaras en serie
Figura 5-20. Unidades de mezcla mecánica. Retromezclador
Rushton encontró que la potencia debida a las fuerzas de inercia y a las
fuerzas de viscosidad, representadas respectivamente por los números de Froude
y de Reynolds, en el movimiento de un impulsor rotativo, están relacionadas por la
siguiente expresión general:
P=
K
ρ n 3 D 5 ( N R )P ( N F )q
g
(36)
Mezcla rápida
259
donde:
NR es el número de Reynolds NR = NrD/µ
Nf es el número de Froude NF = n2D/g
P
n
D
ρ
v
g
=
=
=
=
=
=
y
potencia aplicada al agua por el impulsor (k*m/s) (ML-2 T-3)
número de rotaciones por segundo (rps) (T-1)
diámetro del impulsor (m) (L)
densidad del agua k masa/m3 (ML-3)
viscosidad absoluta k*s/m2 (ML-1 T-1)
factor de conversión de la ley de Newton (= 9,81) dimensional
El coeficiente K depende de la geometría del sistema cámara-equipo de
mezcla, y (p) y (q) dependen del régimen de escurrimiento. Cuando el régimen es
turbulento, que es la condición para mezcla rápida y cuando se evita la formación
de remolinos, p = q = 0, resulta:
P=
G=
K
ρ n3 D 5
g
K n3 D5
g µ γ
(37)
(38)
a una temperatura de 15 °C.
G = 944
K n3 D5
∀
(39)
Los valores de K para cuatro tipos básicos de turbina se dan en función del
gráfico presentado en la figura 5-21.
260
Manual I: Teoría
Número de potencia K
Disco
W
D
WD = 1,5
Curva 1
Plana
W
D
WD = 1,5
Curva 2
Plana
W
D
WD = 1,5
Curva 3
Inclinada
W
D
WD = 1,5
Curva 4
Número de Reynolds
Figura 5-21. Relación entre el número de potencia y el número de Reynolds
para algunos tipos de turbinas
8.3
Ventajas y desventajas de los mezcladores hidráulicos y mecánicos
El gradiente de velocidad en un mezclador mecánico no varía con el caudal
y tiene la ventaja adicional de permitir controlar el grado de agitación si se varía la
velocidad de rotación del impulsor. Sin embargo, su funcionamiento depende de
una fuente de energía externa y, de esta forma, una falla en el sistema de alimentación o en el propio mecanismo, causaría el colapso del proceso de mezcla rápida, lo que perjudicaría el tratamiento en su conjunto.
La energía dispensada por un mezclador mecánico es siempre mayor que
la energía disipada en un mezclador hidráulico. En el equipo mecánico las pérdidas por inducción, por fricción y otras hacen que el trabajo útil aplicado al agua
sea apenas una pequeña parte del total.
La principal objeción que se hace a los dispositivos hidráulicos es su poca
flexibilidad a las variaciones de caudal. Por otro lado, el costo relativamente elevado y la propia complejidad de los equipos electromecánicos hacen inadecuada
su utilización en los países en desarrollo. En nuestro medio, se ha dado tradicionalmente preferencia a los dispositivos hidráulicos de mezcla rápida, tales como
canaletas Parshall y vertederos.
Mezcla rápida
261
En trabajos recientes se ha estudiado el comportamiento de los mezcladores
hidráulicos, lo que ha contribuido al dimensionamiento racional de estas unidades
y a la optimización de los mezcladores existentes.
Vrale y Jordan (5) evaluaron la eficiencia de diversos mezcladores hidráulicos en línea, insertados en la tubería de llegada del agua cruda, y de un retromezclador (figuras 5-6 y 5-7).
Se evaluó el comportamiento de las diferentes unidades a través de un
coeficiente Kap que representa la velocidad de aglomeración durante la fase posterior de mezcla lenta (floculación). La figura 5-5 demuestra una mejor eficiencia
de los mezcladores en línea, en comparación con el retromezclador, el cual presentó una menor eficiencia.
Vrale y Jordan concluyen, al igual que Argaman y Kaufman (9), que el
gradiente de velocidad no es un parámetro totalmente adecuado para caracterizar
la eficiencia de la mezcla rápida.
De los estudios efectuados se puede indicar que un mezclador hidráulico
dotado de un buen sistema de dispersión del coagulante puede superar la desventaja de su poca flexibilidad, en términos de gradiente de velocidad, el cual varía en
función del caudal.
262
Manual I: Teoría
REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS
(1)
Amirtharajah, A. y Mills, K. M. Rapid-mix design for mechanisms of alum
coagulation. Journal of the American Water Works Association. Vol. 74,
abril, 1982, pp. 210-216.
(2)
Letterman, May y May. Influence of rapid-mix parameters on flocculation.
Proceedings of the AWWA Seminar of Upgrading Existing Water
Treatment Plants, 1974.
(3)
Amirtharajah, A. y Trusler, S. L. Destabilization of particles by turbulent
rapid mixing. Journal of Environmental Engineering ACSE, 1985.
(4)
Amirtharajah, A. Velocity gradients in rapid mixing. Seminario Nacional
sobre Coagulación y Filtración Directa. Universidad de São Paulo, Escuela
de Ingeniería de San Carlos, 1989.
(5)
Vrale y Jordan. Rapid mixing in water treatment. Proceedings AWWA
Seminar of Upgrading Existing Water Treatment Plants, 1974.
(6)
Stenguist, R. y Kaufman, R. M. Initial mixing in coagulation processes.
Berkeley, Universidad de California, 1972.
(7)
Pratte, B. y Baines, D. Profiles of the round turbulence jet in a cross flow.
Journal of the Hydraulic Division. Proceedings of the American Society
of Civil Engineers, noviembre de 1967.
(8)
James y Oldshue. Fluid mixing technology chemical engineering. Nueva York, McGraw Hill, 1983.
(9)
Argaman, V. y Kaufman, W. J. Turbulence and flocculation. Journal of
the Sanitary Engineering Division, Proceedings, ACSE, 1970.
CAPÍTULO 6
FLOCULACIÓN
Ing. Lidia de Vargas
Floculación
265
El objetivo principal de la floculación es reunir las partículas desestabilizadas
para formar aglomeraciones de mayor peso y tamaño que sedimenten con mayor
eficiencia.
1.
MECÁNICA DEL PROCESO
Normalmente, la floculación se analiza como un proceso causado por la
colisión entre partículas. En ella intervienen, en forma secuencial, tres mecanismos de transporte:
1)
Floculación pericinética o browniana. Se debe a la energía térmica del fluido.
2)
Floculación ortocinética o gradiente de velocidad. Se produce en la masa
del fluido en movimiento.
3)
Sedimentación diferencial. Se debe a las partículas grandes, que, al precipitarse, colisionan con las más pequeñas, que van descendiendo lentamente,
y ambas se aglomeran.
Al dispersarse el coagulante en la masa de agua y desestabilizarse las partículas, se precisa de la floculación pericinética para que las partículas coloidales
de tamaño menor de un micrómetro empiecen a aglutinarse. El movimiento
browniano actúa dentro de este rango de tamaño de partículas y forma el
microflóculo inicial. Recién cuando este alcanza el tamaño de un micrómetro
empieza a actuar la floculación ortocinética, promoviendo un desarrollo mayor del
microflóculo. Este mecanismo ha sido estudiado en lugares donde la temperatura
baja alrededor de cero grados, rango dentro del cual el movimiento browniano se
anula y, por consiguiente, también lo hace la floculación pericinética. En este caso,
se comprobó que la floculación ortocinética es totalmente ineficiente y no tiene
importancia alguna sobre partículas tan pequeñas.
Bratby (1) encontró que si los gradientes de velocidad en el agua son mayores de 5 s-1 y las partículas tienen un diámetro mayor de un micrómetro, el
efecto de la floculación pericinética es despreciable.
266
Manual I: Teoría
Por otro lado, el proceso de floculación pericinética solo es sumamente
lento. Se precisan alrededor de 200 días para reducir a la mitad un contenido de
10.000 virus/mL en una muestra de agua.
Por lo tanto, la aglomeración de las partículas es el resultado de la actuación de los tres mecanismos de transporte mencionados más arriba.
2.
TEORÍA BÁSICA
Las primeras teorías sobre la cinética de la floculación fueron desarrolladas
por Smoluchowski (2,3), quien derivó las expresiones básicas para la frecuencia
de colisión de las partículas bajo el efecto del movimiento browniano y en régimen
de flujo laminar, y desarrolló la siguiente expresión, que es representativa de la
floculación pericinética.
(1)
donde:
J
n1
n2
=
=
=
número de colisiones entre las partículas
concentración de partículas de diámetro (d1)
concentración de partículas de diámetro (d2)
dv
dz
=
energía desarrollada en el proceso
Camp y Stein (4) fueron los primeros en determinar que para fines prácticos, era necesario añadirle turbulencia al proceso y generalizaron la ecuación de
Smoluchowski para incluir las condiciones de flujo turbulento. Así, de acuerdo con
la expresión de Camp y Stein, la frecuencia de colisiones está expresada por la
siguiente ecuación:
Hij = 4/3 . n i . n j . R 3ij . G
(2)
Floculación
267
donde:
(Hij) es el número de colisiones por unidad de tiempo y por unidad de volumen
entre las partículas de radio (Ri) y (Rj); (ni) y (nj) son las concentraciones de las
partículas colisionantes; (Rij) es el radio de colisión (Ri + Rj) y (G) es el gradiente
de velocidad que, según ellos, es igual a:
G=
ε
ν
(3)
donde:
(ε)
(v)
=
=
potencia total por unidad de volumen del fluido y
viscosidad cinemática.
La principal objeción a la expresión (2) se basa en el hecho de que esta
ecuación fue deducida para condiciones de flujo laminar y que pierde mucho de su
sentido físico cuando se la aplica a floculadores cuyo flujo es en su mayor parte
turbulento, según expresaron los autores (4) y posteriormente Snel y Arboleda
(5).
Gradientes de velocidad de una escala de longitud dada no contribuirán
significativamente a la colisión de partículas más grandes o más pequeñas que
esta escala. Así, el rígido modelo desarrollado por Smoluchowski para condiciones de flujo laminar no es enteramente aplicable a floculación turbulenta.
Otras alternativas fueron estudiadas por Frisch (6), Levich (7), y Saffman
y Turner (8), quienes desarrollaron expresiones estrictamente formuladas para
flujo turbulento.
J = 12 π ß n1 n2 R1-2 G (Levich)
(4)
J = 1,3 R2 n1 n2 G (Turner)
(5)
Los dos últimos autores llegaron a expresiones que, excepto por las constantes numéricas, son equivalentes a la ecuación (2). El supuesto básico era que
las partículas involucradas son mucho más pequeñas que la más pequeña escala
de turbulencia, un supuesto que se encuentra fuertemente justificado en los sistemas de floculación encontrados en la práctica del tratamiento de las aguas.
268
Manual I: Teoría
A pesar de sus limitaciones teóricas, la ecuación (2) ha tenido amplia aplicación entre los ingenieros sanitarios y muchos investigadores la han encontrado
válida bajo determinadas condiciones.
Formas integradas de la ecuación (2) para diferentes tipos de flujo fueron
presentadas por Fair y Gemmell (9), Tambo (10), Swift y Friedlander (11), Wang
(12) y otros.
Partiendo de la ecuación de Smoluchowski, Harris et al. (13) establecieron
un modelo matemático para la velocidad de aglomeración de las partículas, admitiendo que el volumen de la partícula resultante es igual a la suma de los volúmenes de las partículas aglomeradas y que su densidad permanece constante. A la
menor de las partículas agregadas se la llama partícula primaria y su concentración por unidad de volumen es (n1). Una fracción de las partículas que colisionan
se aglomera, otra no lo hace y otras se pueden desaglomerar, de acuerdo con las
características de las partículas, del coagulante y del flujo (por ejemplo, estabilidad
de los coloides, esfuerzos hidrodinámicos). En las ecuaciones que siguen se introducirá, por lo tanto, un coeficiente de aglomeración (n), que representa a la fracción del número total de colisiones realizadas con éxito. Los flóculos restantes
están constituidos por las partículas i, j, k ..., cuyas concentraciones por unidad de
volumen son ni, nj, nk ... y sus radios, i1/3R, j1/3R, k1/3R ...
Inicialmente, para una suspensión dispersa, t = o
dn 1 = - n δ 3 dv φ
a
n1
dT
dy
(6)
donde:
(δ) es una función de la distribución de tamaños definida por:
p-1
∑n [i
i
δ=
1/3
+1 ]3
i =0
p
∑ in
1
i=o
(7)
Floculación
269
(a) es una relación entre el radio de colisión de un flóculo y su radio físico:
a=
ri i
Ri j
1/3
+ j
(8)
1/3
(φ) es una fracción del volumen del flóculo:
4
3
p
φ = π R13 ∑ in1
(9)
i =1
y, dv es el gradiente de velocidad
dy
El tamaño máximo de los flóculos está limitado a un flóculo de orden (p). El
modelo propuesto no permite la determinación del tamaño máximo del flóculo.
Un enfoque más simple fue tomado por Hudson (14), quien admite una
distribución bimodal compuesta solamente por flóculos y partículas primarias cuyas variaciones de tamaño en cada grupo no son significativas.
En estas condiciones, δ = a = 1 y la ecuación (6) se puede simplificar de la
siguiente forma:
dv
dn 1 = - η . 4
3
. n1
nF R F .
dy
dt
3
(10)
donde:
nF y RF son, respectivamente, el número de flóculos por unidad de volumen y el
radio de cada flóculo.
Siendo:
(∀) el volumen total de flóculos y dv/dy, el gradiente de velocidad medio, la ecuación (7) puede reescribirse del siguiente modo:
dn 1 = - η G ∀ dT
π
n1
(11)
270
Manual I: Teoría
cuya integración resulta en:
∀G
nt
= e -η
T
π
n1
(12)
que es la ecuación de Hudson. En esta ecuación (n1) representa el material en
suspensión al inicio de la floculación (t = o) y (nt) representa la concentración
remanente de partículas (número de flóculos) después de un tiempo (T). La conclusión más importante a que se llega mediante la ecuación de Hudson es que la
velocidad de floculación depende del volumen total de flóculos y no del número ni
del tamaño de las partículas primarias. La ecuación (8) se aplica a la decantación
en manto de lodos.
Considerando al tanque de floculación como un reactor en serie con (m)
número de cámaras, Harris et al. (13) demostraron que:
T m
n1
)
= (1 + η φ G
m
nm
Donde (n1) y (nm) representan las concentraciones de las partículas en la
primera cámara y en la cámara de orden (m), respectivamente, y (T), el tiempo
total de floculación. La ecuación anterior muestra claramente que una eficiencia
dada puede ser obtenida en tiempos cada vez menores a medida que aumenta el
número de cámaras de floculación en serie.
Harris et al. (13) y Parker et al. (15) identifican dos formas de ruptura de
los flóculos: (1) por erosión de las partículas primarias de la superficie de los
flóculos y (2) por fractura del flóculo propiamente dicho, para formar un grupo de
aglomerados floculentos de menor tamaño.
Para comprender el mecanismo de fragmentación de los flóculos, deben
distinguirse dos modos de acción hidrodinámica de acuerdo con el tamaño de los
flóculos, que pueden ser mayores o menores que la microescala de turbulencia:
1/4
η = ( ν 3 /ε )
(13)
donde:
( ε)
(v)
=
=
función de la disipación de energía por unidad de masa del fluido y
coeficiente de viscosidad cinemática
Floculación
271
Tomando la ecuación de Camp y Stein:
⎛ε ⎞
G=⎜ ⎟
⎝ν ⎠
1/2
(14)
se puede estimar la microescala de turbulencia en función de G:
1/2
⎛ν ⎞
η=⎜ ⎟
⎝G ⎠
(15)
Es útil estimar la microescala de turbulencia para algunos valores de (G)
usualmente aplicados al agua en la floculación. Por ejemplo:
Para G = 70 s-1, η = 0,13 mm
Para G = 30 s-1, η = 0,2 mm
Para G = 5 s-1, η = 0,5 mm
Para flóculos menores que (η), la fragmentación no es significativa y sería
causada por remolinos en la zona de flujo laminar, donde la disipación de energía
se realiza por efecto de la viscosidad; los flóculos mayores que (η) son rotos por
acción de la turbulencia con disipación de energía por efecto de la inercia.
El máximo tamaño estable de un flóculo será:
d=
C
G
n
(16)
donde:
C
G
n
=
=
=
coeficiente que depende de las propiedades de los flóculos y del agua
gradiente medio de velocidad, y
exponente que depende del modo en que se rompen los flóculos y de
la escala de turbulencia que causa su fragmentación:
n
n
n
= 2, para la erosión de flóculos mayores que (η)
= 1, para la erosión de flóculos menores que (η)
= 1/2, para la ruptura de los flóculos, independientemente de su
tamaño
272
Manual I: Teoría
Según Argaman y Kaufman (16), el modelo teórico de la floculación, en su
forma más general, que combina los efectos de aglomeración y ruptura de flóculos,
puede ser representado por:
dN
= (función de aglomeración) + (función de ruptura)
dt
(17)
La función de aglomeración o tasa de crecimiento de los flóculos es definida por Argaman y Kaufman como:
dN A =
KA N G
dt
N
G
KA
=
=
=
(18)
concentración de partículas primarias (m-3)
gradiente de velocidad (s-1)
coeficiente de aglomeración
La función de ruptura puede ser escrita de la siguiente forma:
dN B =
2
KB No G
dt
No
=
KB
=
(19)
concentración inicial de partículas primarias al entrar en el floculador
(m -3)
coeficiente de ruptura
Si reemplazamos (18) en la ecuación (17), esta se convierte en:
dN
= K A N G + K B N G2
dt
(20)
o, integrando entre (t = 0; NO = N) y (t = T; Nt = N), se tiene:
No = 1+ K AG T
2
Nt 1+ KB G T
Esta ecuación es válida para un reactor de una sola cámara.
(21)
Floculación
273
Admitiendo que los coeficientes KA y KB se mantienen constantes en un
tanque con m cámaras de floculación en serie (véase el cuadro 6.1), Argaman y
Kaufman encontraron la siguiente expresión:
No =
Nm
(1 + K A G T/m )
m
(22)
m -1
2
1 + K B G T/m
∫ (1 + K
A
G T/m )
j
i =0
donde N m es la concentración de partículas que sale de la última cámara de
floculación y T es el tiempo total promedio de floculación:
Cuadro 6-1. Valores de las constantes de aglomeración y ruptura (16)
Constantes
Paletas
Turbinas
KA
KB
5,1 x 10-5
1,1 x 10-7
3,9 x 10-5
0,9 x 10-7
El trabajo experimental llevado a cabo por Argaman y Kaufman (16) consistió en pruebas de floculación, mediciones del tamaño de los flóculos y de la
turbulencia. En la figura 6-1 se puede apreciar una síntesis de los resultados obtenidos, que representa la ecuación (22), interpretada a continuación:
220
200
KA = 5,1 x 10-5
KB = 1,1 x 10-7
2,0
2,0
180
3,0
160
3,0
m=1
m=4
140
4,0
120
4,0
100
Valores
de n°I / nm
I
80
60
40
20
0
0
1.000
2.000
3.000
4.000
T1 Sec
Figura 6-1. Relación entre G, T y m según la ecuación de Argaman y Kaufman
274
Manual I: Teoría
1)
Los parámetros físicos que afectan directamente la eficiencia de un
floculador son el tiempo de residencia, la compartimentalización y distribución, la potencia total desarrollada y las características del campo de turbulencia.
2)
El efecto del espectro de turbulencia para un mecanismo de agitación dado
puede expresarse mediante el gradiente de velocidad, un coeficiente de
eficiencia de las paletas (KA) y un coeficiente del espectro de energía (KB).
3)
Para un tiempo de residencia dado, la eficiencia se incrementa en forma
casi lineal con el gradiente de velocidad hasta que este alcanza un valor
máximo, más allá del cual cualquier incremento adicional resulta en una
disminución de la eficiencia.
4)
Para una eficiencia dada, existe un tiempo de residencia mínimo. El gradiente
de velocidad asociado con este tiempo de residencia constituye un valor
óptimo para una eficiencia dada, en el sentido de que cualquier otro valor,
mayor o menor, dará como resultado una eficiencia menor.
5)
La compartimentalización de un sistema de flujo continuo ejerce una influencia considerable en la eficiencia del floculador. En sistemas con igual
magnitud de tiempo de residencia se obtendrá mayor eficiencia que en aquellos
en que se ha incrementado el número de compartimentos del floculador.
Bratby et al.(17) demuestran que la relación equivalente para un ensayo de
coagulación o un reactor en flujo de pistón (plug flow, m = 0) es la siguiente:
N o = ⎡ K B G - ⎛⎜ ∑ - K B G ⎞⎟ - K A G T ⎤
e
⎢
⎥
N ⎣K A
KA
⎝
⎠
⎦
-1
(23)
Bratby et al. (17) han demostrado que el coeficiente de ruptura de flóculos
KB es dependiente del gradiente de velocidad.
K B = k 1 ln G + k 2
donde k1 y k2 son constantes para una determinada agua.
(24)
Floculación
275
El cuadro 6-2 muestra que K A y K B dependen de las propiedades
fisicoquímicas del agua.
Cuadro 6-2. Constantes de floculación de acuerdo con la ecuación (14) (18)
(Coagulante: sulfato de aluminio)
Valores de G
estudiados s-1
Coeficiente de
aglomeración
de flóculos
KA · (10)-4
Coeficiente de
ruptura de
flóculos
KB · (10)-7
Turb. artificial
(25 mg/L)
15 - 200
0,51
1,10
Argaman y
Kaufman (16)
Turb. artificial
(40 UN)
40 - 222
2,5
3,5a
Bratby et al.
(17)
Turb. artificial
(85 UN)
90
6,5
1,7
Richter (17)
Agua superficial
(8 UN)
5 - 450
1,1
30,0
Hedberg (1970)
Agua superficial
(80 UN)
30 - 80
1,1
0,7
Richter (1984)
Agua superficial
(2,5 UN)
100
0,29
1,64
Bratby (1)
Agua superficial
(5 UN)
20 - 90
0,16
0,53
Richter (17)
Calidad del
agua cruda
a
Referencia
= valor promedio
Se verifica que para valores bajos de G, el coeficiente de ruptura es bastante pequeño, de manera que, en las condiciones de floculación normalmente empleadas en la práctica (G entre 70 y 15 s-1), la ecuación (22) se puede simplificar
así:
T ⎞
N o = ⎛1 +
⎜
⎟
KAG
m⎠
⎝
Nm
m
(25)
276
Manual I: Teoría
A partir de este modelo simplificado y con los resultados de cerca de 300
ensayos de floculación realizados con agua del río Iguazú, en Curitiba, Brasil,
Richter (19) encontró la siguiente correlación entre el coeficiente de aglomeración KA y la turbiedad de agua cruda No (Figura 6-2).
(26)
-4
0,8
K A = 0,192 x 10 N o
Se demuestra, así, que el coeficiente de aglomeración tampoco es constante; varía con la turbiedad del agua cruda. Cuanto mayor es la turbiedad de esta,
mayor será el coeficiente de aglomeración. En la práctica, se sabe que siempre es
más difícil flocular aguas de baja turbiedad.
500
400
0,
-3
300
200
Turbiedad del agua cruda
R
=
1,
32
x
10
5
N
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
1.4
2
3
4
5
6
7
8
9 10
12
14
16 18 20
(K) 10 -4
Fuente: agua cruda del río Iguazú (Curitiba, Brasil).
Jar-tests
Tiempo de floculación: 15 min
Gradiente de velocidad: G = 30 s-1
Figura 6-2. Correlación entre la constante de floculación
y la turbiedad del agua cruda (18)
Floculación
La figura 6-3 muestra los
resultados experimentales con valores de (G) de 500, 200, 100 y 25
s-1. Nótese que para valores de
G < 100 s-1, la turbiedad residual
decrece a medida que se prolonga el tiempo de floculación, hasta
llegar a un mínimo después del
cual comienza a incrementarse.
36
32
Turbiedad residual (TF)
Villegas y Letterman (20)
realizaron un estudio de gran importancia práctica, en el cual relacionaron el tiempo de floculación
(T) y el gradiente de velocidad (G)
con la dosis de coagulante.
277
28
24
20
16
12
8
4
0
10
20
30
40
50
60
70
Periodo de floculación T (min)
Figura 6-3. Turbiedad residual versus tiempos
de floculación para diversos valores de G (20)
5
La figura 6-4 se obtiene al graficar los valores de turbiedad residual
para tiempos de floculación de 10, 15,
20, 30, 40 y 120 minutos. De acuerdo
con la familia de curvas de la figura
6-4, para cada turbiedad residual (n*)
existe un valor correspondiente de
gradiente óptimo de velocidad (G*).
El valor óptimo de (G*), en este caso,
disminuye de 40 s-1 cuando T = 10 min,
y a 20 s-1 cuando T = 120 min.
Turbiedad residual (TF)
4
3
2
1
0
25
50
75
100
125
Valor de G (s-1 )
Figura 6-4. Turbiedad residual versus
valor óptimo de G para diversos tiempos
de floculación (20)
La figura 6-5 es una representación logarítmica del valor óptimo de
(G*) y del tiempo de floculación (T),
para una serie de experiencias. Las
series A y B se diferencian entre sí solamente en las condiciones de mezcla
rápida (gradiente y tiempo de mezcla).
Los resultados de ambas series, al coin-
278
Manual I: Teoría
cidir en la misma línea, indican que las condiciones de mezcla rápida no tienen
mucho efecto en la relación entre los parámetros (G) y (T) del proceso de
floculación. Las series C y D complementan estas experiencias haciendo variar la
dosis de coagulante. Al incrementarse las dosis de coagulante, las rectas tienden
hacia las abscisas. Las líneas rectas de mayor ajuste de todas las series tienen
esencialmente la misma pendiente.
500
400
300
Valor óptimo de G* (s -1 )
200
100
90
80
70
60
50
40
30
20
15
10
1
2
3
4 5
678910
15 20
30 40506070 80 90 100
200 300
Periodo de floculación T (min)
Figura 6-5. Valor óptimo de G versus periodo de floculación (20)
Del análisis de estas curvas se obtiene la siguiente expresión matemática:
(G * )
2,8
T = K
(27)
siendo los valores de K = 4,9 x 10, 1,9 x 10 y 0,7 x 10 para dosis de sulfato de 10
mg/L, 25 mg/L y 50 mg/L, respectivamente.
El hecho de que (K) es directamente proporcional a (G*)2,8 cuando (T)
permanece constante y decrece cuando se aumenta la dosis de sulfato, indica que
el valor de (G) óptimo disminuye al aumentar la dosis de sulfato.
Floculación
279
Diversos proyectos realizados en el Perú (21,22), Costa Rica1 y Brasil
(23), en colaboración con el CEPIS/OPS, permiten generalizar la ecuación (27)
en la forma siguiente:
n
G T =K
(28)
en la cual los valores de (n) y (K) varían en función de la calidad de cada agua.
Así, se pueden obtener curvas representativas como las indicadas en la figura 6-6.
10
9
8
7
6
5
4
3
2
G (S-1)
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
1
2
3
4 5 6 7 8 910
20
30
40 506070 80 90 100
200 300
Periodo de floculación T (min)
Figura 6-6. Correlación de gradientes de velocidad
óptimos versus tiempo de floculación
Snel y Arboleda (5) demostraron que la ecuación del gradiente de velocidad (G), deducida por Camp y Stein (4):
G =
P
µ∀
(29)
no es el parámetro más apropiado para medir la intensidad de agitación en un
floculador de flujo turbulento.
1
Análisis de laboratorio proporcionados personalmente por la doctora Victoria Pacheco, del Laboratorio de Acueductos y Alcantarillados de San José de Costa Rica. San José de Costa Rica, 1980.
280
Manual I: Teoría
Del mismo modo que en el régimen laminar, en el cual la tensión longitudinal
debida al rozamiento entre dos láminas de corriente es igual a:
⎛ dv ⎞
⎜⎜ µ
⎟⎟
⎝ dy ⎠
(30)
existe otra tensión debida al régimen turbulento, denominada esfuerzo cortante
de Reynolds. Esta tensión está definida por:
(31)
⎛
dv ⎞
⎜⎜τ = η
⎟
dy ⎟⎠
⎝
donde (η) es el coeficiente de viscosidad virtual, de turbulencia o viscosidad de
remolino.
Por lo tanto, la tensión total estará dada por:
τ = (µ + η)
dv
dy
(32)
y así, la ecuación (29) tomará la siguiente forma:
G=
P
(µ + η)∀
(33)
Esta ecuación se vuelve igual a la expresión (29) cuando la disipación de
energía debida a la turbulencia es despreciable, o sea cuando el flujo es laminar.
Cuando el flujo es turbulento, el coeficiente de viscosidad turbulenta aumenta
rápidamente al incrementarse el número de Reynolds y alcanza valores muchas
veces superiores a la viscosidad dinámica. En consecuencia, la viscosidad dinámica puede despreciarse y la ecuación (33) se puede simplificar así:
G =
P
η∀
(34)
Floculación
281
El coeficiente de viscosidad turbulenta está definido por la expresión:
η = ρ λ2
dv
dy
o
η = ρ λ2 G
(35)
donde:
ρ
λ
=
=
masa específica
longitud de la escala de turbulencia físicamente definida como la distancia hasta la cual se disgrega un conglomerado de partículas sin
perder su identidad.
Sustituyendo (35) en (34), resulta:
1/3
⎛ P ⎞
⎟⎟
G = ⎜⎜
2
⎝ ρ λ ∀⎠
(36)
donde P/∀ es igual a ε, que es la potencia disipada por unidad de masa del fluido.
⎛ ε ⎞
G =⎜ 2⎟
⎝λ ⎠
1/3
(37)
Esta es la forma que Snel y Arboleda (5) proponen para la ecuación (33)
cuando el flujo es turbulento.
2.1
Parámetros operacionales
Los parámetros operacionales del proceso son el gradiente de velocidad
(G) y el tiempo de retención (T).
Los valores de estos parámetros, según los estudios realizados por Villegas
y Letterman (20), son los que en forma conjunta van a producir la mayor eficiencia. A través de investigaciones efectuadas (24), se ha determinado que el rango
óptimo de gradientes de velocidad para floculación varía entre 20 y 75 s-1 y el de
tiempos de retención entre 10 y 30 min, dependiendo de la calidad del agua.
282
3.
Manual I: Teoría
FACTORES QUE INFLUYEN EN LA FLOCULACIÓN
Los principales factores que influyen en la eficiencia de este proceso son:
•
•
•
•
•
La naturaleza del agua;
las variaciones de caudal;
la intensidad de agitación;
el tiempo de floculación, y
el número de compartimentos de la unidad.
3.1
Naturaleza del agua
La coagulación y, por consiguiente, la floculación son extremadamente sensibles a las características fisicoquímicas del agua cruda, tales como la alcalinidad,
el pH y la turbiedad.
Algunos iones presentes en el agua pueden influir en el equilibrio fisicoquímico
del sistema, en la generación de cadenas poliméricas de los hidróxidos que se
forman o en la interacción de estos polímeros con las partículas coloidales, lo que
afectará el tiempo de floculación.
La presencia de iones SO4=, por ejemplo, tiene marcada influencia en el
tiempo de formación de los flóculos, en función del pH (véase la figura 6-7).
La concentración y la naturaleza de las partículas que producen la turbiedad también tienen una notable influencia en el proceso de floculación. En todos
los modelos matemáticos de floculación, la velocidad de formación de flóculos es
proporcional a la concentración de partículas. Véase, por ejemplo, la ecuación (6),
debida a Harris, Kaufman y Krone, y las ecuaciones de Hudson (10) y (12). En
estas ecuaciones se ve que la velocidad de floculación depende también del tamaño inicial de las partículas. Estos aspectos teóricos son generalmente confirmados
en la práctica: por regla general, es más fácil flocular aguas con elevada turbiedad
y que presenten una amplia distribución de tamaños de partículas. En tanto, las
partículas de mayor tamaño, que podrían ser removidas en tanques de sedimentación simple, tales como arena fina acarreada durante picos de elevada turbiedad,
interfieren con la floculación porque inhiben o impiden el proceso. Por este motivo, si la turbiedad del agua cruda fuera igual o superior a 1.000 UT, es indispensable la utilización de tanques de presedimentación.
Floculación
283
Un caso particular de floculación, donde se manifiesta claramente la influencia de la concentración de las partículas y se confirma la ecuación (12) de
Hudson (14), es la floculación en manto de lodos. Estas unidades son, generalmente, parte integrante de sedimentadores de flujo vertical, con la floculación
procesándose en la parte inferior, normalmente en forma cilindro-cónica, donde
se concentran los lodos depositados. De acuerdo con la ecuación de Hudson, la
floculación es determinada por el producto adimensional (η/π) ∀GT. Se resalta la
importancia de la concentración de volumen de flóculos (↔), que normalmente
está comprendida entre 5 y 20%.
Esta concentración, relativamente alta, explica los resultados plenamente
satisfactorios con bajos valores de (G) = (< 5 s-1) y tiempos de floculación relativamente cortos (< 15 min). Algunas unidades, para aumentar su eficiencia, presentan dispositivos para recircular los lodos.
Tiempo necesario para la formación del flóculo (min)
De las consideraciones anteriores surge el agrupamiento adimensional ∀GT
como un parámetro útil para caracterizar el proceso de floculación. Hasta la fecha, no existe todavía un valor o escala de valores que represente la optimización
del proceso. Mientras tanto, Harris et al. (13), con resultados obtenidos en experiencias de laboratorio, sugieren que este parámetro es del orden de 100.
28
24
Curva A: 35 mg/L de sulfato de aluminio
Curva B: adición de 25 mg/L de SO4
Curva C: adición de 50 mg/L de SO4
Curva D: adición de 125 mg/L de SO4
20
16
12
8
4
4
5
6
pH
7
8
Figura 6-7. Efecto del ion sulfato sobre el tiempo de formación
del flóculo de sulfato de aluminio
284
Influencia del tiempo de floculación. Compartimentalización
En todos los modelos propuestos para la floculación, la velocidad de aglomeración de las partículas es proporcional al tiempo.
Bajo determinadas condiciones,
existe un tiempo óptimo para la
floculación, normalmente entre 20
y 40 minutos. Mediante ensayos de
prueba de jarras (jar tests), se puede determinar este tiempo, que, en
la figura 6-8, resultó ser de alrededor de 37 minutos.
La permanencia del agua en
el floculador durante un tiempo inferior o superior al óptimo produce
resultados inferiores, tanto más
acentuados cuanto más se aleje
este del tiempo óptimo de floculación.
100
70
Velocidad de
sedimentación
cm/min
50
Porcentaje de turbiedad remocional
3.2
Manual I: Teoría
30
20
10
2,5
7
1,0
5
0,3
3
2
0
20
40
Tiempo de floculación (min)
60
Figura 6-8. Efecto del periodo de
floculación en la sedimentación
Es necesario, por lo tanto, que se adopten medidas para aproximar el tiempo real de retención en el tanque de floculación al tiempo nominal escogido. Esto
se puede obtener si se compartimentaliza el tanque de floculación con pantallas
deflectoras. Cuanto mayor sea el número de compartimentos, menores serán los
cortocircuitos del agua, como lo muestra la figura 6-9. Como se puede apreciar en
esta figura, cerca de 40% del agua se escapa del tanque en un tiempo menor que
la mitad del tiempo nominal o teórico, en un tanque de un solo compartimento. Si
se tuviesen cinco compartimentos en serie, por ejemplo, esta proporción se reduciría a cerca de un 10%.
Con la compartimentalización y la elección de valores adecuados para los
gradientes de velocidad, se aumenta la eficiencia del proceso o se reduce el tiempo necesario de floculación (o ambos), según demostraron Harris y colaboradores
(13). Gradientes elevados en los primeros compartimentos promueven una aglomeración más acelerada de los flóculos; gradientes más bajos en las últimas cámaras reducen la fragmentación.
Floculación
285
Porción de flujo retenido en un tiempo menor
que el establecido
10
8
6
4
Número de compartimentos en
serie
2
0
0
1
2
3
Relación entre el tiempo efectivo y el tiempo teórico de retención
Figura 6-9. Compartimentalización y cortocircuitos
Por razones de orden práctico y económico, el número de cámaras de los
floculadores mecánicos no es muy grande; generalmente, no supera las seis unidades. Las recomendaciones de proyecto estipulan un mínimo de tres unidades.
3.3
Influencia del gradiente de velocidad
En todas las ecuaciones presentadas anteriormente y que caracterizan la
velocidad de aglomeración de las partículas en la floculación ortocinética, aparece
el parámetro de gradiente de velocidad como un factor de proporcionalidad. Cuanto
mayor es el gradiente de velocidad, más rápida es la velocidad de aglomeración
de las partículas. Mientras tanto, a medida que los flóculos aumentan de tamaño,
crecen también las fuerzas de cizallamiento hidrodinámico, inducidas por el gradiente
de velocidad. Los flóculos crecerán hasta un tamaño máximo, por encima del cual
las fuerzas de cizallamiento alcanzan una intensidad que los rompe en partículas
menores.
La resistencia de los flóculos depende de una serie de factores:
•
•
•
De su tamaño, forma y compactación;
del tamaño, forma y naturaleza de las micropartículas; y
del número y forma de los ligamentos que unen a las partículas.
286
Manual I: Teoría
TeKippe y Ham (25) realizaron un estudio teórico-práctico para determinar la influencia de la variación del gradiente de velocidad en los diversos
compartimentos de un floculador.
Los datos de estos ensayos se incluyen en la figura 6-10 y permiten concluir que es necesario graduar el gradiente de velocidad en forma decreciente,
evitando tramos intermedios con altos gradientes, que es el caso más desfavorable.
Los valores recomendados de gradientes de velocidad para floculación se
encuentran dentro de un rango de 100 a 10 s-1. Naturalmente, conviene realizar
una compartimentalización con gradientes escalonados en forma decreciente. Por
ejemplo, se pueden disponer cuatro cámaras de floculación en serie, a las que se
les aplican gradientes de 90, 50, 30 y 20 s-1, respectivamente, en la primera, segunda, tercera y cuarta cámaras.
Después de formados los flóculos en la última cámara de floculación, debe
tenerse gran cuidado en la conducción del agua floculada hasta los decantadores.
Los gradientes de velocidad en los canales, compuertas o cualquier otra estructura de paso del agua floculada no deben ser mayores de 20 s-1.
3.4
Influencia de la variación del caudal
Es conocido que al variarse el caudal de operación de la planta, se modifican los tiempos de residencia y gradientes de velocidad en los reactores.
El floculador hidráulico es algo flexible a estas variaciones. Al disminuir el
caudal, aumenta el tiempo de retención y disminuye el gradiente de velocidad. Al
aumentar el caudal, el tiempo de retención disminuye, el gradiente de velocidad se
incrementa y viceversa; el número de Camp (Nc) varía en aproximadamente
20% cuando la variación del caudal es de 50%.
En el floculador mecánico, el efecto es más perjudicial debido a su poca
flexibilidad, ya que la velocidad permanece constante y el tiempo de residencia
aumenta o disminuye de acuerdo con la variación del caudal.
Floculación
Gradientes de velocidad
versus
tiempo de retención
Turbiedad
residual
(t f)
0,40
Gradientes de velocidad
versus
tiempo de retención
287
Turbiedad
residual
(t f)
1,35
0,45
1,40
0,65
1,65
0,85
2,70
1,20
0,37
0,90
0,15
0,90
0,90
Figura 6-10. Efecto de la variación del gradiente de velocidad
en la turbiedad residual según TeKippe y Ham (25)
288
4.
Manual I: Teoría
FLOCULADORES
Se acostumbra clasificar a los floculadores como mecánicos o hidráulicos
de acuerdo con el tipo de energía utilizada para agitar la masa de agua. Puede
hacerse una clasificación más amplia si se tiene en cuenta el modo como se realiza la aglomeración de las partículas. De acuerdo con este principio, podemos
clasificarlos del siguiente modo:
•
•
Floculadores de contacto de sólidos, y
floculadores de potencia o de disipación de energía.
El cuadro 6-3 ilustra esta clasificación.
Cuadro 6-3. Clasificación de floculadores
Contacto
de sólidos
Mecánicos
Hidráulicos
Hidráulicos
Pantallas
Helicoidales
Medios porosos
Tuberías
Mecánicos
Paletas
Turbina
Potencia
4.1
Floculadores de contacto de sólidos
Los floculadores de contacto de sólidos o de manto de lodos son controlados por la concentración de sólidos (C). Como esta varía continuamente, es necesaria una constante atención del operador.
Usualmente, los floculadores de contacto de sólidos no son utilizados en
nuestros proyectos de plantas de tratamiento. Han sido desarrollados y son ofertados
generalmente por fabricantes de equipos, cada uno con sus características pro-
Floculación
289
pias, que siempre resaltan sus ventajas más aparentes. Normalmente forman parte de los tanques de decantación de flujo vertical y constituyen unidades relativamente compactas. Antes de que aparecieran los decantadores de placas, paralelos o tubulares, presentaban precios inferiores a los proyectos convencionales,
pero actualmente ya no tienen una ventaja muy significativa de precio. Por este
motivo, y por ser unidades cuyo control y operación son muy difíciles, no serán
tratadas con más detalle. De ser considerados como alternativa de proyecto, además del costo, deberán examinarse los siguientes puntos:
•
En cuanto al tamaño de la instalación, no son aconsejables para pequeñas
comunidades, carentes de personal altamente calificado, necesario para su
operación.
•
El régimen de operación debe ser continuo o, por lo menos, por un periodo
diario bastante largo, y no debe estar sujeto a variaciones de caudal, por la
dificultad de formar y mantener un manto de lodos.
•
Por el mismo motivo, se recomienda para aguas que mantengan más o
menos constantes sus características fisicoquímicas, con variaciones de
calidad imperceptibles.
Estas unidades pueden ser, a su vez, hidráulicas o mecánicas, de acuerdo
con la concepción del diseño (figura 6-11).
a) Hidráulicos
b) Mecánicos
Figura 6-11. Floculadores de contacto de sólidos
290
4.2
Manual I: Teoría
Floculadores de potencia
En los floculadores de potencia, las partículas son arrastradas por el flujo
de agua a través del tanque de floculación sin que prácticamente exista concentración de sólidos. Normalmente, los gradientes son prefijados en el proyecto. En
algunos casos, pueden ser ajustados por el operador. De acuerdo con la forma de
disipación de energía, se pueden clasificar en hidráulicos y mecánicos.
4.2.1 Hidráulicos
Los floculadores hidráulicos utilizan la energía hidráulica disponible a través de una pérdida de carga general o específica.
a)
De pantallas
Los floculadores hidráulicos más utilizados son los de pantallas, de flujo
horizontal o de flujo vertical. En los primeros, el agua circula con un movimiento
de vaivén, y en los segundos, la corriente sube y baja sucesivamente, contorneando
las diversas pantallas (figura 6-12).
Figura 6-12. Floculadores de pantallas
Floculación
291
La pérdida de carga total es la suma de dos parciales. La primera, de menor cuantía, debida a la fricción en el canal; y la segunda, la principal, debida a los
cambios de dirección. Esta puede ser calculada mediante la siguiente ecuación:
2
⎡nV ⎤
h1 = ⎢ 2/3 ⎥ l
⎣r ⎦
(38)
donde:
n
V
r
l
=
=
=
=
coeficiente de fracción de Manning
velocidad del flujo
radio hidráulico de los canales
longitud de canales en cada tramo
La pérdida de carga debida a las vueltas:
2
h1 = K
K
=
V
2g
(39)
coeficiente de pérdida de carga
Los floculadores de pantallas de flujo horizontal son más recomendables
para pequeños caudales. Las pantallas pueden ser hechas de madera o de láminas
de asbesto-cemento. Se puede dotar al sistema de floculación de dispositivos tales
como ranuras o marcos de fijación, etcétera, a fin de hacer posible el ajuste de
espaciamiento entre las pantallas, así como el gradiente de velocidad. Tales dispositivos pueden encarecer o complicar el proyecto; por eso, deben merecer especial atención del proyectista.
Los floculadores de
pantallas de flujo vertical pueden aplicarse a caudales mayores. Son más profundos,
tienen 4 metros o más de profundidad. Su estructura puede ser adaptada a las adyacentes, con ventajas económicas. Ocupan menor área.
Planta
Corte A-A
Figura 6-13. Floculador vertical tipo Alabama
292
b)
Manual I: Teoría
Floculador Alabama
El floculador Alabama está constituido por compartimentos ligados entre sí
por la parte inferior a través de curvas de 90° volteadas hacia arriba. El flujo es
ascendente y descendente en el interior del mismo compartimento. Las boquillas
permiten ajustar la velocidad a las condiciones de cálculo o de operación (figura 613). Estas unidades son muy vulnerables a las variaciones de caudal. Fácilmente
se pueden generar espacios muertos y cortocircuitos.
Como en estos floculadores el paso entre las cámaras se hace mediante
orificios sumergidos, las pérdidas de carga pueden calcularse por las siguientes
fórmulas generales:
Q = CA
2 gh
(40)
donde (h) es la pérdida de carga en el orificio:
2
h= K V
2g
con los coeficientes C y K dependientes
de la forma y dimensiones del orificio, dados en los manuales de hidráulica. Estas
unidades, al igual que las anteriores, son
muy sensibles a las variaciones de caudal.
Fácilmente puede formarse un gran volumen muerto en la parte superior del floculador al disminuir apreciablemente el caudal.
c)
(41)
Entrada de agua
Entrada de agua
Helicoidal
En el proyecto ilustrado en la figura
6-14, el agua es admitida tangencial-mente por la parte superior y sale de la cámara
de floculación a través de una curva dotada de unas guías paralelas como una turbina Francis, lo que ayuda a generar el movimiento helicoidal (26).
Figura 6-14. Floculador helicoidal
Floculación
293
En los floculadores helicoidales, la energía hidráulica se usa para generar
un movimiento helicoidal en el agua, inducido por su ingreso tangencial en la cámara de floculación.
En la práctica, el helicoide que se forma no es de diámetro constante, como
se muestra en la figura respectiva, sino que el diámetro disminuye al aproximarse
al fondo. Se establece una distribución de velocidad de mayor a menor, inconveniente para la formación del flóculo.
d)
De medio poroso
La floculación en medios porosos se está aplicando principalmente en pequeñas instalaciones, debido a su elevada eficiencia y bajo costo. Se distinguen
dos tipos básicos: floculación en un medio poroso fijo (o floculación en medio
granular) y floculación en un medio poroso expandido (floculación en lechos de
arena expandida). Ambos fueron utilizados inicialmente en la India. La floculación
en medio granular ha sido recientemente estudiada con cierta profundidad en América Latina, en colaboración con el CEPIS/OPS (23,27) y ya es aplicada con
éxito en algunas instalaciones (28). Consiste en hacer pasar el agua, después de
haberle aplicado los coagulantes,
a través de un medio granular contenido en un tanque (flujo vertiPara tanque de
decantación
cal, véase la figura 6-15) o canal
(flujo horizontal). El flujo normalmente es laminar y la eficiencia
es extraordinaria. Puede flocular
Floculador
satisfactoriamente en pocos minutos.
Coagulación
Agua
cruda
Figura 6-15. Floculador de medio poroso
El floculador de lecho de
arena expandido consiste en una
columna a través de la cual el
agua cruda pasa en sentido ascendente, después de haber recibido
el coagulante. La velocidad del
agua es ajustada de tal modo que
la expansión sea de alrededor de
6 a 10%. Esto evita la obstrucción del medio poroso.
294
Manual I: Teoría
La arena contribuye a que se logre una agitación uniforme durante el proceso de floculación.
En este tipo de unidad la pérdida de carga unitaria se calcula mediante la
fórmula de Forchheimer:
J = aV + bV2
(42)
donde:
V
=
ayb =
velocidad aparente o velocidad promedio en la sección en m/s
coeficientes que dependen de las características granulométricas del
material
El gradiente de velocidad se calcula mediante la expresión:
G=
ε
y
γ V J
µ ε
µ
=
=
=
e)
Floculadores de mallas (28)
(43)
porosidad del medio
peso específico del agua
viscosidad del agua
El uso de telas generalmente ha sido restringido a la función de filtración
gruesa en la remoción de cuerpos flotantes o en suspensión de dimensiones relativamente grandes, en tomas de agua y en la entrada de las plantas de tratamiento
de aguas residuales. Con esta finalidad, generalmente se emplean mallas con una
abertura que varía entre 2 y 20 milímetros, de alambre de acero galvanizado o
acero inoxidable, o de hilos de nylon.
Una aplicación particularmente interesante fue ensayada por primera vez
en la floculación del agua en 1960, por el Ing. Thomas M. Riddick. Él diseñó un
floculador mecánico en el cual las paletas fueron sustituidas por una tela de alambre con un espaciamiento de la malla de aproximadamente 5 centímetros. Su idea
era aumentar la tasa de colisión entre flóculos y entre coloides y flóculos a través
de un aumento extraordinario en la superficie de cizallamiento. Este tipo de elemento genera una distribución de gradientes de velocidad más uniforme y de ma-
Floculación
295
yor intensidad en la masa líquida,
lo que posibilita una reducción sustancial en el tiempo de floculación
(figura 6-16).
Sin embargo, por la falta de
métodos y criterios simples y bien
definidos de dimensionamiento,
este eficiente dispositivo de
floculación fue olvidado por casi
dos décadas. No ha sido utilizado
en otros diseños a no ser los del
Figura 6-16. Floculador de T. Riddick
propio Riddick y, recientemente,
en 1979, por la SANEPAR, en el diseño de ampliación de la planta de tratamiento
del río Iguazú, en Curitiba, Brasil.
Según Richter (28), en una tela de malla cuadrada, la porosidad (ε) se
puede calcular por la expresión:
ε = (1 - nd )2
(44)
donde n es el número de hilos en un diámetro d por unidad de longitud de la tela.
La figura 6-17 representa el comportamiento de la línea piezométrica en un
canal o tubería donde se interpuso una tela de manera perpendicular a las líneas
de flujo. Hay una pérdida de carga súbita en el plano de la tela, lo que indica una
resistencia al flujo mucho más elevada que la debida a las paredes del canal (pérdida continua).
La pérdida de carga a través de la tela está dada por:
2
h=K V
2g
(45)
donde V es la velocidad promedio de aproximación en el canal y K el coeficiente
de pérdida de carga, cuyo valor es función de las características geométricas de
la tela y del número de Reynolds referido al diámetro de la malla.
296
Manual I: Teoría
Plano de la tela
Plano de la tela
e
e
h
-1
0
1
x = 4 ó 5e
e
2
X/D
Línea piezométrica
5
X/e
Figura 6-17. Pérdida de carga en las telas
( R e )d =
Vd
ν
(46)
La figura 6-18 representa configuraciones típicas de la variación del coeficiente K en función del número de Reynolds en telas de diferentes porosidades.
Se verifica que, para valores elevados de porosidad y para números de
Reynolds (Re)d superiores a 500, el coeficiente de pérdida de carga puede ser
calculado por la siguiente expresión:
K = 0,55
1 - ε2
ε
2
(47)
El gradiente de velocidad en un floculador hidráulico es:
G=
γ Qh
µ∀
(48)
Floculación
297
donde:
µ
y
Q
h
∀
=
=
=
=
=
coeficiente de viscosidad absoluta
peso específico del agua
caudal
pérdida de carga en el paso a través de la tela
volumen de líquido donde la energía hidráulica es disipada
Se puede admitir, de un modo simplificado, que la energía hidráulica necesaria para vencer el paso del agua por la tela es casi integralmente disipada en el
plano de la tela, a una distancia aguas abajo aproximadamente igual a cuatro o
cinco veces el espaciamiento (e) entre los hilos.
Así, el volumen líquido (∀) en el cual es disipada la energía hidráulica es
de aproximadamente:
(49)
∀ =4 Ae
siendo A el área del corte transversal del canal o tubería donde se coloca la
tela.
Sustituyendo (2.40) en (2.39) y siendo Q = A.V y h = KV2/2g, resulta:
G=
γ K 3
. .V
8g µ e
1 K 1,5
G=
. .V
6ν e
(50)
A temperatura de 20 °C, será:
G = 350
K
. V 1,5
e
en las unidades del sistema técnico.
(51)
298
Manual I: Teoría
K
4.2.2 Mecánicos
5
Los floculadores
mecánicos utilizan energía de una fuente externa, normalmente un motor eléctrico acoplado a
un intercambiador de velocidades, que hace posible la pronta variación
de la intensidad de agitación.
a)
Sentido de aumento
de la porosidad
(ε 1< ε2< ε3<......)
1
1
102
Re
10
103
104
Figura 6-18. Variación de K con Re
De paletas
Los floculadores mecánicos más utilizados son, sin duda, los de movimiento
giratorio con paletas paralelas o perpendiculares al eje (figuras 6-19 y 6-20).
El eje puede ser horizontal o vertical. Estos últimos normalmente son más
ventajosos, porque evitan cadenas de transmisión, y también los pozos secos para
la instalación de los motores. Su mantenimiento es difícil, pero cuando han sido
bien proyectados, duran años sin dar mayores problemas.
Rij
b
b = 3,80
Soporte
Rej
Rij
D
1,20
1,60
2,00
Paletas de madera
n
b
l1
b
l2
Figura 6-19. Floculadores mecánicos de paletas
Floculación
299
Constituyen una alternativa simple, adoptada en decenas o centenas de
instalaciones con resultados satisfactorios.
El proceso usual de cálculo considera el número total de paletas, sumando
las que están a la misma distancia del eje. Esto puede conducir a errores en la
estimación del gradiente, como se verá a continuación. Las fórmulas indicadas
son las usadas hasta el momento:
G = 112
3
3
3
3
C D (1 - k ) N l b ( N 1 r 1 + N 2 r 2 + ...)
∀
(52)
Si las paletas son perpendiculares al eje:
3
G = 56
3
4
4
C D (1 - k ) N b ( N 1 r 1 + N 2 r 2 + ...)
∀
(53)
donde:
CD
=
coeficiente de arrastre, que depende de la relación (l/b) de las paletas.
Para números de Reynolds mayores de 1.000 y paletas planas:
K
=
n
=
r, l y b =
N1, N2 =
CD
1,16
1,20
1,50
1,90
l/b
1,00
5,00
20,00
∞
relación entre la velocidad del agua y la de las paletas; k = 0,25 es un
valor normalmente adoptado en diseño
velocidad de rotación de las paletas en r. p. s.
elementos geométricos del agitador, instalados en una cámara de volumen ∀
número de paletas en posición 1, 2,..., etc.
Los floculadores giratorios están normalmente provistos de cuatro brazos
fijados al eje y, por lo tanto, tienen cuatro paletas en la posición 1, cuatro en la
posición 2, etcétera (véase la figura 6-20). Un número muy grande de paletas,
como en este caso, exige al motor una potencia elevada, pero que puede no producir el gradiente deseado.
300
Manual I: Teoría
Por el contrario, en el caso de un floculador más simple, dotado de paletas
en un solo plano, el cálculo del gradiente de velocidad es más confiable, como fue
demostrado por Richter (18) mediante observaciones y experiencias prácticas.
Cuando la velocidad de rotación de las paletas aumenta, k tiende a decrecer, es
cero con el uso de estatores. De este modo, es el movimiento de las paletas el que,
en la práctica, determina el gradiente de velocidad promedio, que, según Camp, es
(P / ì∀) 1/2.
Figura 6-20. Floculador mecánico de eje vertical del tipo de paletas
En estas condiciones, consideremos en la cámara de floculación un agitador mecanizado, dotado de cuatro brazos, con una paleta en cada brazo y a la
misma distancia del eje, de acuerdo con la figura 6-21. El volumen de la cámara
puede ser considerado como subdividido en cuatro partes, cada una bajo la acción
de una paleta por vez, en su movimiento de rotación.
La potencia disipada por una paleta en este cuarto de volumen es proporcional al arco AoA1. De este modo:
1/2
⎛ Potencia A o A1 ⎞
G = ⎜⎜
⎟⎟
µ ∀ tot/4
⎠
⎝
(54)
donde ∀tot es el volumen total de la cámara de floculación. Como la potencia que
una paleta disipa en esta área es 1/4 de la que disiparía al completar una vuelta, el
gradiente de velocidad promedio alrededor del punto A será:
Floculación
⎛ Pot. de 1 paleta ⎞
G = ⎜⎜
⎟⎟
µ ∀ tot
⎝
⎠
301
1/2
(55)
y este mismo gradiente está siendo aplicado simultáneamente por las demás paletas a los puntos B, C y D. Esto significa que el gradiente de velocidad es independiente del número de paletas que ocupan la misma posición en relación con el eje.
La única ventaja de un mayor número de paletas es la mayor homogenización. El
efecto es similar al de un floculador
hidráulico con un número muy granD
de de cámaras o deflectores.
A2
En la planta de tratamiento de
Iguazú, Paraná, Brasil, existen dos sistemas de floculación iguales e independientes, dotados de agitadores mecánicos. A uno de ellos, de cada dos
paletas de la misma trayectoria, le fue
retirada una.
o
C
V/4
A
1
Las demás condiciones permaB
necieron idénticas para los dos sistemas y no se ha observado ninguna diFigura 6-21. Esquema del trabajo
ferencia en la eficiencia de la flocumecánico del floculador
lación que pudiese ser atribuida al
mayor o menor número de paletas. La potencia consumida por los motores es
menor en el sistema modificado.
La principal conclusión de este análisis es que el gradiente de velocidad
calculado a partir de la suma de las potencias disipadas por diversas paletas que
recorren la misma trayectoria resulta menor que el gradiente de velocidad real
deseado. Para guardar coherencia con los valores del gradiente determinados en
jar-tests estandarizados (con el equipo de la Phipps & Bird, por ejemplo), se
deben diseñar floculadores giratorios con paletas en un solo plano; es decir, con
apenas dos brazos o dos paletas en la misma posición con relación al eje. Con ello,
y considerando que K = 0, los gradientes de velocidad son calculados mediante
las fórmulas siguientes:
302
•
Manual I: Teoría
Paletas paralelas al eje
(56)
•
Paletas perpendiculares al eje
G = 79
b)
3
4
4
C D . n b . ( r 1 + r 2 + ...)
µ∀
(57)
De turbina
Los floculadores del tipo turbina se dimensionan del mismo modo que los
mezcladores rápidos. Como las velocidades periféricas máximas son superiores a
0,75 m/s, el agua tenderá a girar acompañando el movimiento de la turbina, a no
ser que se prevea la instalación de deflectores o pantallas para estabilizar el movimiento (figura 6-22).
La potencia aplicada al agua por unidad de volumen es, en régimen turbulento:
3
P = Kρ n D
∀
5
(58)
donde:
K
=
ρ
n
D
=
=
=
=
una constante para números de Reynolds elevados superiores a 10.000,
que varía con el tipo de impulsor y con la forma y dimensiones del
tanque
densidad
velocidad de rotación en r. p. s.
diámetro de la turbina en m
volumen de la cámara de mezcla en m3
Con estas unidades, la potencia resulta en kilográmetros por segundo por
metro cúbico.
∀
Floculación
303
Tabique divisorio
Disco
giratorio
Aletas
Eje
Figura 6-22. Floculador mecánico de turbina
304
Manual I: Teoría
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Floculación
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CAPÍTULO 7
SEDIMENTACIÓN
Ing. Víctor Maldonado Yactayo
Sedimentación
1.
3
CONCEPTOS GENERALES
Se entiende por sedimentación la remoción por efecto gravitacional de las
partículas en suspensión presentes en el agua. Estas partículas deberán tener un
peso específico mayor que el fluido.
La remoción de partículas en suspensión en el agua puede conseguirse por
sedimentación o filtración. De allí que ambos procesos se consideren como complementarios. La sedimentación remueve las partículas más densas, mientras que
la filtración remueve aquellas partículas que tienen una densidad muy cercana a
la del agua o que han sido resuspendidas y, por lo tanto, no pudieron ser removidas en el proceso anterior.
La sedimentación es, en esencia, un fenómeno netamente físico y constituye uno de los procesos utilizados en el tratamiento del agua para conseguir su
clarificación. Está relacionada exclusivamente con las propiedades de caída de
las partículas en el agua. Cuando se produce sedimentación de una suspensión de
partículas, el resultado final será siempre un fluido clarificado y una suspensión
más concentrada. A menudo se utilizan para designar la sedimentación los términos de clarificación y espesamiento. Se habla de clarificación cuando hay un
especial interés en el fluido clarificado, y de espesamiento cuando el interés está
puesto en la suspensión concentrada.
Las partículas en suspensión sedimentan en diferente forma, dependiendo
de las características de las partículas, así como de su concentración. Es así que
podemos referirnos a la sedimentación de partículas discretas, sedimentación de
partículas floculentas y sedimentación de partículas por caída libre e interferida.
1.1
Sedimentación de partículas discretas
Se llama partículas discretas a aquellas partículas que no cambian de características (forma, tamaño, densidad) durante la caída.
Se denomina sedimentación o sedimentación simple al proceso de depósito de partículas discretas. Este tipo de partículas y esta forma de sedimentación
se presentan en los desarenadores, en los sedimentadores y en los presedimen-
4
Manual I: Teoría
tadores como paso previo a la coagulación en las plantas de filtración rápida y
también en sedimentadores como paso previo a la filtración lenta.
1.2
Sedimentación de partículas floculentas
Partículas floculentas son aquellas producidas por la aglomeración de partículas coloides desestabilizadas a consecuencia de la aplicación de agentes químicos. A diferencia de las partículas discretas, las características de este tipo de
partículas —forma, tamaño, densidad— sí cambian durante la caída.
Se denomina sedimentación floculenta o decantación al proceso de depósito de partículas floculentas. Este tipo de sedimentación se presenta en la clarificación de aguas, como proceso intermedio entre la coagulación-floculación y la
filtración rápida.
1.3
Sedimentación por caída libre e interferida
Cuando existe una baja concentración de partículas en el agua, éstas se
depositan sin interferir. Se denomina a este fenómeno caída libre. En cambio,
cuando hay altas concentraciones de partículas, se producen colisiones que las
mantienen en una posición fija y ocurre un depósito masivo en lugar de individual. A este proceso de sedimentación se le denomina depósito o caída interferida o sedimentación zonal.
Cuando las partículas ya en contacto forman una masa compacta que inhibe
una mayor consolidación, se produce una compresión o zona de compresión. Este
tipo de sedimentación se presenta en los concentradores de lodos de las unidades
de decantación con manto de lodos.
1.4
Expresiones de velocidad de sedimentación
1.4.1 Partículas discretas con caída libre
El fenómeno de sedimentación de partículas discretas por caída libre, también denominado en soluciones diluidas, puede describirse por medio de la mecánica clásica.
Sedimentación
F
En este caso, la sedimentación es solamente una función de las propiedades del fluido y las
características de las partículas según se demuestra a continuación.
F
Imaginemos el caso de una partícula que se
deja caer en el agua. Esta partícula estará sometida a dos fuerzas (figura 7-1): fuerza de flotación
(FF), que es igual al peso del volumen del líquido
desplazado por la partícula (Principio de
Arquímedes), y fuerza gravitacional (FG).
V
F
5
G
Figura 7-1. Fuerzas actuantes
en una partícula (1)
Si FF = ρ. g .V
(1)
y FG = ρ . g . V
s
(2)
donde:
ρ
ρ
V
s
=
=
densidad del líquido
densidad del sólido
=
volumen de la partícula
De la acción de ambas fuerzas tenemos la fuerza resultante, que será igual
a la diferencia de estos dos valores y estará dada por:
F = g . V.( ρ - ρ)
i
s
(3)
donde:
Fi
=
fuerza resultante o fuerza de impulsión
Arrastrada por esta fuerza (Fi), la partícula desciende con velocidad creciente, pero a medida que baja, la fricción que el líquido genera en ella crea una
fuerza de roce definida por la Ley de Newton, cuyo valor es:
FR = CD . A . ρ .
VS2
2
(4)
6
Manual I: Teoría
donde:
FR
=
fuerza de rozamiento
VS2
2
=
energía cinética
A
Vs
CD
=
=
=
área transversal al escurrimiento
velocidad de sedimentación
coeficiente de arrastre
Después de un corto periodo, la aceleración pasa a ser nula y el valor de la
fuerza de fricción (FR) iguala a la de impulsión (Fi), momento en el cual la partícula adquiere una velocidad constante, conocida como velocidad de asentamiento
o sedimentación. En ese momento se cumple que (3) y (4) son iguales; por lo
tanto:
g . V (ρS - ρ) = C D . A .
VS2
ρ
2
(5)
Despejando el valor de VS se obtiene:
V
S
=
2 g
C
.
(ρ
- ρ)
S
.
ρ
D
V
A
(6)
Para el caso particular de partículas esféricas:
A =
π d
4
2
V =
y
π d
6
3
Siendo d = diámetro de la partícula:
3
π
2
V
6 d
d
=
=
2
π
3
A
d
4
V =
S
4
g
.
3
C
D
.
(ρ - ρ)
S
ρ
(7)
. d
Sedimentación
7
En la cual:
VS
d
g
ρs
ρ
=
=
=
=
=
velocidad de sedimentación
diámetro de la partícula
aceleración de la gravedad
densidad de la partícula
densidad del fluido
El coeficiente de arrastre de Newton es una función del Número de Reynolds
y de la forma de las partículas:
C D = a . Re
Siendo: Re =
a
Re
υ
=
=
=
-n
(8)
VS . d
(9)
υ
constante específica
número de Reynolds
viscosidad cinemática (Stokes)
Si d < 0,085 mm, Re < 1, entonces prevalece flujo laminar, siendo:
CD =
24
Re
y
ρS
ρ
= SS
al reemplazar en la ecuación (7), se origina la ecuación de Stokes:
VS =
g
d2
(S S - 1)
18
υ
(10)
Cuando d > 1,0 mm, Re > 1.000, presenta flujo turbulento, para lo cual:
CD
=
0,4
Reemplazando los valores anteriores en la ecuación (7), se obtiene una
velocidad terminal de:
VS =
(3,3 . g (S S - 1) d
conocida como la ecuación de Newton.
(11)
8
Manual I: Teoría
Para los casos de diámetro de partículas comprendidas entre 0,85 y 1,0 mm
y especialmente números de Reynolds de 1 a 1.000, se presenta flujo de transición
para el cual los valores de CD son variables y su determinación puede realizarse a
través de cualquiera de las ecuaciones indicadas en el cuadro 7-1.
Cuadro 7-1. Valores de coeficiente de arrastre (2)
Autor
Expresión
Rich
C =
Hatch
C
D
Allen
C
D
D
18,5
0,60
Re
=
14
Re 0,50
=
12,65
0,50
Re
=
24
+
Re
3
+ 0,34
Re
Fair–Geyer–Okun
C
Schiller–Newman
C =
12
(1 + 0,14 Re 0,687 )
Re
Goldstein
C =
12
3
19
71
+
Re Re 2 +
Re 3
Re
16
1.280
20.480
D
D
D
Si se desconoce cómo se comporta la sedimentación de una determinada
partícula (zona laminar, turbulenta o en transición), el cálculo de la velocidad de
sedimentación debe hacerse por tanteos.
Fair, Geyer y Okun (3) determinan la velocidad de sedimentación utilizando los ábacos de las figuras 7-2 y 7-3, que tienen la ventaja de que permiten
visualizar directamente y en forma simultánea distintas soluciones. Este método,
que permite el cálculo directo, se aplica resolviendo las siguientes ecuaciones:
Término del diámetro (X1):
g (S - 1)
ν
S
2
1
3
d = K d = X
1
(12)
1
Sedimentación
9
Término de velocidad (X2):
VS
g
( Ss - 1 ) v
1
=
3
VS
K2
= X
2
(13)
Se puede, entonces, representar K1 y K2 en función de la densidad relativa
SS y la temperatura, tal como se muestra en el gráfico de la figura 7-2. También se
puede representar X2 en función de X1, tal como se muestra en el gráfico de la
figura 7-3.
El cálculo se realiza de la siguiente manera:
Conociendo las características de las partículas y del agua, se obtiene K1 y
K2 de la figura 7-2. Conociendo, por otra parte, X1 = K1d, se entra al gráfico de la
figura 7-3 y se obtiene X2, con lo cual se calcula Vs = K2 X1.
Ejemplo: Se quiere conocer la velocidad de sedimentación de una partícula esférica discreta cuyo peso específico es de 1,01 y cuyo diámetro es de 0,01
para una temperatura de 10 °C. Del gráfico de la figura 7-2 obtenemos: K1 = 38,5;
K2 = 0,505.
Por lo tanto, X1 = K1d = 38,5 x 0,01 = 0,385
Con este valor de 0,385 entramos al gráfico de la figura 7-3 y encontramos
que X2 = 0,0075 Vs = X2 K2 = 0,0075 x 0,505 = 0,0037 cm/s.
1.4.2 Sedimentación interferida
Cuando una partícula discreta sedimenta a través de un líquido en caída
libre, el líquido desplazado por la partícula se mueve hacia arriba a través de un
área suficientemente grande sin afectar el movimiento. En la sedimentación interferida, las partículas se encuentran colocadas a distancias tan reducidas que el
líquido desplazado se confina como dentro de un tubo y la velocidad aumenta
conforme se interfiere en los campos situados alrededor de las partículas individuales.
El flujo no sigue líneas paralelas, sino trayectorias irregulares, a causa de
la interferencia de las partículas en suspensión, lo que produce un fenómeno similar al que se genera en el retrolavado de un filtro.
10
Manual I: Teoría
Para estas condiciones, la velocidad de sedimentación será:
(ρ
g
k
VI =
S
- ρ
)
µ
p2
(1 - p)
ψd
2
6
(14)
Reemplazando las constantes, se obtiene:
VI = 5,45
(ρ
S
- ρ
µ
)
p2
2
2
(1 - p ) ψ d
(15)
Siendo:
VI
µ
ρ
ψ
=
=
=
=
velocidad de sedimentación, cm/s
viscosidad dinámica, Poises
porosidad
factor de forma
En una forma aproximada, se puede obtener esta velocidad por medio de la
siguiente ecuación:
VI =
Vs
p
(16)
Sedimentación
1
3
v
K2 =
s
v
x =
g (s3 1)y
g (S
K1 =
s
11
1)
2
1
3
s
k2
x1 = K1 d
y2
Figura 7-2. Velocidad de asentamiento y flotación de esferas discretas
en un fluido estático Vs = K2X2 (2)
2
V
Valores de X2 = K s para curva derecha
V
Valores de X1 = Ks para curva izquierda
2
Valores de X1 = K 1d
Valores de X1 = K1d
Figura 7-3. Velocidad de asentamiento y flotación de esferas discretas
en un fluido estático Vs = K2X2 (1)
12
Manual I: Teoría
1.4.3 Sedimentación de partículas floculentas
Las partículas que se remueven en una planta de tratamiento de agua son
sólidos inorgánicos y orgánicos. Los factores primordiales que influyen en la velocidad de sedimentación son su tamaño, forma y densidad.
La materia en suspensión que origina la turbiedad consiste principalmente
en sílice finamente dividida, arcilla y limo. La densidad original de las partículas es
cercana a 2,60. El color, en cambio, es producido principalmente por ácidos orgánicos (fúlvicos, húmicos, etc.) de origen vegetal con densidades variables de 1 a
1,5 dependiendo de su concentración. Las partículas se presentan principalmente
en estado coloidal y es necesario añadirles coagulantes químicos y someterlas a
procesos de coagulación y floculación para incrementar su tamaño o densidad
antes del proceso de sedimentación.
Las partículas en suspensión de aguas tratadas con coagulantes, consisten
en flóculos formados por óxidos metálicos (Al2O3 o Fe2O3), agua en 85 a 95% y
turbiedad y/o color con densidades variables entre 1,002 cuando predomina el
color y 1,03 cuando predomina la turbiedad. En procesos de ablandamiento los
flóculos tienen densidades cercanas a 1,20.
El diámetro de los flóculos es variable desde menos de 0,001 mm hasta más
de 5 mm, dependiendo de las condiciones de mezcla y floculación (gradientes de
velocidad y tiempo de retención). Willcomb clasifica los flóculos por su tamaño,
tal como se indica en la figura 7-4.
A
B
0,3 - 0,5 mm
C
0,5 - 0,75 mm
E
0,75 - 1,0 mm
F
1,5 - 2,25 mm
D
1,0 - 1,5 mm
G
2,25 - 3,0 mm
3,0 - 4,5 mm
Figura 7-4. Índices de Willcomb para determinar el tamaño del flóculo (1)
Sedimentación
13
La velocidad de sedimentación de suspensiones floculentas depende de las
características de las suspensiones, así como de las características hidráulicas de
los sedimentadores y de la presentación de procesos concomitantes: floculación
por diferencia de velocidades de sedimentación de los flóculos, influencia de turbulencia y variación de gradientes de velocidad, factores que imposibilitan la preparación de un modelo matemático general. Por este motivo se recurre a ensayos
en laboratorio o plantas piloto con el propósito de predecir las eficiencias teóricas
remocionales en función de cargas superficiales o velocidades de sedimentación
preseleccionadas. En ellos se deben tomar las siguientes precauciones:
Que la muestra de la suspensión sea representativa y que se mantenga a
igual temperatura.
Sedimentación de partículas floculentas con caída libre. Si en una suspensión tenemos una concentración (1-C) de partículas que tienen una velocidad
de sedimentación VS, la proporción adicional de partículas removidas que tiene
una velocidad de sedimentación VS será:
R=
1
V
S
∫
C
0
0
V . dc
La remoción total RT será:
(17)
R T = (1 - C) +
1
V
S
∫
C0
0
V . dc
(18)
El segundo término de la ecuación (18) se determina experimentalmente
mediante columnas de sedimentación o el equipo modificado de prueba de jarras
indicado en la figura 7-5.
Se determinan las concentraciones del material en suspensión (C) cada
cierto tiempo (t) y para una profundidad específica (h). Conociendo la concentración inicial (C0) y la velocidad de sedimentación Vs = h/t, es posible obtener la
eficiencia remocional.
14
Manual I: Teoría
Tubo de vidrio de 4 mm
Niple metálico para que abra
o regule el tubo de vidrio
Soporte metálico
(tres brazos)
Manguera elástica de goma
C
Varilla de vidrio que se
introduce en la manguera
para cerrar el flujo
Perilla de goma
que se introduce
en la manguera
para cargar el
sifón
B
Flotante de corcho
o plástico
3 cm
E
A
D
a) Equipos de jarras
Sifón
1
Llave
2
Porción para ensayo
de concentración
h2
h5
Baño María de temperatura
constante
3
Muestra de suspensión
4
Lodos
5
b) Columnas de sedimentación
Figura7-5. Equipo de laboratorio para ensayos de sedimentación (1)
Sedimentación
En la figura anterior, es importante observar lo siguiente:
1-Co
To
C = Fracción remanente
TT
de turbiedad
Al graficar estos parámetros,
se establece la curva teórica de velocidad de sedimentación versus eficiencia (figura 7-6).
15
Vs
}.dc
La curva no pasa por el oriCo
gen. Esto implica que siempre se tendrá una fracción Cf de partículas que
Cf
no serán removidas por el sedimenVs
α
tador aun cuando se apliquen velocidades muy bajas de sedimentación.
Figura 7-6. Curva de variación de
Esto implica, en la práctica, la neceeficiencia en función de la velocidad
sidad de contar con una unidad posde sedimentación (1)
terior al sedimentador que sea capaz
de remover estas partículas. En una
planta de tratamiento de agua esta unidad es el filtro.
Otra característica de esta curva es la tendencia asintótica cuando esta se
aproxima al eje de las ordenadas. Esta tendencia permite definir una velocidad de
sedimentación mínima para aplicaciones prácticas de diseño. No tendrá ningún
sentido práctico seleccionar velocidades de sedimentación menores a este valor
mínimo, ya que se incrementaría el área de la unidad y no se conseguiría mayor
eficiencia de remoción.
Entonces, si se tiene en cuenta que no todos los sólidos serán removidos en
esta unidad, la curva no pasa por el origen y el primer término de la ecuación 18 es
igual a:
(1 - C) = [1 - (Co - Cf)]
El segundo término, a su vez, es igual al área sombreada de la figura 6.
1
VS
∫
C0
0
a +V
V . dc
=
S
2 VS
(C
0
- Cf
)
16
Manual I: Teoría
Por lo tanto, la remoción total será:
RT =
[1 - (C
0
- Cf
)]
a +V
+
S
2 VS
(C
0
- Cf
)
(19)
Conocido el porcentaje de remoción total alcanzado para cierta velocidad
de sedimentación, es posible encontrar una velocidad de sedimentación que permita conseguir una remoción total para lograr una determinada calidad de agua
efluente del decantador.
Sedimentación de partículas floculentas con caída interferida. En bajas concentraciones de partículas, estas sedimentan o decantan libremente; en
cambio, con alta concentración de partículas floculentas (superiores a 500 mg/L),
las partículas se encuentran a distancias tan reducidas que se adhieren entre sí y
sedimentan masivamente. Así, se crea una clara superficie de separación entre
los flóculos y el líquido que sobrenada y esto da origen al fenómeno de sedimentación conocido con los nombres de decantación interferida o zonal.
Klinch establece las hipótesis fundamentales para la decantación interferida, en la cual la velocidad de caída de una partícula depende principalmente de la
concentración de las partíA
culas.
Zona clasificada
Decantación por
partícula discreta
Al llenar una columna
de sedimentación de altura
y diámetro adecuados con
C
una suspensión floculenta
Zona de transición
o desaceleración
de elevada concentración,
D
Compresión
E
se tiene inicialmente una
concentración uniforme en
Tiempo
toda la altura de la columna (ho). En diferentes tiemFigura 7-7. Decantación por caída interferida (1)
pos se mide la altura de la
capa superior de los lodos
y se obtiene una curva tal como la que aparece en la figura 7-7, que tiene los
siguientes rasgos:
B
Altura
Decantación
frenada
C,V = C
Zona A-B. La superficie de separación es muy definida. Esta es una fase
de coalescencia de los flóculos seguida de una zona muy pequeña de decantación
libre (en la mayoría de casos, esta primera zona no se produce).
Sedimentación
17
Zona B-C. Tiene una pendiente rectilínea. Corresponde a una velocidad de
caída constante definida únicamente por el tipo de floculación y la concentración
de las partículas. Al
incrementarse la conh
centración inicial de las
partículas disminuye la
B
velocidad. A esta zona
se la denomina decantación frenada.
b
Zona C-D. En
esta zona se produce la
disminución progresiva
de la velocidad de caída. Se denomina zona
de desaceleración o
transición.
hi
hd
C
M
c
hj
D
h
d
O
t1
t2
t3
t4
t
Tiempo
Zona D-E. En
Figura 7-8. Análisis de la curva de
esta zona los flóculos se
decantación interferida (1)
tocan y ejercen presión
sobre las capas inferiores, puesto que están soportados por estas. Se le llama
zona de compresión.
Si consideramos, por simplicidad, que al decantarse una suspensión concentrada no se produce la primera zona, se obtienen las alturas de separación de
interfase como se indica en la figura 7-8.
En el triángulo BOC, la concentración y la velocidad de caída son constantes e iguales, respectivamente, a los valores iniciales en B.
En el triángulo COD, las curvas de equiconcentración son rectas que pasan
por el origen, lo que significa que, desde los primeros momentos de la sedimentación, las capas más próximas al fondo se tocan y pasan por todas las concentraciones comprendidas entre la concentración inicial y la concentración al punto D,
principio de la compresión.
Para calcular la concentración en un punto M de la parte CD, se traza la
tangente en M, que corta al eje de ordenadas en hi.
18
Manual I: Teoría
La altura hi permite calcular la concentración Ci, correspondiente al punto M:
h
C = C
i
0
0
hi
(20)
A la cual corresponde una velocidad de caída V1 = dh/dt (pendiente de Mhi).
La concentración media del fango en toda la altura h será:
C = C0
1.5
h0
h
(21)
Factores que influyen en el proceso
Los siguientes factores influyen en el proceso de sedimentación o decanta-
ción:
1.5.1 Calidad de agua
Las variaciones de concentración de materias en suspensión modifican, en
primer lugar, la forma de sedimentación de las partículas (con caída libre o interferida), así como las propiedades de las partículas modifican la forma de depósito
(sedimentación para partículas discretas y decantación para partículas floculentas).
Adicionalmente, variaciones de concentración de partículas o de temperatura producen variaciones de densidad del agua y originan corrientes cinéticas o
térmicas que, a su vez, generan cortocircuitos hidráulicos en las unidades.
Al entrar agua más fría al sedimentador, la masa de agua se desplaza por el
fondo de este y produce el tipo de corriente indicada en la figura 7-9(a).
En cambio, con agua más caliente, se produce el fenómeno inverso, que
aparece indicado en la figura 7-9(b).
En el caso de variar la concentración, se producen corrientes de densidad
por diferencias en las distintas masas de agua, que suelen crear fuerzas más
importantes que las térmicas. En la figura 7-10 se indican las densidades del flóculo
producido con distintas concentraciones de suspensión de caolín. Haciendo la misma
consideración anterior, un volumen de agua de 100.000 m3 con 20 mg/L de caolín
pesaría 100.560 t y con 80 mg/L, 102.250 t, lo que da una diferencia de 960 t ó
6,9 kg/m3.
Sedimentación
19
Afortunadamente, la
mayor concentración de partículas suele estar en el fondo, pero cualquier perturbación en el flujo, ya sea por
temperatura, obstrucciones,
alta velocidad de las paletas
del floculador, etcétera, puede alterar el equilibrio y producir un flujo sinuoso o envolvente sobre sí mismo,
muy diferente del teórico
calculado, que es el que con
frecuencia aparece en los
sedimentadores horizontales,
incluso en los bien diseñados
(véase la figura 7-10).
a) Corrientes térmicas debidas a agua fría
b) Corrientes térmicas debidas a agua caliente
Figura 7-9. Corrientes térmicas (1)
1.5.2 Condiciones hidráulicas
Los criterios y parámetros hidráulicos de diseño tienen gran influencia en la
eficiencia de los sedimentadores o decantadores. A continuación se detallan los
principales:
a)
En la zona de sedimentación
En esta zona se debe
tener un número de Reynolds
lo más bajo posible y el número de Froude más elevado para tender a un flujo laminar y estabilizar el flujo.
En esta zona las líneas de
flujo no deben encontrarse
con ningún tipo de obstrucciones que alteren su trayectoria.
Caolín
mg/L
80 mg/L
40 mg/L
0
20
40
60
80
P
1,0027
1,0056
1,0100
1,0162
1,0225
30 mg/L
20 mg/L
Figura 7-10. Corrientes de densidad (1)
20
Manual I: Teoría
Adicionalmente, la presencia de flujo de pistón mejora el proceso y el flujo
mezclado no lo favorece.
b)
En la zona de entrada
La zona de entrada en un sedimentador es un conjunto de estructuras que
debe permitir una distribución uniforme del flujo de agua hacia la zona de sedimentación. En una unidad de sedimentación convencional de flujo horizontal,
esta distribución uniforme debe darse a todo lo ancho de la unidad y en profundidad.
Las alteraciones del flujo en la zona de entrada deben evitarse y su presencia puede deberse a una velocidad excesiva del flujo en la entrada del sedimentador,
o a que los orificios de ingreso sean muy grandes y el movimiento de las paletas
del floculador sea tal que comunica demasiada energía al flujo. Al no haber disipación de esta energía en el tabique divisorio (caso de unidades convencionales
de flujo horizontal), las masas de agua entran con diferente gradiente de velocidad, creando turbulencias que pueden extenderse dentro de la zona de sedimentación.
Similarmente, puede mencionarse como causa de corrientes cinéticas la
distribución desigual del flujo en la entrada del sedimentador (orificios de distintos diámetros o algunos parcialmente obstruidos), la existencia de tabiques que
dejan pasar el agua solamente por el fondo, vertederos, etcétera, lo que produce
corrientes como las indicadas en la figura 7-11 y que adicionalmente modifican
el tiempo de retención.
c)
En la zona de salida
Esta zona se caracteriza por permitir una recolección uniforme de agua
sedimentada a una velocidad tal que evite arrastrar flóculos en el efluente. Canaletas
de pequeña longitud, mal ubicadas, mal niveladas o impropiamente diseñadas producen cortocircuitos hidráulicos y zonas muertas que pueden inutilizar grandes
áreas de los sedimentadores.
En la figura 7-12 se esquematizan las modificaciones normales de las líneas
de flujo debido a las estructuras de la zona de salida.
21
Entrada de agua
Flujo
remanente
Vertedero de salida
Sedimentación
Dirección
actual
Dirección
original
a) Planta - Cortocircuito
b) Corte longitudinal - Cortocircuito y espacios muertos
V
V
Vo
H
Vo
L
Red de líneas de flujo
V
vo
V
B
A
L
L
Figura 7-12. Efecto de la zona de salida en las líneas de flujo (1)
Salida
Entrada
Figura 7-11. Corrientes cinéticas (1)
22
Manual I: Teoría
1.5.3 Factores externos
Paradójicamente, los factores externos al proceso de sedimentación —acondicionamiento previo (procesos previos a la sedimentación), prácticas operacionales y factores ambientales— son los que tienen más influencia en la eficiencia de un sedimentador o decantador.
Buena o inadecuada coagulación y floculación ocasionan, respectivamente, altas o bajas eficiencias en los decantadores. Idéntico comentario cabe realizar
acerca de la operación y el estado de la unidad, así como sobre los programas de
mantenimiento existentes. A la vez, el viento, al soplar sobre la superficie de los
sedimentadores, puede producir corrientes de suficiente intensidad como para inducir cambios en la dirección del flujo y alterar el precario equilibrio de las masas
de agua.
1,0
En unidades
grandes el viento
puede crear oleajes
de cierta magnitud,
lo que interfiere el
proceso o desequilibra la distribución
del flujo en las
canaletas de salida.
Carga superficial m 3/m2/d
0,9
Eficiencia
30
35
40
45
0,8
0,7
-8
-4
-2 2
4
6
8
Velocidad del viento m/seg
Figura 7-13. Influencia del viento en la eficiencia
de los sedimentadores (1)
2.
En la figura
7-13 se indica la influencia de la velocidad del viento en
la eficiencia de un
sedimentador.
CLASIFICACIÓN DE UNIDADES
La sedimentación o la decantación se realizan en reactores denominados
sedimentadores o decantadores, de acuerdo con el tipo de partícula que se remueva en cada unidad. La clasificación más recomendable es la siguiente:
Sedimentación
•
•
•
23
Sedimentadores o decantadores estáticos
Decantadores dinámicos
Decantadores laminares.
A continuación se analizarán las diversas unidades.
2.1
Sedimentadores y decantadores estáticos
2.1.1 Criterios generales
En este tipo de unidades puede producirse sedimentación o decantación,
normalmente con caída libre, en régimen laminar turbulento o de transición.
En estas unidades la masa líquida se traslada de un punto a otro con movimiento uniforme y velocidad VH constante. Cualquier partícula que se encuentre
en suspensión en el líquido
L
en movimiento, se moverá
según la resultante de dos
a
d
vh
velocidades componentes:
v
e
V
la velocidad horizontal del
Velocidades
vs
H
b
líquido (VH) y su propia
velocidad de sedimentac
f
ción (VS). Véase la figura
7-14.
a
d
V
b
h vs
v =H
h
e
V
v=0
vs
c
H
Corte longitudinal
de un
sedimentador
f
L
Planta de un
B sedimentador
Figura 7-14. Trayectoria ideal de partículas
discretas (1)
En un sedimentador
ideal de forma rectangular
y con flujo horizontal, la resultante será una línea recta. Asimismo, otras partículas discretas se moverán
en lugares geométricos
paralelos. Estableciendo
semejanzas entre los triángulos formados por las velocidades y las dimensiones del decantador, donde
(L) es la longitud y (H) la
altura, se obtiene:
24
Manual I: Teoría
VH
VS
=
(22)
L
H
Como la partícula tiene movimiento uniforme:
VS =
H
T0
(23)
Si T0 es el tiempo de retención:
T0 =
V
Q
(24)
Donde V = volumen de la unidad
Se obtendrá:
VS =
H
=
V
Q
Q
V
H
(25)
V
Pero como H = A S , por lo tanto:
VS =
Q
AS
(26)
Este criterio sirve exclusivamente para explicar la teoría básica de la clarificación y es útil para diseñar ciertos tipos de sedimentadores y desarenadores.
2.1.2 Componentes de una unidad
Una unidad de sedimentación consta de las siguientes zonas, con diferentes
funciones específicas:
•
•
•
•
Zona de entrada y distribución de agua
Zona de sedimentación propiamente dicha
Zona de salida o recolección de agua
Zona de depósito de lodos.
Sedimentación
25
En la figura 7-15 se esquematizan las diferentes zonas de un sedimentador
o decantador.
D
Zona de salida
Zona de sedimentación
S
Planta
Zona de sedimentación
Zona de
salida
El desarenado se refiere normalmente a la remoción de las partículas superiores a 0,2 milímetros. Una
granulometría inferior corresponde a los procesos de
presedimentación o sedimentación.
E
Z. de entrada
Desarenadores. Los
desarenadores tienen por
objeto remover del agua cruda la arena y las partículas
minerales más o menos finas,
con el fin de evitar que se
produzcan sedimentos en los
canales y conducciones, para
proteger las bombas y otros
aparatos contra la abrasión y
para evitar sobrecargas en
las fases de tratamiento siguiente y la interferencia en
los procesos de coagulaciónfloculación.
Zona de entrada
2.1.3 Tipos de unidades
Zona de
lodos
Corte longitudinal
Figura 7-15. Zonificación de un sedimentador (1)
El estudio teórico del desarenado está relacionado con el de los fenómenos
de sedimentación en caída libre.
Al estudiar la ubicación de una captación, debe evitarse al máximo el arrastre de arena, diseñando este tipo de unidades cuando la calidad de agua así lo
exige.
En el caso particular de que se incluya en la instalación un presedimentador,
se podrán eliminar en el desarenador solamente partículas de dimensiones supe-
26
Manual I: Teoría
Rebose
Desagüe
Desarenador
N.° 1
Entrada
Salida
Desarenador
N.° 2
Planta
Canal de
salida
Canal de
entrada
Deflector
Vertedero
de salida
Cortes rectangulares
Figura 7-16. Desarenador rectangular (1)
riores a 0,3 milímetros
de diámetro. Si la instalación incluye tamizado
o microcernido (con
mallas de 1 a 2 milímetros, por ejemplo), deberá efectuarse un desarenado previo para evitar
problemas en los tamices.
Generalmente,
los desarenadores tienen forma rectangular,
como se muestra en la
figura 7-16.
Unidades de
flujo horizontal.Estos
sedimentadores se clasifican, de acuerdo con
la forma de su planta, en
rectangulares, circulares y cuadrados.
Los decantadores o sedimentadores rectangulares tienen la forma y características detalladas en la figura 7-17, con la ventaja de que permiten una implantación más compacta, aunque su costo es más elevado. Normalmente, tienen una
relación longitud/ancho comprendida entre 3 y 6 y una profundidad de 2,50 a 4,00
metros.
Los sedimentadores o decantadores de forma circular o cuadrada (figura
7-18) disponen normalmente de una zona de entrada ubicada en el centro de la
unidad. Están provistos generalmente de una pantalla deflectora que desvía el
agua hacia el fondo de la unidad. El flujo en la zona de sedimentación es horizontal. Están provistos de canaletas (periféricas y/o radiales) para la recolección de
agua sedimentada. El fondo es inclinado hacia el centro de la unidad, donde se
ubica un sumidero para la recolección de lodos. La profundidad normal de estas
unidades está comprendida entre 2,00 y 3,50 metros.
Sedimentación
27
En los diferentes tipos de unidades de flujo horizontal, la remoción de los
lodos o sedimentos puede hacerse en forma intermitente o continua.
Se usa el sistema de remoción intermitente de lodos en pequeñas instalaciones o cuando se trata un agua relativamente clara. Es necesario vaciar el tanque
cada cierto tiempo y extraer los lodos manualmente, con la ayuda de mangueras
de agua a presión. Usualmente, los sedimentos se compactan y transforman en
una masa pastosa que resbala muy difícilmente; se requieren pendientes de 45º a
60º en el fondo de los tanques. El tamaño de la zona de lodos dependerá del
periodo de funcionamiento del sedimentador y de la cantidad de lodos producidos.
Para la remoción continua de lodos, se utilizan sistemas mecánicos denominados barrelodos. En la figura 7-17 se detallan los tipos más usuales de sistemas de barrido de lodos de sedimentadores rectangulares: cadenas con paletas
(con y sin desnatador) y puente con sistema de palas o de succión. En la figura
7-18 se indican los sistemas de barrido de lodos utilizados en sedimentadores o
decantadores circulares o cuadrados.
28
Manual I: Teoría
Ancho del
tanque
Zona de lodos
B
Vertederos de
salida
Zona de
entrada
Entrada
de agua
Salida de
agua
Vertederos de
salida
A
A
B
Planta
Longitud del tanque
Profundidad
del tanque
Nivel del agua
Recolección
de lodos
Corte longitudinal
a) Sedimentadores horizontales de forma rectangular
Canal de agua
sedimentada
Motor
Motor
Sedimentador
Ruedas
Concentrador
de lodos
Extracción
de lodos
Sección
Cadena
Cadena barrelodos sin desnatador
Tracción
Puente
Canal de agua
sedimentada
Puente
Sedimentador
Zapatas
Concentrador
de lodos
Extracción
de lodos
Zapatas
Sección
Puente barrelodos
B
A = Llegada de agua
B = Salida de agua
Decantador rectangular de rasquetas
b) Sistemas de remoción de lodos en sedimentadores rectangulares
Figura 7-17. Sedimentadores o decantadores estáticos rectangulares (1)
Sedimentación
29
Tipo A
Tipo B
Cortes típicos
Salida de
agua
Entrada de
agua
Descarga
Planta
Figura 7-18. Sedimentadores o decantadores estáticos circulares (1)
30
Manual I: Teoría
Unidades de flujo vertical. Estas unidades tienen forma cilíndrica (figura
7-19). La entrada del agua cruda se realiza por el centro de la unidad en forma
descendente. En la parte inferior está ubicada la zona de lodos, que tiene forma
cónica con pendiente de 45º a 60º, según la naturaleza del agua y el tratamiento
aplicado. La recolección del agua sedimentada se realiza en la parte periférica
superior de la unidad.
Agua
decantada
Agua
Zona de
sedimentación
Zona de
depósito de
lodos
Vaciado
Figura 7-19. Sedimentador estático de flujo vertical (1)
Unidades de flujo helicoidal. Para tratar aguas con alto contenido de
materiales en suspensión o flóculos con alta velocidad de sedimentación, se recurre al uso de sedimentadores de flujo helicoidal.
Estas unidades tienen forma circular (figura 7-20). El flujo tangencial se
logra mediante la combinación de una tubería y canales periféricos con orificios
de entrada de agua. Los orificios son dimensionales y se disponen espaciados
para permitir una distribución uniforme del agua en el sedimentador. El canal
recolector de agua sedimentada está ubicado en el centro del sedimentador o en
la periferia. Generalmente, una pantalla vertical contribuye a lograr una mejor
distribución y a evitar cortocircuitos.
Es muy importante tener en cuenta que se trata de unidades poco conocidas y, por ende, existe una carencia de datos operacionales fidedignos.
Sedimentación
31
Canal distribuidor
Entrada de agua
Canal de
recolección de agua
sedimentada
Salida de agua
a) Planta típica
Entrada de
agua
Salida
de agua
b) Corte típico
Entrada de
agua
Salida
de agua
c) Corte típico
Figura 7-20. Sedimentador estático de flujo helicoidal (1)
2.2
Decantadores dinámicos
2.2.1 Criterios generales
La teoría de la decantación interferida se aplica a este tipo de unidades. Se
requiere una alta concentración de partículas para incrementar las posibilidades
de contacto en un manto de lodos que tiene una concentración de partículas de 10
a 20% en volumen.
En el proceso, el flóculo no conserva su peso específico, su tamaño ni su
forma constante. Las partículas pequeñas que entran por el fondo son arrastradas
32
Manual I: Teoría
por el flujo. Al chocar estas con otras, incrementan su tamaño de acuerdo con la
ecuación de Von Smoluchowski. Se entiende que en la zona del manto de lodos se
promueve la floculación y en la parte superior a ella ocurre la decantación.
La eficiencia de los decantadores de manto de lodos depende del tipo y la
dosis de coagulante, del uso de polímeros, de la calidad del agua cruda, del tamaño
de las unidades (la eficiencia es inversamente proporcional al tamaño), de la profundidad y concentración del manto de lodos y, principalmente, de la carga superficial.
2.2.2 Componentes de una unidad
Una unidad de manto de lodos consta básicamente de los siguientes componentes (figura 7-21):
1)
2)
3)
4)
5)
Sistema de entrada
de agua
Zona de formación
del manto de lodos
Zona de clarificación
Sistema de recolección de agua clarificada
Zona de concentración de lodos.
Recolección de
agua clarificada
Entrada
Zona de
clarificación
1
Zona del manto
de lodos
Salida del
concentrador
de lodos
Figura 7-21. Componentes de un decantador
de manto de lodos (1)
2.2.3 Tipos de unidades dinámicas
Los decantadores de manto de lodos se pueden clasificar de acuerdo con
las condiciones y características de la zona de formación de lodos, que se resumen en el cuadro 7.2:
Sedimentación
33
Cuadro 7-2. Características de decantadores de manto de lodos (1)
Tipo de
suspensión
Mezcla de lodos
Control de la
altura del manto
de lodos
Hidráulica
Sin recirculación
Con vertedero
Sin vertedero
Constante
Pulsante
Sin recirculación
Con vertedero
Con recirculación
Sin vertedero
Constante con
separación dinámica
Constante con agitación
Mecánica
Canaleta de recolección
de agua sedimentada
Entrada de
agua cruda
Purga de
lodos
Canal de agua
sedimentada
Manto de lodos
Cono difusor
Clarificador con fondo cónico
D
D
C
Tipo de flujo
A continuación se describen algunos de los tipos principales de unidades.
Unidades de manto de
lodos con suspensión hidráulica. Estas unidades fueron las primeras que se construyeron. Consisten esencialmente en un tanque de fondo
cónico o tronco piramidal, en
cuya parte inferior se inyecta
el agua cruda que asciende disminuyendo la velocidad a medida que el área aumenta y
manteniendo así un manto de
lodos hidráulicamente suspendido. Figura 7-22.
C
A
A
S
B
Sedimentador de Bacchus Marsh
Figura 7-22. Decantadores de manto de lodos
con suspensión hidráulica (1)
Los lodos se extraen periódicamente por un tubo que
baja hasta el fondo. Esta extracción puede ser hecha en
forma manual o automática.
La entrada del agua puede hacerse inyectando el flujo
34
Manual I: Teoría
directamente en el fondo para que se produzca turbulencia al chocar contra las
paredes del fondo.
Para obtener un buen rendimiento, debe prestarse especial atención a la
forma de entrada del agua. Excesiva turbulencia puede producir perturbaciones
que afectan todo el manto de lodos.
La ventaja de estas unidades es que no son patentadas; no tienen, por lo
general, ninguna pieza movible dentro del tanque ni requieren energía eléctrica
para su funcionamiento.
Algunos proyectistas prefieren utilizar vertederos en la parte superior para
el control de la altura del manto de lodos, de modo que se viertan en un
concentrador lateral.
Unidades de manto de lodos con suspensión mecánica. Las unidades
que usan sistemas mecánicos para mantener el manto de lodos en suspensión
pueden ser, en general, de tres clases:
a)
b)
c)
•
De agitación
De separación
Pulsante o de vacío.
Unidades de manto de lodos con agitación simple
Las unidades de agitación simple consisten en tanques por lo general circulares, en los cuales al agua es inyectada por abajo, de tal forma que se distribuya en el fondo.
Un agitador mecánico que gira lentamente en el fondo, movido por un motor o por agua a presión, mantiene las partículas en suspensión y recolecta los
lodos en un concentrador, de donde son removidos periódicamente (figura 7-23).
El agua tiene que ascender hasta las canaletas periféricas superiores y se filtra a
través del manto de lodos. En estas unidades no existe recirculación de lodos.
•
Unidades de manto de lodos con separación dinámica
Las unidades que emplean separación dinámica utilizan una turbina que
gira a alta velocidad, colocada en el centro del tanque, la cual impulsa el flujo
Sedimentación
35
Indicador de
rotación
Orificios
Efluente
Orificios
Colector periférico
Orificios
Flotador
Concentrador
Entrada de agua cruda
por los coagulantes
Purga de lodos
Línea de presión
Bomba para recircular el agua
sedimentada y mantener en
rotación el agitador
Figura 7-23. Unidad de manto de lodos con agitación simple (1)
hacia abajo a través del orificio periférico, de forma tal que las partículas que
descienden empujadas por la energía mecánica de la turbina choquen con las que
ascienden con el flujo del tanque.
Motor
Coagulante
Efluente
Agua
clarificada
Coagulante
Zona de mezcla
secundaria
Manto de
lodos
Agua
clarificada
Recirculación
Concentrador
Zona de mezcla primaria
Embudo
Descarga
Dren
Figura 7-24. Unidades de separación dinámica
Accelator-Infilco, Inc. (1)
En estos tanques se pueden considerar cuatro zonas: una primera zona de
mezcla y reacción en la parte interior, donde se inyectan los coagulantes; una
segunda zona de mezcla lenta o floculación; una tercera zona donde se establece
el manto de lodos y, por último, una cuarta zona en la que se produce la decantación y el agua clarificada sube hasta las canaletas de salida.
36
Manual I: Teoría
Los lodos son recogidos en el concentrador en un sector del tanque y extraídos automáticamente cada cierto tiempo según la turbiedad del agua cruda
(figuras 7-24 a 7-26).
En el decantador de Brno (Checoslovaquia) el manto de lodos queda suspendido hidráulicamente en las secciones tronco-piramidales laterales, si bien
dicho decantador tiene un sistema de floculación separado del de sedimentación;
además, tiene una serie de vertederos sumergidos para controlar la altura del
manto. El lodo que cae es recogido en los concentradores inferiores y extraído
periódicamente.
Agua clarificada
Canaletas
Agua cruda con
coagulantes
Efluente
Vertedero sumergido
para control de mando
Manto de lodos
Tubo perforado
Concentrador
de lodos
Ranura
Mezclador
Vaciado y lavado
Figura 7-25. Unidades de separación dinámica
Decantador de Brno (Checoslovaquia) (1)
Similar solución se utiliza en el decantador con circulación de lodos Aquazur
B de Degremont, que dispone de una zona central de floculación rodeada por una
zona de decantación. Ambas zonas se comunican por arriba y por abajo. El agua
cruda llega por un canal circular situado alrededor de la columna central de mezcla.
Una turbina situada en la parte superior de la zona de floculación hace que
el agua floculada pase a la zona de decantación.
Sedimentación
Canal de distribución
de agua
37
Grupo motorreductor
de las turbinas
Salida de agua
decantada
Entrada de
agua
(*)
Llegada de agua
cruda al interior de
la campana troncocónica (por los
tubos b)
Salida de los fangos
extraídos de las fosas
de fangos
(*) Turbinas de recirculación de agua y
de los fangos de floculación
Figura 7-26. Unidades de separación dinámica
Decantador Aquazur-B (1)
Los lodos que sedimentan en esta última vuelven, por gravedad, a la zona
central. Se produce así un enriquecimiento del lodo, con el que se consigue una
floculación rápida y la formación de un precipitado denso.
Eventualmente, un agitador de fondo evita la acumulación de sedimentos
pesados, que podrían atascar el aparato.
Por medio de una o varias tolvas, puede extraerse el exceso de lodos en la
forma más concentrada posible.
•
Unidad de manto de lodos pulsante o de vacío
Este tipo de unidades consiste esencialmente en un tanque cuadrado o circular, en cuyo centro se coloca una campana o cápsula de vacío, en la cual periódicamente se disminuye la presión interna con una bomba especial, de modo que
el agua ascienda por la campana hasta un cierto nivel y luego se descargue en el
tanque y se produzca la expansión de los lodos y se bote el exceso de estos a los
concentradores. Esta periódica expansión y contracción del manto se usa para
homogeneizarlo. Se evitan las grietas o canales que permiten el paso directo de la
turbiedad y la sedimentación de las partículas más pesadas en el fondo de la
unidad.
38
Manual I: Teoría
El sistema requiere,
por lo tanto, dos tiempos (figura 7-27). En el primero,
la válvula de aire V se encuentra cerrada. El flujo asciende por la campana A,
mientras que el agua en el
decantador D permanece
en reposo, de manera que
puede decantar.
En el segundo tiempo, al alcanzar el agua el
nivel S en la campana, la válvula de aire V se abre y el
agua de la campana penetra en el decantador D. Entonces, los lodos se elevan
con el flujo y el exceso penetra en el concentrador C.
El agua decantada se recoge en E. Cuando el flujo alcanza el nivel I en la campana A, se cierra la válvula
V. Los fangos depositados
en el concentrador se extraen automáticamente por
medio de válvulas F.
2.3
B
S
A
Campana
I
E
D
C
F
Primer tiempo
V
S
A
Campana
I
E
D
C
F
Segundo tiempo
Figura 7-27. Decantadores de manto de lodos
del tipo pulsante (1)
Decantadores laminares
2.3.1 Teoría de la sedimentación laminar
Como se analizó anteriormente, la eficiencia de los decantadores clásicos
de flujo horizontal depende, principalmente, del área. De este modo, si se introduce un piso intermedio a una altura (h) a partir de la superficie, las partículas con
una velocidad de sedimentación VSb < VSC serían removidas, como lo demuestra la
figura 7-28, cosa que antes no ocurría.
Sedimentación
Se podría admitir que
la capacidad de clarificación
del decantador aumentaría
con la duplicación del área
horizontal (figura 7-29). Hace
más de 45 años se propuso
inclusive un decantador con
varios pisos horizontales, con
un espaciamiento de 15 centímetros entre ellos y con remoción mecanizada de lodo.
39
A
h
H
B
Vsc
Vsb
A
B1
D
Figura 7-28. Efecto de introducción de
superficies intermedias de sedimentación en los
decantadores convencionales (1)
Se considera que tres
son los efectos que favorecen la remoción de las partículas en este tipo de unidades: (i) aumento del área de sedimentación, (ii) disminución de la altura de caída
de la partícula y (iii) régimen de flujo laminar.
Debido a las dificultades de mantenimiento, este tipo de unidades permaneció olvidado por mucho tiempo hasta que, a mediados de la década de 1960, se
empezó a investigar la sedimentación en tubos inclinados, donde el lodo depositado escurre hacia la parte inferior, sin interferir con las características de la instalación.
40
Manual I: Teoría
Floculación
Repartición
Sedimentación
q = vs = Q
A
A
Q
A
vs = Q
A
B
q = n.vs
Q
A
vs = Q
A
C
q = n.v s
nQ
A
Figura 7-29. Incremento de la capacidad de sedimentación al aumentar
el área superficial (1)
Sedimentación
41
2.3.2 Trayectoria de una partícula en placas paralelas
Cuando una partícula asciende con una
velocidad media V 0 ,
arrastrada por el flujo
entre dos placas paralelas que forman un ángulo θ con la horizontal, la
velocidad resultante que
determina la trayectoria
de la partícula puede
descomponerse en dos
componentes: Vx y Vy.
F
l
se
V sc
Vx
B
e
θ V sc
V
I
nθ
o
C
Vy
G
V sc
G Vy
θ
Figura 7-30. Trayectoria de una partícula
en placas paralelas inclinadas (2)
Consideremos los triángulos FBC y HIG:
e
VY
l
VX
=
(27)
De donde:
l
V
e Y
VX =
(28)
Considerando la longitud relativa:
L =
l
e
(29)
y sustituyendo en (28), se obtiene:
L VY = V X
(30)
Las velocidades componentes de VsC según los ejes X e Y son:
V Y = Vs
C
Cos θ
(31)
H
42
Manual I: Teoría
V X = V0
- Vs
Sen θ
C
(32)
Reemplazando los valores VX y VY en la ecuación (30), se obtiene:
L (Vs
C
Cos θ)
= V0
- Vs C Sen θ
(33)
Despejando (VsC), se obtiene:
V0
Vs C =
Sen θ
+
(34)
L Cos θ
Yao (4) establece:
Vs
S =
Vs
C
V
=
C
(Sen θ
+
LCos
(35)
θ)
0
SV 0
Sen θ
(36)
+ LCos θ
Cuadro 7-3. Valores de S según el tipo de módulo (2)
Tipo de módulo
S
Placas planas paralelas
Tubos circulares
Tubos cuadrados
Placas onduladas paralelas
Otras formas tubulares
1
4/3
11/8
1,30
1,33 –1,42
El parámetro S caracteriza la eficiencia del sedimentador y su valor crítico
Sc para el caso de placas planas paralelas es 1. Cualquier partícula suspendida
con S > 1 será teóricamente removida.
El valor de Vsc en las expresiones anteriores representa la velocidad de
caída de la partícula crítica, equivalente a la que habría en un sedimentador convencional de flujo horizontal teóricamente de igual eficiencia.
Sedimentación
43
Esto significa que si en un decantador convencional la carga superficial es
Vsc = Q/A, en uno de flujo inclinado, para obtener la misma eficiencia teórica, la
relación sería igual a:
Vs C =
Q
A f
0
=
Q
A
(37)
donde:
f
Ao
A
Sen θ + L Cosθ, factor de área
Área superficial perpendicular a las placas
Área superficial horizontal del decantador convencional.
=
=
=
2.3.3 Factores que influyen en el proceso
Influencia de L y θ en la eficiencia del decantador. La ecuación (35),
reescrita para la trayectoria crítica, es:
Vs
C
V0
=
(38)
Sc
Sen θ + L Cos θ
La figura 7-31 muestra la variación de (VsC/ Vo) en función de (L), con (θ = 0)
y un valor fijo de (Vo), para ductos
1,0
de sección circular y placas paralelas. Para los dos tipos de
θ = 0°
sedimentadores, el valor de (VsC) VsC ,8
Vo
disminuye rápidamente con el aumento de (L), con lo que se ob,6
tiene un aumento significativo de
la eficiencia hasta (L = 20). A
,4
partir de este valor, el valor de
Ducto de sección circular
VsC tiene poca variación.
,2
El comportamiento es similar en el decantador de placas
paralelas y se cumple también
para otros ángulos, como lo
muestra la figura 7-32.
Placas paralelas
0
0
20
40
60
80
Figura 7-31. Variación de Vsc en
función de (L) (2)
100
44
Manual I: Teoría
Para facilitar el deslizamiento del lodo depositado sobre las placas, el valor de θ que
se adopta para diseños es de
60°.
,8
VsC
Vo
,6
,4
θ = 40°
,2
0
θ = 20°
0
20
40
60
80
100
L
Figura 7-32. Eficiencia del decantador de placas
en función de la longitud relativa (2)
Capa límite
Velocidad
promedio
U
Velocidad
uniforme
Flujo
Establecimiento del régimen laminar. El desarrollo
de las ecuaciones anteriores
fue hecho para régimen laminar. Sin embargo, en la práctica existe una región de transición hasta que todo el escurrimiento se vuelva laminar, conforme lo muestra la figura
7-33. De este modo, a la longitud de sedimentación debería agregarse una longitud L’,
correspondiente a la región de
transición.
Flujo
laminar
Zona de transición
Figura 7-33. Desarrollo de la capa límite caracterizando
la zona de transición (2)
La longitud relativa L’ para la región de transición en un ducto circular
puede ser estimada mediante la expresión:
L
,
= 0,058 Re
(39)
Sedimentación
45
donde:
Re
=
Número de Reynolds
Aunque la ecuación anterior haya sido desarrollada para ductos circulares,
también es aplicada para el caso de placas paralelas. En la figura 7-33 la región
de transición se caracteriza por una combinación de régimen uniforme con el
laminar. Se demuestra que el rendimiento del sedimentador con escurrimiento
uniforme es semejante al del sedimentador con régimen laminar y, por lo tanto, la
región de transición no debe afectar significativamente la eficiencia de remoción.
Sin embargo, para efectos de diseño, ha sido común adoptar una longitud relativa
LT, igual a la suma de (L + LT), con lo cual resulta un coeficiente de seguridad.
Velocidad del flujo o velocidad de escurrimiento. El análisis de la ecuación (35) revela que cuanto mayor es Vo, mayor deberá ser Vsc para que resulte el
mismo valor de S, siendo L y θ fijos.
Por otro lado, la velocidad Vo debe ser tal que no acarree el arrastre de los
flóculos depositados. La velocidad Vo no debe superar la velocidad de escurrimiento
máxima (V’o) definida por la ecuación:
V ' 0 = Vs
Re
8
c
(40)
Número de Reynolds. De acuerdo con la literatura y las evaluaciones de
plantas, se han conseguido mejores resultados con los decantadores de ductos o
placas con números de Reynolds inferiores a 500.
El número de Reynolds es calculado por la siguiente expresión:
Re =
4 . Rh . V 0
µ
donde:
Rh
V0
µ
=
=
=
Radio hidráulico, cm
Velocidad media del flujo de agua, cm/s
Viscosidad, cm2/s
(41)
46
Manual I: Teoría
Rh =
b .d
2 (b + d)
(42)
donde:
niz
Ma
ty
Ci
ca
go
Ba
y
hi
- Co
lo m
C a li
- B
ras
s il
Co
lom
bia
76
19
iro
)
ne
is
ol
Ja
óp
de
nt
Rio
de
ru
(P
S
PI
an
ta
am SA
ba NE
( 1 PA
97 R
4) CE
Pl
ab
ch
59)
Co
on
C
(19
ta
gt
íco
Vi
(1
97
Se
re
(1
98
1)
6)
Alto da Boavista
São Paulo Brasil (1970)
6)
197
a (
ritib 76)
u
C
19
t (
)
as
33
co
h
(19
t
r
lls
No
we
g
n
ri
Sp
24)
Old
(19
ks
Par
s
rk
Wo
ter
Wa
ia
ells
an
in
Un
da
r
cto
La
na
gw
Pl
W
h
as
ale
Sedimentador
de placas
wS
prin
Otros factores que influyen en el proceso. Los resultados obtenidos en la evaluación de plantas de tratamiento de América Latina, diseñadas con nueva tecnología,
realizada por el CEPIS/OPS
con el auspicio de la Universidad de Oklahoma, la Agencia
para el Desarrollo Internacional de Estados Unidos
(USAID) y el Centro Internacional de Investigaciones para
el Desarrollo (CIID), demuestran la elevada eficiencia de
los decantadores laminares.
b ia
Ancho del módulo de sedimentación, cm
Espaciamiento entre placas, cm
Ne
=
=
Turbiedad de agua sedimentada U. T.
b
d
Turbiedad de agua sedimentada U. T.
En la figura 7-34 se
presentan las eficiencias de diFigura 7-34. Eficiencia comparativa
entre decantadores convencionales y
versos proyectos de sedimenunidades de placas paralelas (2)
tación. Se puede apreciar
comparativamente la elevada
eficiencia de los sedimentadores laminares estudiados. Asimismo, en la figura
7-35 se indica la eficiencia comparativa del sedimentador laminar de Prudentópolis,
Brasil, eficiencia que supera ampliamente los resultados obtenidos en prueba de
jarras de laboratorio.
La eficiencia de la sedimentación laminar depende de factores intrínsecos
a la carga superficial adoptada, de las características propias del agua tratada y
del diseño del sedimentador. A continuación se analizarán estos factores.
Sedimentación
1000
tra
ta
m
ie
nt
o
Carga superficial o tasa de
sedimentación. En el diseño de
sedimentadores laminares se considera como parámetro de diseño
la carga por unidad de superficie,
la cual representa la velocidad crítica de sedimentación (Vsc) de una
partícula típica.
de
ta
an
pl
de
s
do
lta
su
Re
Turbiedad de agua cruda (U. J)
100
Re
10
0
1
2
s
a
ult
3
do
sd
ru
ep
eb
4
as
j
de
arr
as
5
6
47
7
Teóricamente, cualquier partícula con velocidad igual o mayor
a la crítica será automáticamente
removida.
Turbiedad de agua sedimentada
Esta velocidad de sedimentación (Vsc) debe ser determinada
sobre la base de ensayos de laboratorio, teniendo en cuenta el criterio de elegir una velocidad de sedimentación
que permita conseguir un efluente de una calidad que no sobrecargue la unidad de
filtración.
Figura 7-35. Correlación teórica y real de
turbiedades de agua cruda y sedimentada (4)
100
Usando la teoría de
Hazen, Yao (4) compara las
curvas de comportamiento obtenidas según dicha teoría en
sedimentadores convencionales de flujo horizontal y las de
los decantadores tubulares,
conforme se presenta en la figura 7-36.
90
Equivalencia - Porcentaje
En la sedimentación laminar la eficiencia decrece a
medida que aumenta la carga
superficial en las celdas.
Decantador
tubular
80
70
Decantador
convencional
60
n=1
3
50
n=1
40 0
Se puede observar también que los decantadores
laminares pueden soportar
n=α
20
40
60
80
100
Carga superficial equivalente - m3/m2/día
Figura 7-36. Comparación entre un decantador
convencional y un decantador tubular (2)
48
Manual I: Teoría
La evaluación de los
sedimentadores laminares
de Cochabamba, Bolivia
(figura 7-37), demuestra la
variación de la eficiencia
tanto teórica (prueba de jarras) como real (valores
mínimos y máximos) al variar las cargas superficiales.
95
90
85
Eficiencia TR
mejor las sobrecargas, con
menos pérdida de eficiencia que los convencionales.
Las cargas normales fluctúan entre 60 y 240
m3/m2·d, con valores medios de 120 a 180 m3/m2·d.
Se sugiere el uso de sedimentadores piloto o por lo
menos de ensayos de velocidad de sedimentación
de partículas a nivel de laboratorio, para fijar las cargas superficiales de diseño
de estas unidades.
80
Máxima
eficiencia
75
70
Eficiencia
teórica
65
Mínima
eficiencia
60
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100 110 120
Carga superficial equivalente - m3/m2/día
Figura 7-37. Datos comparativos de eficiencias
teóricas y reales en sedimentación (2)
Características de las aguas. Entre las características de las aguas que
más influencia tienen en la eficiencia de un sedimentador laminar cabe mencionar
las siguientes:
a)
Calidad del agua (turbiedad y color)
Los resultados de la evaluación de la planta de tratamiento de agua de
Cuenca, Ecuador, demuestran que la eficiencia de un sedimentador laminar es
directamente proporcional a la turbiedad y el color del agua cruda. Conservando
constante la carga superficial (120 m3/m2·d), se obtuvieron eficiencias de 88,9%
con turbiedades de agua cruda comprendidas entre 5 y 27 UNT; con turbiedades
comprendidas entre 100 y 1.000 UNT, se obtuvieron eficiencias mayores de 99%
Sedimentación
49
y, con una turbiedad máxima de 1.500 UNT, se alcanzó una eficiencia de 99,9%.
La eficiencia remocional del color es menor. Se obtuvieron eficiencias de 67,7 y
78,7% para valores de color comprendidos entre 8 y 15 UC y 24 y 52 UC.
b)
Temperatura del agua
La influencia de la temperatura del agua de acuerdo con la evaluación de la
planta de agua de Cochabamba, Bolivia, parece ser mayor que la usualmente
considerada (figura 7-38). Con cargas constantes (120 m3/m2·d) y calidad de agua
relativamente constante (turbiedad media de agua cruda de 9 UNT), se obtuvieron eficiencias de 91% para una temperatura de 4 ºC, que disminuyeron a 80%
para una temperatura de 11 ºC.
Influencia de la coagulación. Sin lugar a dudas, el
proceso de coagulación-floculación es el factor que mayor
influencia tiene en el rendimiento y operación de los
sedimentadores laminares, tanto en lo referente a la remoción de turbiedad como en la
calidad misma del agua, puesto que puede regularse la concentración y el volumen del
flóculo, variando los criterios
de diseño y las prácticas de
mezcla y coagulación, especialmente el valor de GT, para
obtener diferentes tamaños de
flóculos con diferentes concentraciones.
100
Eficiencia
90
80
70
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
Temperatura °C
Figura 7-38. Influencia de la
temperatura del agua en la eficiencia
del decantador laminar (4)
12
En general, se comprobó en la evaluación de la planta de tratamiento de agua de
Cuenca, Ecuador, que un
flóculo grande y esponjoso sedimenta con dificultad, lo que
50
Manual I: Teoría
disminuye el rendimiento del sedimentador en forma apreciable; en cambio, el
flóculo pequeño y compacto, producto de altos valores de G en la floculación,
sedimenta con mayor facilidad. Se logra un rendimiento mayor de los sedimentadores al usar polímeros, puesto que permiten incrementar el peso del flóculo.
En la figura 7-39 se representan los ensayos de remoción de turbiedad en
función de la calidad del flóculo en decantadores de placas planas. Como se puede apreciar comparativamente con la influencia de los otros parámetros, ninguno
tiene la importancia que revisten la coagulación y el proceso previo de acondicionamiento del agua.
Características del sedimentador. Cabe mencionar como las más importantes las siguientes:
a)
Tiempo de operación
del sedimentador
90
80
d = 5 cm
L = 1 = 20
d
70
Turbiedad remanente (%)
Contrariamente a lo
que se esperaría, la eficiencia
de un decantador laminar
mejora con el periodo de funcionamiento. Los ensayos
realizados en Prudentópolis,
Brasil, demuestran que los
decantadores presentaron
eficiencias iniciales de 60%
(turbiedades de 6 UNT), que
se incrementaron en el lapso
de tres meses hasta alcanzar
valores de 95% (turbiedades
de una UNT), en los que permanecían con un valor
asintótico (figura 7-40).
Turbiedad media = 76 ppm
60
Curva
50
Flóculo
1
Deficiente
2
Normal
3
Óptimo
4
Sin floculación
Datos promedio de 3 ensayos
40
30
20
10
0
1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
120 240 360 480 600
Carga superficial L/s/m2
Figura 7-39. Eficiencia del decantador de placas en
función de la calidad del flóculo (5)
Sedimentación
b)
51
Características de los módulos
b.1) Tipo de módulo
Como se ha indicado anteriormente, cada tipo de sedimentador presenta
una velocidad crítica de sedimentación definida por el parámetro:
S =
VSC (Sen θ + L Cos θ)
V0
(43)
según los valores que se han indicado
anteriormente.
Turbiedad de agua sedimentada (U.J.)
20
Ensayos realizados en Cuenca,
Ecuador, en plantas piloto, produjeron los
resultados que se indican en la figura
7-41, datos que pueden ser considerados como relativos y pueden ser usados
exclusivamente para fines comparativos,
pero que demuestran la validez de la teoría expuesta.
15
10
5
Nov.
Dic.
1975
Ene.
Feb.
Mar.
Abr.
1976
Figura 7-40. Variación de la eficiencia
de decantación en placas con el tiempo
de operación (4)
Experiencias realizadas por
Hazen y Culp demuestran la influencia de la longitud relativa en
la remoción de la turbiedad (figura 7-42). La investigación realizada en Cuenca, Ecuador, sobre este
aspecto se representa en la figura
7-43.
En los módulos patentados
se utilizan valores de L entre 10 y
12, pero para placas planas para-
Rendición de turbiedad (%)
40
50
Radio de la onda = 5 cm
Placas corrugadas
1/d =20
Módulos tubulares
L = 1/d = 20
60
70
Placas planas
1/d = 20
80
90
Turbiedad afluente = 67 ppm
Flóculo regular
100
200
300
400
Carga m 3 / m2 / día
500
Figura 7-41. Estudio comparativo de
módulos de decantación laminar (4)
52
b.2) Inclinación del
módulo
98
96
Turbiedad renovada (%)
lelas se recomienda utilizar
un valor de L = 20, valor
que comprende tanto la longitud de transición como la
longitud de sedimentación.
Manual I: Teoría
94
92
90
88
1
2
1
2
4
86
84
- Pg. diám. tubo
- Pg. diám. tubo
- Pg. diam. tubo
82
0
1
2
3
4
5
6
7
8
Longitud tubo-pies
1,00
0,98
Con polielectrolitos
0,96
Turbiedad renovada (%)
La figura 7-44 demuestra los resultados de
experiencias de rendimiento de sedimentadores de
placas planas cuando se
varía la inclinación. Se puede observar que se presenta una disminución lenta y
paulatina del rendimiento,
que decrece muy rápidamente sobre los 40°. Los
sistemas con altos valores
de L se muestran más sensitivos a las variaciones de
la inclinación.
- Pg. diám. tubo
0,94
0,92
0,90
0,88
0,86
Sin polielectrolitos
0,84
0,82
0,80
0,78
0,76
0,74
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
En un sedimentador
Relación L/e
laminar se debe seleccioFigura 7-42. Eficiencia de los sedimentadores
nar una inclinación tal que
tubulares (2)
asegure una continua y eficiente remoción de lodos.
Las evaluaciones han demostrado que la inclinación de 60° favorece mucho este
efecto.
Sedimentación
53
90
80
Eficiencia I =
IT
To
70
60
50
Placas corrugadas
Placas planas
40
0 1 2 3
4 5
6
7 8
9 10
15
Longitud relativa L = L/d
20
25
Carga superficial - 120 m3/m2/d
Figura 7-43. Variación de la eficiencia en función de la longitud relativa de las
placas paralelas. Planta de Tratamiento de Agua de Cuenca, Ecuador (2)
6
5
Eficiencia
4
3
2
θ = 60°
θ = 40°
θ = 0° = 5° = 10° = 20°
1
0
10
20
30
L (longitud relativa)
40
50
60
Carga superficial = 120 m 3/m2/d
Figura 7-44. Variación de la eficiencia del decantador en función del ángulo de
inclinación de las placas. Planta de Tratamiento de Agua de Cuenca, Ecuador (2)
54
Manual I: Teoría
2.3.4 Tipos de decantadores laminares
Coagulantes
Floculador
De acuerdo con la dirección del flujo, los decantadores laminares pueden clasificarse así:
Decantador
Agua
cruda
5°
Filtros
a)
Evacuación del
agua de lavado
a) De láminas horizontales
b) De láminas inclinadas
Figura 7-45. Decantadores laminares de
flujo horizontal (6)
De flujo horizontal
En estos el flujo del
agua es o tiende a ser horizontal. La figura 7-45(a)
representa un sedimentador laminar con láminas
ligeramente inclinadas
con un ángulo de 5° (ángulo de máxima eficiencia
remocional). En esta solución, se requiere invertir el flujo para realizar la
limpieza del sedimentador.
Esta solución es muy utilizada en plantas comerciales o plantas de pequeña capacidad (inferior a
50 litros por segundo). Su
uso se limita únicamente
por razones económicas.
Para evitar el lavado y obtener al mismo tiempo máxima eficiencia y
escurrimiento de lodos depositados en las láminas, se puede recurrir a las soluciones indicadas en la figura 7-45(b). Estos son sedimentadores laminares de flujo
horizontal (máxima eficiencia), pero con láminas planas paralelas inclinadas para
obtener la pendiente necesaria de escurrimiento de flóculos.
Sedimentación
b)
55
De flujo inclinado
Este tipo de decantadores es el más usado. Generalmente, en la parte inferior del decantador se presenta una zona de distribución de agua. En la parte
media existen módulos inclinados con un ángulo de 60°. El agua decantada se
recolecta lateralmente en la parte superior (figuras 7-46 y 7-47).
Se puede aplicar con éxito decantación laminar con ciertas condiciones de
calidad de agua y material transportado, en nuevos diseños o en modificación de
desarenadores o sedimentadores convencionales de flujo horizontal, ya sea para
incrementar su eficiencia o su capacidad, o ambas cosas simultáneamente.
Canal colector de
agua decantada
Tubería recolectora de
agua decantada
Placas de
asbesto-cemento
Canal distribuidor
de agua floculada
Orificio de
entrada
Drenaje de lodos
Figura 7-46. Decantador de placas con canaletas laterales de recolección
de agua decantada, tolvas continuas para lodos y extracción mediante
sifones (5)
56
Manual I: Teoría
Tubos de P.V.C.
con orificios
Canal de
distribución a
decantadores
Canal de
distribución
a filtros
Orificios
Válvula
de
mariposa
Canal de
inspección de
los colectores
de lodos
Canal de
desagüe
Colector
de lodos
Tapón
Decantador laminar
Barandilla
Tubería de recolección de agua decantada
Plancha de
A.C. o vinilonas
Plancha de
A.C. o vinilonas
Plancha de
A.C. o vinilonas
Orificios
Tolva de
lodos
Tolva de
lodos
Canal de distribución
de agua floculada
Colector de
lodos
Decantador laminar
Figura 7-47. Decantador de placas adecuado para plantas grandes: canal
central de distribución, sistemas de recolección mediante tuberías y tolvas de
lodos con colectores de extracción uniforme
Sedimentación
Válvula
mariposa
Válvula
mariposa
θ 4’’
57
Válvula
mariposa
Canal de repartición
de agua floculada
Agua
decantada
Tubería de distribución de agua floculada
Desagüe
Losas removibles con
orificios para la
extracción de lodos
Orificios
Decantador laminar
Vertederos
regulables
Vertederos
regulables
A.C. o
vinilonas
A.C. o
vinilonas
Orificios
Orificios
Losas removibles
con orificios
Losas removibles
con orificios
Decantador laminar
Figura 7-48. Decantador de placas adecuado para plantas pequeñas:
tuberías de distribución uniforme, vertederos de recolección y canal de
extracción uniforme de lodos
58
Manual I: Teoría
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62
Manual I: Teoría
CAPÍTULO 8
FLOTACIÓN
Ing. Lidia de Vargas
Flotación
65
La flotación es un proceso de clarificación primaria particularmente efectivo para tratar aguas con baja turbiedad, altamente coloreadas y con gran contenido de algas.
Consiste en la separación de las partículas naturales presentes en el agua
cruda, coaguladas o floculadas, mediante el uso de sales de aluminio o de hierro
y de polímeros.
1.
CONCEPTOS TEÓRICOS
En la flotación interviene la diferencia entre la masa volumétrica de los
sólidos o flóculos y la del líquido en que se encuentran en suspensión. Sin embargo, contrariamente a lo que ocurre en la decantación, este proceso de separación
sólido–líquido únicamente se aplica a partículas que tienen una masa volumétrica
real (flotación natural) o aparente (flotación provocada) inferior a la del liquido
que la contiene.
En la flotación provocada, se aprovecha la capacidad que tienen ciertas
partículas sólidas o líquidas para unirse a burbujas de gas (generalmente, aire) y
formar conjuntos partícula–gas menos densos que el líquido que constituye la
fase dispersa.
La resultante de las fuerzas (gravedad, empuje de Arquímedes, fuerza de
resistencia) conduce a un desplazamiento ascendente de los conjuntos partícula–
gas que se concentran en la superficie libre del líquido.
Para que sea factible la flotación de partículas sólidas o líquidas más densas que el líquido, es preciso que la adherencia de las partículas a las burbujas de
gas sea mayor que la tendencia a establecer un contacto entre las partículas y el
líquido. Este contacto entre un sólido y un líquido se determina mediante la medida del ángulo formado por la superficie del sólido y la burbuja de gas (figura 8-1).
66
Manual I: Teoría
Si θ = 0, el contacto entre el sólido y el líquido se realiza de forma
perfecta; es imposible la
adherencia sólido-gas.
Líquido
ϒGL
θ
Si θ = 180°, el contacto entre el sólido y el
Sólido
líquido es nulo; es óptimo el contacto sólidoSe trata de un caso
gas.
Figura 8-1. Ángulo entre la superficie del
sólido y la burbuja de gas (1)
límite que nunca se da en
la práctica, puesto que
ningún líquido da un ángulo θ mayor de 110° (caso del mercurio).
ϒSL
Gas
ϒSG
Entre estos dos valores, la adherencia partícula–gas aumenta con el valor
del ángulo θ. Puede considerarse este tipo de flotación de una partícula en el caso
de partículas sólidas o líquidas (aceites) que tienen una forma relativamente simple y una naturaleza conocida. En el caso de partículas floculadas, a los fenómenos de superficie se suman las adherencias mecánicas ligadas a la estructura de
los flóculos, especialmente inclusiones de gas en los flóculos.
El ángulo θ se puede aumentar mediante el uso de sustancias tensoactivas
que forman una película hidrófoba alrededor de las partículas. Tales sustancias
poseen en sus moléculas una parte no polar (hidrófoba) que es atraída por las
burbujas de aire en ascensión y otra polar (hidrófila), que es atraída por la fase
dispersa. El empleo de sustancias espumantes también ha sido recomendado para
formar una mezcla más estable de burbujas y partículas: tales sustancias tienen,
además, la propiedad de reducir el tamaño de las bolas de aire, aumentando la
superficie específica de las mismas, para proporcionar mayor capacidad de absorción y tiempo de contacto, ya que bolas de aire pequeñas poseen menores
velocidades ascensionales.
Los mecanismos de contacto entre las bolas de aire y las partículas pueden
resultar de las siguientes acciones:
a)
Colisión entre la bola y la partícula, debido a turbulencia o a atracción
entre ambas.
Flotación
b)
c)
2.
67
Aprisionamiento de las bolas contra los flóculos o contacto entre los flóculos
que están sedimentando y las bolas de aire en ascensión.
Crecimiento de las bolas de aire entre los flóculos. Cuando se tienen partículas hidrofílicas, los mecanismos b y c parecen ser los responsables de la
eficiencia de la flotación, en tanto que el mecanismo a parece predominar
en la obtención de una ligazón más estable entre las bolas de aire y las
partículas, las cuales requieren un cierto grado de hidrofobia.
ECUACIONES DE LA VELOCIDAD ASCENSIONAL
El conjunto partícula–burbuja de gas adquiere rápidamente una velocidad
ascensional cuyo valor permanece constante: se trata de la velocidad límite de
ascensión, que se calcula, al igual que las partículas sometidas a sedimentación,
por medio de la formula general de Newton:
V 2-n =
4d 1+ n g ( ρs – ρ )
3C e
(1)
En la que para el caso de la flotación:
d
ρs
es el diámetro del conjunto partícula–burbuja de gas y
es la masa volumétrica del conjunto partícula–burbuja de gas.
Los cálculos siguen siendo los mismos: por lo tanto, en función del numero de Reynolds, pueden definirse regímenes de flujo para los cuales la velocidad
límite ascensional viene dada por las formulas particulares de Stokes (laminar),
de Allen (intermedio) y de Newton (turbulento).
La ecuación de Stokes V =
(ρe – ρs ) g d2
18 µ
(2)
resuelta para burbujas de aire solamente, en agua a 20 °C, muestra que el régimen laminar se respeta para diámetros de burbujas inferiores a 120 micrómetros.
Su velocidad límite es, entonces, de 30 m/h. Se trata de un caso extremo, puesto
que la diferencia (ρe – ρs) es máxima.
Mediante esta ecuación, se aprecia la influencia de los diferentes factores:
la velocidad (V) varía como (d2), como (ρe – ρs) y en el mismo sentido que la
68
Manual I: Teoría
temperatura del líquido, la cual, a su vez, varía en sentido inverso a la viscosidad.
En efecto, es preciso que intervenga el factor de forma o de esfericidad del conjunto partícula–burbuja de gas, que, en las anteriores ecuaciones de Stokes y de
Newton, se asimila a una esfera.
La influencia favorable del diámetro o del tamaño del conjunto partícula–
burbuja de gas no debe hacer olvidar que, en el caso de la flotación de partículas
más pesadas que el líquido, la superficie específica —es decir, la relación superficie/volumen o superficie/masa— disminuye cuando aumenta el diámetro. Se
obtiene, así, para una misma cantidad de aire fijado por unidad de superficie una
reducción del factor (ρe – ρs); intervienen, por lo tanto, los dos parámetros.
El tamaño de las bolas de aire o burbujas es muy importante en la flotación, pues bolas pequeñas, además de presentar mayor superficie para una misma
cantidad de aire, necesitan desplazar menor cantidad de agua de la superficie de
la partícula donde se van a adherir. La relación entre el tiempo de contacto entre
las bolas y las partículas en una cámara de flotación depende de la velocidad
ascensional de las bolas, que, a su vez, es proporcional al cuadrado del diámetro
de las mismas.
Tas1 Vas1 (db2)2
=
=
Tas2 Vas2
db1
(3)
Tas1. Tas2: tiempo de ascensión de las bolas 1 y 2,
respectivamente (s).
Vas 1 . Vas 2 : velocidad
ascensional de las bolas 1
y 2, respectivamente (m/s).
db1. db2: diámetro de las
bolas 1 y 2, respectivamente (m).
Para una bola de aire
con db1 = 0,1, db2, resulta,
en la cámara de flotación,
Diámetro de las
burbujas (micrómetros)
Donde:
50
45
40
35
0
2
4
Presión (atm)
Figura 8-2. Influencia de la presión en el diámetro
de las bolas de aire
6
Flotación
69
un tiempo cien veces mayor.
El tamaño de las bolas depende, principalmente, de la presión de disolución del aire en el
agua y del pH, como se muestra en la figura 8-2.
Figura 8-3. Influencia del pH en el tamaño
de las burbujas
El pH también puede influir en el tamaño de las
bolas formadas en el interior
de la cámara de disolución,
como se muestra en la figura
8-3.
Volumen mínimo de gas necesario para la flotación. El volumen mínimo
de gas Vg, de masa volumétrica ρg, necesario para conseguir la flotación de una
partícula de masa S y de masa volumétrica ρp, en un líquido de masa volumétrica
ρl, viene dado por la siguiente relación:
Vg / S = ( ρp - ρl) / (ρl - ρg) (1/ρp)
3.
cas:
a)
b)
c)
(4)
SISTEMAS DE FLOTACIÓN
Cualquier sistema de flotación debe presentar las siguientes característiGeneración de bolas de tamaño apropiado en relación con las partículas
que se desea remover.
Adherencia eficiente entre las bolas de aire y las partículas en suspensión.
Separación adecuada del material flotante.
La flotación puede ser realizada por aire disperso, por bolas generadas a
través del proceso electrolítico y por aire disuelto, cuyas características principales son presentadas a continuación.
70
3.1
Manual I: Teoría
Flotación por aire disperso
En estos sistemas usualmente se emplean rotores que promueven, simultáneamente, dispersión, aereación y agitación de la suspensión, con producción de
bolas de aire que tienen cerca de un µm de diámetro. Es posible, también, el uso
de un medio poroso para difundir el aire, aunque las bolas resultan con un diámetro mayor (~50 µm). La flotación por aire disperso comúnmente es utilizada en la
industria minera.
3.2
Flotación electrolítica
La oxidación anódica del ion cloreto de una suspensión con pH alrededor
de 7,5 con producción de ion hipoclorito y oxígeno ha sido investigada como
unidad de generación de las bolas en la flotación de suspensiones en las que
fueron usados cloruro férrico como coagulante primario y polímero orgánico como
auxiliar de floculación. Este sistema requiere investigaciones futuras que tengan
en cuenta, principalmente, la calidad del agua por tratar.
3.3
Flotación por aire disuelto
La flotación por aire disuelto ha sido uno de los procesos más estudiados en
el tratamiento de las aguas residuales. Actualmente, también ha sido muy investigado en el tratamiento de aguas de abastecimiento.
Hay tres tipos básicos de sistemas de flotación:
a)
b)
c)
con presurización parcial del afluente (figura 8-4);
con presurización total del afluente (figura 8-5);
con presurización de la recirculación (figura 8-6).
Entre los tipos de flotación mostrados en las figuras 8-4 a la 8-6, aquella
con presurización de la recirculación es la más aconsejable en el tratamiento de
las aguas, pues los flóculos podrían romperse en la bomba.
Flotación
71
Aire
Cámara de flotación
Cámara de
saturación
Efluente
Salida del
material flotado
Afluente
Parte del afluente
Figura 8-4. Sistemas de flotación por aire disuelto. Presurización parcial del efluente
Cámara de
saturación
Cámara de flotación
Efluente
Salida del
material flotado
Afluente
Bomba
Válvula de reducción
de presión
Compresor de aire
Figura 8-5. Sistemas de flotación por aire disuelto. Presurización total del efluente
Cámara de flotación
Efluente
Salida del
material flotado
Afluente
Válvula de reducción
de presión
Recirculación
Aire
Bomba
Cámara de saturación
Figura 8-6. Sistemas de flotación por aire disuelto. Presurización de la recirculación
72
4.
Manual I: Teoría
PARÁMETROS DE PROYECTOS
Los proyectos de sistemas de flotación por aire disuelto dependen de la
concentración de partículas suspendidas, cantidad de aire, unidad de saturación,
velocidad ascensional de las partículas, tasa de aplicación y tratamiento químico.
Es posible que otras características —como el tamaño y la distribución de tamaños de las partículas— puedan influir en la eficiencia de la flotación, pero ello
todavía necesita ser investigado.
4.1
Relación aire–sólidos
La relación aire–sólidos en un sistema de flotación por aire disuelto con
presurización de la recirculación está dada por la siguiente fórmula:
Aar
1.3 Sar (f.P – 1) FREC
=
Sso
Sa . Qaf
(5)
Donde:
Aar/Sso: cantidad de aire/cantidad de sólidos (mg/mg).
Sar: solubilidad del aire en el agua, en función de la temperatura, la altitud y la
presión atmosférica (mL/L).
F: fracción de aire disuelto a la presión P.
P: presión atmosférica (atm).
Sa: concentración de sólidos suspendidos (mg/L).
Frec: caudal de recirculación (m3/s).
Qaf: caudal afluente (m3/s).
La ecuación 5 fue propuesta para espesamiento de lodos en sistemas de
tratamiento de aguas residuales, en que la concentración de sólidos suspendidos,
en general, era superior a 1.000 mg/L. En el tratamiento de aguas de abastecimiento, en que la flotación puede ser empleada con éxito, cuando el color verdadero es elevado en relación con la turbiedad, o cuando la densidad de algas fuera
alta, la relación Aar/Sso será, probablemente, mayor, llegando a valores próximos
a la unidad, pues la concentración de flóculos es relativamente baja (raramente
excede de 500 mg/L), lo que exige mayor cantidad de aire para obtener un elevado numero de choques entre las partículas y las bolas de aire. Según las investigaciones realizadas por Zabel, la cantidad de aire es independiente de la concentra-
Flotación
concentración de sólidos y
sí depende del volumen de
agua a ser clarificado, cuando Sso es inferior a 1,000
mg/L.
4.2
- 10 S m3/h
Caudal
3,18 mm
2,76 mm
2,18 mm
- 52,6 m3/h
DISPOSITIVO :
Caudal
DISPOSITIVO :
4
Turbiedad del agua flotada
En la figura 8-7 se
muestran los resultados obtenidos con diferentes dispositivos para distribución
del agua presurizada en la
cámara de flotación. Puede
notarse que, para una relación Aar/Vag de 7 a 10 ar/m3
de agua flotada, la eficiencia de remoción de turbiedad prácticamente no se altera.
73
x
2,18 mm
x
x
3
2
x
1
x
x
0
4
6
8
10
12
Aire (g aire/m3 agua cruda)
Figura 8-7. Influencia de la relación Var/Vag
en la eficiencia de la flotación
Cámara de presurización y recirculación de agua clarificada
Viene de la bomba centrífuga
Válvula de alivio de presión
Conexiones de la
bomba centrífuga
Para la cámara de
flotación
Aire (viene del compresor)
Manómetro
Columna con elementos de
gran superficie específica
Electrodos
20 cm
Figura 8-8. Cámara de presurización con elementos de gran superficie específica
74
Manual I: Teoría
Regulador
aguja
Válvula de retención
Seguridad
Reducción
Pantalla
Aire que entra
del compresor
Válvula globo
Agua a presión
(viene de la bomba)
Fierro galvanizado
Reducción
Válvula (purga de aire)
Bolsa de aire
Manguera a presión
para control del
nivel del agua en el
interior de la cámara
Manómetro
Rotámetro
Salida de agua saturada
R. G.
Drenaje
La cámara de saturación de aire depende de
la presión y del uso de elementos de gran superficie
específica en su interior. La
presión es usualmente
mantenida entre 250 y 500
KPa, la tasa de escurrimiento superficial varía de
1.000 a 2.000 m3/m2.d y el
tiempo de retención es inferior a 5 minutos. En las
figuras 8-8 y 8-9 se muestran dos tipos básicos de
cámaras de presurización.
Figura 8-9. Cámara de presurización sin
elementos de relleno
El dispositivo de distribución de agua presurizada en el agua que va a ser flotada es muy importante, pues en la salida de este
el agua presurizada es reducida a la presión atmosférica. Se requiere el uso de
difusores para que el aire disuelto forme microbolas con tamaños de entre 20 y 80
µm. Entre las cámaras de presurización
y de flotación, es recomendable la instalación de una válvula reductora de
Medidor de aire
presión, que permita ajustar el caudal
de recirculación y la presión que va a
Tapón
ser mantenida en la cámara de
Nivel de agua
presurización. Se debe evitar que se
produzca una turbulencia excesiva en
la mezcla de las dos aguas, pues los
flóculos del agua floculada podrían romAgua
perse.
El caudal de recirculación recomendado varía de 5 a 15% del caudal
de agua que va a ser clarificado. En
función del caudal de recirculación y
de la presión en el interior de la cámara de presurización, la cantidad de aire
Viene de la cámara
de presurización
Figura 8-10. Dispositivo para la medición
de la cantidad de aire liberado (35)
Flotación
75
necesaria podría ser optimizada a través de una derivación de la tubería de salida
de esa cámara y de la instalación de un dispositivo para la medición de la cantidad
de aire y de agua, como se muestra esquemáticamente en la figura 8-10.
4.3
Cámara de flotación
La cámara de flotación puede ser de sección rectangular o circular. En el
caso de cámaras rectangulares es recomendable la instalación de una pantalla
con un ángulo de incliAgua por
clarificar
nación de 60° con la
A
B
C
horizontal y con 30 a 50
cm de largo, conforme
se muestra en la figura
8-11. El ancho de la cámara depende del tipo
de equipo usado para el
raspado del material
60o
flotante y rara vez excede de 8 metros.
Distribuidor de
agua presurizada
El largo puede
Figura 8-11. Cámara de flotación rectangular
variar entre 4 y 12 metros siempre que no
ocurran las situaciones A o C (véase la figura 8-11). En el primer caso, el largo es
insuficiente, y en el segundo, hay deposición de material flotante. La profundidad
varía entre 1 y 3 metros, dependiendo del tipo de dispositivo para la distribución de
agua presurizada en el interior de la cámara de flotación.
En la figura 8-12 se muestra el esquema de una cámara de flotación circular. La mezcla de agua presurizada con el agua por clarificar se hace en un punto
próximo a la entrada de la cámara de flotación, que en el centro posee un ducto
también circular, para conducir el agua a la parte superior y evitar cortocircuitos.
El material flotante es continuamente raspado hacia una o más canaletas de colección. Mientras el agua hace un movimiento descendente, pasa por la parte
inferior del cilindro intermedio y es colectada en la canaleta localizada en la periferia del cilindro externo.
76
Manual I: Teoría
Extractor de material flotante
Agua clarificada
φ > 0.30 m
Lodo flotante
Cilindro intermedio
Cilindro externo
Abertura inferior del cilindro
intermedio > 10 cm
(todo el perímetro es hueco)
Agua
floculada
Entrada de
recirculación
presurizada
Figura 8-12. Cámara de flotación circular
4.4
La cámara de flotación, independientemente de la forma que
tenga, es proyectada para
un tiempo medio de retención comprendido entre
10 y 20 minutos y una
tasa de escurrimiento superficial de 100 a 300 m3/
m2/d. La calidad del agua
cruda y las condiciones de
pretratamiento influyen
tanto en el tiempo de retención como en la tasa de
escurrimiento superficial,
razón por la cual es fundamental realizar una investigación antes de elaborar el proyecto definitivo.
Pretratamiento
La eficiencia de la flotación depende del pretratamiento realizado y este, a
su vez, está relacionado con la calidad del agua cruda. La realización de investigaciones piloto, aunque no sean de escurrimiento continuo, pueden proporcionar
información fundamental en cuanto al tipo de coagulante primario, la dosis y el
pH de coagulación, el tipo y la dosis de polímero. Además de la mezcla rápida, un
tiempo de floculación comprendido entre 5 y 20 minutos puede ser necesario
para que los flóculos alcancen un tamaño de 0,5 y 1 mm, considerado ideal para
la flotación.
En la figura 8-13 se muestran los resultados de unos trabajos realizados en
Inglaterra (2) en que la eficiencia de remoción de color verdadero y de algas fue
superior a 85%.
En la figura 8-14 se muestran los resultados obtenidos en ensayos de coagulación–floculación–sedimentación en una instalación piloto de flotación para
un agua cruda con turbiedad del orden de 22–24 UNT (2).
Flotación
77
En el cuadro 8-1 se muestra la eficiencia de remoción de algas de los
decantadores comparativamente con la eficiencia de la flotación, usando sulfato
ferroso clorado como coagulante (3). La planta de flotación fue operada a una
tasa ascensional de 12 m/h, mientras que el decantador de manto de lodos no pudo
ser operado con más de un m/h, aun con la adición de polielectrolitos.
Figura 8-13. Remoción del color
Figura 8-12. Remoción de turbiedad
Cuadro 8-1. Comparación de la eficiencia de remoción de algas en decantación
y flotación usando sulfato ferroso clorado (3)
Tipo de alga
Agua cruda
(células/mL)
Tratamiento por
sedimentación
(células/mL)
Tratamiento
por flotación
(células/mL)
Aphanizomenon
179.000
23.000
2.800
Microcystis*
102.000
24.000
2.000
Stephanodiscus
53.000
21.900
9.100
Chlorella
23.000
3.600
2.200
*Se usó sulfato de aluminio como coagulante.
En el cuadro 8-2 se presentan resultados de evaluaciones realizadas en
algunos sistemas de flotación por aire disuelto utilizados en el abastecimiento de
agua en diferentes comunidades en Inglaterra (3).
78
Manual I: Teoría
Cuadro 8-2. Resultados de la operación de sistemas de flotación en plantas
de tratamiento de agua (3)
Agua cruda
Agua flotada
Sistema
Color
verdadero (µH)
Turbiedad
UNT
Color
verdadero (µH)
Turbiedad
UNT
A
B
C
D
E
F
—
6 – 44
6 – 22
12 – 27
2 – 60
22 – 240
—
1–7
0,5 – 6,4
1 – 9,5
0,6 – 3,6
0,5 – 29
—
—
0,5 – 8,0
0 -3,0
4 (med)
4,5 – 35,0
—
—
0,2 – 3,0
0,6 – 4,0
0,6 (med)
0,5 – 8,5
A veces el uso de un polímero resulta benéfico, especialmente para evitar
la desagregación del material flotado. Véase la figura 8-10 (2).
La remoción del material flotado, a través de raspadores con funcionamiento continuo o intermitente, es común en las instalaciones de flotación por aire
disuelto.
Turbiedad del agua flotada
Parece existir un tiempo máximo entre raspados sucesivos en la operación
intermitente (del orden de 2
horas), que permite el
5
espesamiento del material
4
flotado hasta una concentración de 3%. En cámaras
3
de flotación circulares, la
2
rotación del equipo de raspado recomendada es infe1
rior a 0,5 rpm mientras que
0
en los rectangulares, la ve7,5
8,0
8,5
9,0
9,5
locidad de desplazamiento
pH coagulación
no debe ser mayor de 0,5
S. de aluminio
S. A. + 0,14 mg/L polímero
m/min.
Se efectuaron evaluaciones de filtración direc-
Figura 8-15. Efecto del polímero en la
calidad del efluente flotado
Flotación
79
ta con y sin preozonización y flotación con aire disuelto y filtración para la clarificación del almacenamiento de aguas de alta calidad en Greenville, Carolina del
Sur, en 1995 (4).
Las metas del estudio incluyeron la producción de agua filtrada de baja
turbiedad, control de algas, hierro, manganeso y subproductos de la desinfección.
El tren de flotación con aire disuelto dio carreras de filtración más largas
que la filtración directa. Se alcanzó en ambos casos la meta de 0,10 UNT de
calidad de agua filtrada.
El empleo de preozonización fue beneficioso para la filtración directa. La
remoción de carbón orgánico total, de productos de la desinfección y de hierro y
manganeso fue similar en ambos. El uso de cloruro férrico no presentó ventajas
sobre el sulfato de aluminio como coagulante primario. Como se utilizaron dosis
similares, el empleo de sulfato de aluminio sería más económico en las plantas.
80
Manual I: Teoría
REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS
(1)
Degrémont. Manual técnico del agua. Cuarta edición. Bilbao,1979.
(2)
Di Bernardo, Luiz. Métodos y técnicas de tratamiento de agua. Volumen 1.
Rio de Janeiro, 1993.
(3)
Zabel, Thomas. The advantages of disolved–air flotation for water treatment.
Journal AWWA, mayo, 1985.
(4)
Ferguson, C.; Logsdon, G. S. y Curley, D. Comparison of dissolved air
flotation and direct filtration. Water Scientific Technology, vol. 31, 3-4,
1995, pp.113-124.
BIBLIOGRAFÍA ADICIONAL
Edzwald, J. Principles and applications of dissolved air flotation. Water Scientific
Technology, vol. 31, 3-4, 1995, pp. 1-23.
Fukushi, K.; Tambo, N. y Matsui, Y. A kinetic model for dissolved air in water
and wastewater treatment. Water Science Technology, vol. 31, 3-4, 1995,
pp. 37-47.
Reali, M. A. y Marchetto, M. Clarificación de agua cruda con color moderadamente elevado. ABES, 1997.
Richter, C. y Cristar, F. Clarificación de agua por flotación con aire disuelto.
Aplicaciones realizadas en Uruguay y Brasil. S. d.
Sartori, L. y Reali M. A. Disminución de la dosis de coagulante primario a través
de la aplicación de polímetros sintéticos en la flotación de aguas para abastecimiento. ABES, 1997.
Van Puffelen, J.; Buijs, P.; Nuhn, P. y Hijnen W. Dissolved air flotation in potable
water treatment: the Dutch experience. Water Science Technology, vol. 31,
3-4, 1995, pp. 149-157.
CAPÍTULO 9
FILTRACIÓN
Ing. Víctor Maldonado Yactayo
Filtración
1.
83
INTRODUCCIÓN
La filtración consiste en la remoción de partículas suspendidas y coloidales
presentes en una suspensión acuosa que escurre a través de un medio poroso. En
general, la filtración es la operación final de clarificación que se realiza en una
planta de tratamiento de agua y, por consiguiente, es la responsable principal de la
producción de agua de calidad coincidente con los estándares de potabilidad.
El avance logrado por la técnica de filtración es el resultado de un esfuerzo
conjunto dirigido a lograr que la teoría exprese los resultados de las investigaciones experimentales, de tal modo que sea posible prever, en el diseño, cómo va a
operar la unidad de filtración en la práctica.
2.
MECANISMOS DE LA FILTRACIÓN
Como las fuerzas que mantienen a las partículas removidas de la suspensión adheridas a las superficies de los granos del medio filtrante son activas para
distancias relativamente pequeñas (algunos ángstroms), la filtración usualmente
es considerada como el resultado de dos mecanismos distintos pero complementarios: transporte y adherencia. Inicialmente, las partículas por remover son transportadas de la suspensión a la superficie de los granos del medio filtrante. Ellas
permanecen adheridas a los granos, siempre que resistan la acción de las fuerzas
de cizallamiento debidas a las condiciones hidrodinámicas del escurrimiento.
El transporte de partículas es un fenómeno físico e hidráulico, afectado
principalmente por los parámetros que gobiernan la transferencia de masas. La
adherencia entre partículas y granos es básicamente un fenómeno de acción superficial, que es influenciado por parámetros físicos y químicos.
Los mecanismos que pueden realizar transporte son los siguientes:
a)
b)
cernido;
sedimentación;
84
Manual I: Teoría
c)
d)
e)
f)
g)
intercepción;
difusión;
impacto inercial;
acción hidrodinámica, y
mecanismos de transporte combinados.
Los mecanismos de adherencia son los siguientes:
a)
b)
c)
fuerzas de Van der Waals;
fuerzas electroquímicas;
puente químico.
Cuál de estos mecanismos es el que controla el proceso de filtración ha sido
asunto de largos debates. Es indudable que no todos necesariamente tienen que
actuar al mismo tiempo y que, en algunos casos, la contribución de uno o varios de
ellos para retener el material suspendido es quizás desdeñable.
Pero hay que tener en cuenta que dada la complejidad del fenómeno, más
de un mecanismo deberá entrar en acción para transportar los diferentes tamaños
de partículas hasta la superficie de los granos del medio filtrante y adherirlas.
2.1
Mecanismos de transporte
Los distintos mecanismos que pueden realizar transporte de las partículas
dentro de los poros del medio filtrante están esquematizados en la figura 9-1.
En ella se ve cómo simultáneamente pueden actuar varias causas para
aproximar el material suspendido hasta los granos del medio filtrante.
Es interesante destacar que estas causas varían si la filtración se produce
en las capas superficiales o en la profundidad del medio filtrante.
En el primer caso, la acción física de cernido es el factor dominante, mientras que en el segundo caso es el de menor importancia.
2.1.1 Cernido
Resulta evidente que cuando la partícula es de tamaño mayor que los poros
del lecho filtrante, puede quedar atrapada en los intersticios.
Filtración
85
El cernido, en general, actúa solo en las capas más superficiales del lecho y
con partículas relativamente fuertes, capaces de resistir los esfuerzos cortantes
producidos por el flujo, cuya velocidad aumenta en las constricciones.
A partir de las consideraciones geométricas, Hall considera que la probabilidad de remoción de una partícula por cernido (Pr) está dada por la siguiente
fórmula:
⎡ d ⎤
Pr = ⎢
⎣ Dc ⎥⎦
3/2
(1)
Donde:
d
Dc
=
=
diámetro de la partícula
diámetro del medio filtrante
2.1.2 Sedimentación
El efecto de la gravedad sobre las partículas suspendidas durante la filtración fue sugerido hace más de 70 años, cuando Hazen consideró los poros de los
filtros lentos de arena como pequeñas unidades de sedimentación. Sin embargo,
durante mucho tiempo la contribución de este mecanismo no se consideró significativa, pues la velocidad de sedimentación de las partículas suspendidas y, especialmente, la de los pequeños flóculos, es mucho más pequeña en comparación
con la velocidad intersticial.
La sedimentación solo puede producirse con material suspendido relativamente grande y denso, cuya velocidad de asentamiento sea alta y en zonas del
lecho donde la carga hidráulica sea baja.
Ives (1965) sugiere que algunas partículas más pequeñas y floculentas pueden quedar retenidas en regiones donde la velocidad de escurrimiento sea pequeña debido a la distribución parabólica de velocidad en el régimen laminar.
2.1.3 Intercepción
Normalmente, el régimen de escurrimiento durante la filtración es laminar
y, por lo tanto, las partículas se mueven a lo largo de las líneas de corriente.
Debido a que las partículas suspendidas tienen una densidad aproximadamente
86
Manual I: Teoría
igual a la del agua, ellas serán removidas de la suspensión cuando, en relación con
la superficie de los granos del medio filtrante, las líneas de corriente están a una
distancia menor que la mitad del diámetro de las partículas suspendidas.
2.1.4 Difusión
Se ha observado
que las partículas relativamente pequeñas
presentan un movimiento errático cuando
se encuentran suspendidas en un medio líquido (figura 9-1). Este
fenómeno, resultado de
un bombardeo intenso
a las partículas suspendidas por las moléculas
de agua, es conocido
como movimiento
browniano, y se debe
al aumento de la energía termodinámica y a
la disminución de la viscosidad del agua.
Cernido
Tamaño de grano (500 µ)
Tamaño de poro (100-200 µ)
Tamaño microflóculo
Intercepción
30 µ
Tamaño esferoidal (30 µ)
Impacto
inercial
Partícula de sílice (20 µ)
Tamaño de bacteria (1=2µ)
Difusión
Sedimentación
Difusión
500
Figura 9-1. Diferentes mecanismos que
pueden realizar transporte
La eficiencia del filtro debida a la difusión es directamente proporcional a la
temperatura e inversamente proporcional al diámetro de la partícula del grano.
2.1.5 Impacto inercial
Figura 9-2. Mecanismo de impacto inercial
Durante el escurrimiento, las líneas de corriente divergen al estar
cerca de los granos del medio filtrante,
de modo que las partículas suspendidas, con cantidad de movimiento suficiente para mantener su trayectoria, colisionan con los granos, según
se muestra en la figura 9-2.
Filtración
87
2.1.6 Acción hidrodinámica
La remoción de partículas
floculentas de tamaño relativamente grande (~ 10 µm) es atribuida a
la acción hidrodinámica, según se
muestra en la figura 9-3.
La comprensión de este
mecanismo se facilita cuando se
considera un escurrimiento en el
que el gradiente de velocidad es Figura 9-3. Mecanismo de acción hidrodinámica
constante. Una partícula suspendida en un fluido que escurre en
estas condiciones estará sometida, como muestra la figura 9-4, a velocidades
tangenciales variables en dirección perpendicular a la del escurrimiento.
La diferencia entre Va y Vb tiende a hacer que la partícula gire y produzca
una diferencia de presión en dirección perpendicular al escurrimiento, lo que hará
que la partícula sea conducida a una región de velocidad
más baja. A pesar de no teVa
ner exactamente las condiVa > Vb
ciones descritas anteriorVb
mente, en la práctica de la
filtración, el fenómeno es
análogo y es válido para exFigura 9-4. Acción de la tensión de cizallamiento
plicar la remoción de partículas de un tamaño del orden de 10 µm.
2.1.7 Mecanismos de transporte combinados
Es probable que todos los mecanismos actúen simultáneamente durante la
filtración; sin embargo, el grado de importancia de cada uno de ellos depende de
las características de la suspensión y del medio filtrante. Normalmente se ha dado
poca importancia a los efectos de la acción física de cernido y de impacto inercial
durante la filtración.
Filtración
88
Yao y sus colaboradores estudiaron el efecto combinado de la sedimentación,
intercepción y difusión y verificaron que, para las partículas de densidad igual a 1,05
g/cm3, la eficiencia de colección de un grano aislado presenta un valor mínimo cuando el tamaño de las partículas suspendidas es del orden
de 1,4 µm, como se muestra
en la figura 9-5.
Eficiencia de colección
de un gramo = Ff 1
La eficiencia del medio filtrante para remover partículas de la suspensión
por acción de los mecanismos de transporte puede expresarse adecuadamente
como una función de la intercepción, difusión, sedimentación y acción hidrodinámica.
10
--1
10
--2
Difusión, intercepción
y sedimentación
10--3
10--4
Solamente difusión
10--5
0.01
0.1
1
10
Tamaño de la partícula suspendida (µm)
Figura 9-5. Eficiencia del transporte de partículas
De un modo general, se puede concluir que la eficacia de colección de las
partículas suspendidas es inversamente proporcional a la velocidad de aproximación V, al diámetro de los granos del medio filtrante D y a la viscosidad µ, y que la
eficiencia de colección es una función de las características de la suspensión.
2.2
Mecanismos de adherencia
La adherencia entre las partículas transportadas y los granos está gobernada, principalmente, por las características de las superficies de las partículas suspendidas y de los granos. Las partículas se pueden adherir directamente tanto a la
superficie de los granos como a partículas previamente retenidas. La importancia
de las características de las superficies es evidente cuando se considera la filtración de una suspensión de arcilla en un lecho de arena con una velocidad de
aproximación del orden de 1,5 mm/s. La eficiencia de remoción es inferior a 20%
cuando no se emplea coagulante; por lo tanto, la filtración de la misma suspensión
coagulada con una sal de Al+++ o Fe+++ puede producir una eficiencia de remoción
superior a 95%. En el primer caso, se tiene una cantidad elevada de partículas
estables, en tanto que, en el segundo caso, la mayor parte de las partículas fueron
desestabilizadas.
Filtración
89
La adherencia se atribuye a dos tipos de fenómenos: interacción entre las
fuerzas eléctricas y las de Van der Waals, y al enlace químico entre las partículas
y la superficie de los granos de un material intermediario. Se ha sugerido, inclusive, que la filtración no es más que un caso especial de la floculación, donde algunas partículas son fijas (aquellas adheridas inicialmente a los granos) y otras suspendidas.
2.2.1 Interacción combinada de las fuerzas electrostáticas y las de Van der
Waals
De un modo general, las partículas sólidas sumergidas en agua presentan
cargas en sus superficies, debido a una o más de las siguientes razones:
•
•
•
Disociación de iones en la
superficie de las partículas.
Cargas no balanceadas debido a las imperfecciones
de la estructura del cristal.
Reacciones químicas con
iones específicos de la suspensión, con formación de
enlaces químicos.
Sustitución isomórfica en la
estructura del cristal.
Plano de
cizallamiento
Superficie exterior
de doble capa
Superficie de fase
sólida
Partícula electronegativa
Límite de la capa
compacta
Superficie interior
de doble capa
Capa compacta
Capa difusa
Potencial
electrostático
•
Plano de
cizallamiento
Potencial
zeta
Distancia
Atracción
Fuerza
Repulsión
Fuerza repulsiva
En la interfaz sólido-líquido
electrocinética
existe una capa de iones de carga
Barrera de energía
opuesta a la del sólido, conocida
Fuerza resultante
como capa estacionaria o comDistancia entre las
pacta, y otra de iones esparcidos,
dos superficies
también de carga opuesta, denominada capa difusa. Esta capa
Fuerza de Van der Waals
electroquímica doble establece un
potencial de repulsión entre las
Figura 9-6. Potencial zeta según
partículas de la suspensión con
Johnson Alexander
cargas eléctricas semejantes. La
magnitud de este potencial de repulsión y la distancia a la cual se extiende su
campo de acción son afectadas por la composición química de la suspensión.
Filtración
90
Las características de la interfaz sólido-líquido han sido evaluadas en términos del potencial zeta, que es la media de la energía requerida para llevar una
carga unitaria desde el infinito hasta un plano que separe el resto de la dispersión,
a la sección de la capa difusa que se mueve junto con las partículas (figura 9-6).
VR
300
200
(VR-VA) máx
-100
Vt
x
-100
VA
-200
-300
Figura 9-7. Variación del potencial de
atracción o repulsión en función de la
distancia entre dos esferas
Las fuerzas de atracción entre los
átomos y entre las partículas fueron
postuladas por Van der Waals para explicar la diferencia entre los gases ideales, los reales, y los vapores. Estas fuerzas son resultantes de varias acciones
diferentes, como el efecto de Keeson,
la inducción y la dispersión.
Entre las partículas sólidas es posible que se produzcan interacciones
por cualquiera de estos dos o tres efectos mencionados; por lo tanto, solamente la contribución debida a la dispersión se adiciona y hace efectiva a una
distancia inferior a 500 ángstroms (A°).
Por ese motivo, la interacción de las
fuerzas de Van der Waals entre las partículas sólidas es, en muchas ocasiones, referida como interacción de dispersión.
Si en una dispersión coloidal, las únicas fuerzas entre las partículas fueran
las de atracción de Van der Waals y las de repulsión eléctrica, se podría calcular
el efecto global de interacción por la adición de ambas como contribuciones. La
figura 9-7 representa la variación de la energía de repulsión y atracción, y el
efecto global entre dos partículas esféricas de radio igual a 1 µm.
Con el fin de reducir la estabilidad de los coloides para que se adhieran
entre sí con las partículas suspendidas y los granos del medio filtrante, el valor de
la resultante, (VR - VA)máx, debe reducirse o, preferentemente, anularse. La
interacción entre las partículas suspendidas y los granos del medio filtrante puede
entenderse mejor a través del análisis de las figuras 9-8, 9-9 y 9-10.
La figura 9-8 muestra el caso de
una partícula de arcilla cargada negativamente y de forma no redondeada. La
barrera de energía, (VR - VA)máx, evita
que ocurra adherencia entre las partículas y los granos del medio filtrante; por
lo tanto, si se considerara que algunas
arcillas, como la caolinita, pueden tener
tanto regiones positivas como negativas
cuando el pH de la suspensión es bajo,
es de esperar que algunas partículas sean
removidas de la suspensión.
En el caso de la figura 9-9, la arcilla en forma de placas es representada
Repulsión
Fuerzas electrostáticas
Fuerza de Van
der Waals
-3
<10 µm
Atracción
0
Fuerzas electrostáticas
Resultante
+++
~1
µm
Al
Al +++
Al(OH) 3
Al
Al
Al +++
Al(OH) 3
Superficie
+++
Al
Al Al(OH)
del grano
3
Al(OH) 3
de arena
Al(OH) 3 Al
Al +++
Al +++
Cóagulo
positivo
Figura 9-9. Interacción entre el grano
de arena y la partícula con carga
positiva en exceso
91
Fuerzas electrostáticas
Resultante
-3
<10 µm
0
Distancia
Atracción
En cualquiera de los casos, se considera que los granos del medio filtrante
tienen cargas superficiales negativas.
Repulsión
Filtración
Fuerza de Van der Waals
Superficie del
grano de arena
µm
~1
Partícula
negativa de
arcilla
Figura 9-8. Interacción entre el grano de
arena y la partícula de arcilla cargada
negativamente
como coágulo; esto es, un flóculo de tamaño aproximadamente igual a 1 µm, donde los productos de hidrólisis del aluminio
son incorporados de modo que la carga
superficial resultante es positiva. La barrera de energía es sustituida por un potencial positivo, resultante de la suma de
los efectos de las fuerzas de Van der
Waals y las electrostáticas. La adherencia entre partículas y granos resulta del
contacto entre ambos. La eficiencia de
remoción es elevada al principio, pero, a
medida que la superficie de los granos se
torna positiva, la eficiencia disminuye. La
situación es semejante a la que se tiene
en las operaciones de coagulación y
floculación, cuando se produce la reversión del potencial Z.
92
Manual I: Teoría
En el caso de la figura 9-10, las partículas están en el punto isoeléctrico;
esto es, en el punto neutro. La barrera de energía desaparece y del contacto
puede resultar una adherencia y filtración eficiente. En la práctica, esta condición
puede no ser satisfactoria en el caso de filtros de arena, debido a que se produciría
una excesiva deposición de partículas en las capas superiores y al rápido aumento
de la pérdida de carga. A pesar de no haber sido estudiada con profundidad, la
eficiencia de los filtros de arena es mayor cuando los flóculos son negativos.
El uso de ayudantes de filtración o
polielectrolitos inyectados en el afluente
al filtro puede, por eso, ser de gran utilidad para aumentar la adhesión de la materia suspendida al medio filtrante.
0
<10-3µm
Fuerzas electrostáticas
Fuerzas electrostáticas
y resultante
Superficie
del grano
de arena
~1
µm
Las cadenas poliméricas adheridas
a las partículas dejan sus segmentos extendidos en el agua, los que pueden ser
adsorbidos por otras partículas o por sitios vacantes en los granos del filtro. Este
fenómeno es independiente de las fuerzas de Van der Waals y de las cargas
electrostáticas.
Atracción
Como se sabe, la desestabilización
de los coloides es efectuada por los productos de la hidrólisis que a determinados pH se polimerizan.
Repulsión
2.2.2 Enlace químico entre las partículas y la superficie de los granos
H
OH -
OH -
Al(OH) 3 Al
Al(OH) 3
OH Al Al
Al
H Al(OH)
Al(OH) 3
Al Al
Al(OH) 3
Coágulo
neutro
Al
OH
Figura 9-10. Interacción entre el grano
de arena y la partícula de arcilla con
carga positiva
Las partículas con sus segmentos
poliméricos adheridos, al atravesar las
constricciones del medio filtrante, se enlazan con los segmentos sueltos adsorbidos
por los granos o por los de partículas ya adheridas al lecho filtrante y quedan en
esta forma retenidas.
Las leyes que gobiernan la adsorción de polímeros deben tenerse en cuenta
también en este caso.
Filtración
3.
CINÉTICA DE LA FILTRACIÓN
3.1
Introducción
93
No obstante el extenso conocimiento de los mecanismos de la filtración, no
se ha podido llegar a encontrar un modelo matemático que describa con precisión
el comportamiento de los diferentes parámetros de operación de los filtros. No
existe, hasta ahora, ninguna fórmula o conjunto de fórmulas con las cuales, asumidos determinados valores, se puedan calcular los diferentes parámetros que inciden en el funcionamiento de un filtro.
Obviamente, esta dificultad no limita el hecho de poder determinar los
parámetros del proceso de filtración experimentalmente.
Resulta, entonces, conveniente realizar estudios con filtros piloto, cuando
se quiera conocer el comportamiento de un determinado filtro con una cierta suspensión, ya que cualquier alteración en esta o el medio filtrante significa un cambio en los parámetros del proceso.
Sin embargo, los modelos matemáticos resultan útiles para la mejor comprensión del proceso de filtración. Un gran número de autores ha desarrollado
expresiones matemáticas que establecen relaciones entre las diferentes variables
del proceso.
3.2
Balance de masas
C1
L
L
C2
Figura 9-11. Elemento del lecho filtrante
El balance de masas tiene una
doble finalidad en el análisis de la filtración. En primer lugar, conjuntamente con
la ecuación que describe la remoción de
partículas suspendidas, permite determinar la distribución de los depósitos en el
medio filtrante en función de la posición
y del tiempo. En segundo lugar, el balance de masas conduce a una expresión que hace posible conocer la cantidad de sólidos removidos por unidad de
volumen del medio filtrante.
94
Manual I: Teoría
La figura 9-11 representa un elemento del medio filtrante de área A y espesor ∆L. La variación de la concentración de la suspensión está dada por:
∆C = (C 2 - C 1 )
(2)
Donde:
∆C
=
C1
C2
=
=
Variación de la concentración de partículas (volumen de partículas
suspendidas por volumen de suspensión).
Concentración de partículas suspendidas en el afluente (L3/L3).
Concentración de partículas suspendidas en el efluente (L3/L3).
Si se considera que Q es el caudal que escurre a través del elemento y se
admite que el depósito específico aumenta una cantidad ∆σ, al transcurrir un
intervalo del tiempo ∆t, se tiene que el volumen de partículas removidas de la
suspensión es:
∆C . Q . ∆ t
(3)
y el volumen de partículas acumuladas es:
∆σ a . A . ∆ L
(4)
Igualando ambas expresiones, se obtiene:
∆C . Q . ∆ t = ∆ σ a . A . ∆ L
(5)
Donde:
Q
∆t
∆ σa
=
=
=
A
∆L
=
=
caudal (L3T-1)
intervalo de tiempo (T)
variación del depósito específico absoluto (volumen de
sólidos/volumen de medio filtrante, L3/L3)
área, en planta, del elemento de volumen del medio filtrante (L2)
espesor del elemento de volumen del medio filtrante (L)
Reordenando la ecuación (5) se obtiene, en su forma diferencial, la ecuación (6):
∂C
∂ σa
.V +
= 0
∂L
∂t
(6)
Filtración
95
Donde:
V
=
velocidad de filtración o tasa de filtración (Q/A)
La ecuación (6) representa la relación entre la variación de la concentración de partículas suspendidas con la profundidad, y la variación del depósito específico absoluto con el tiempo, para la velocidad de filtración considerada.
La ecuación (6) fue propuesta por Iwasaki, hace más de 50 años, a través
de estudios realizados en filtros lentos.
Muchas veces se considera al depósito específico efectivo (σ), que refleja
el volumen que efectivamente ocupan las partículas removidas, para tener en
cuenta de ese modo la porosidad de los depósitos.
σ = β .σ
a
(7)
Donde:
σ
=
β
=
Depósito específico absoluto (volumen de depósito/volumen de medio
filtrante).
Relación entre el volumen de los depósitos y el volumen de sólidos
removidos.
De este modo, la porosidad local estará dada por:
ε = ε
o
- σ
(8)
Donde:
ε0
ε
=
=
porosidad inicial (volumen de vacíos/volumen total del medio filtrante)
porosidad del medio filtrante
De la combinación de las ecuaciones (6) y (7) se obtiene:
1
∂C
∂σ
=
.
∂L
∂ t
β . V
(9)
96
Manual I: Teoría
La ecuación (9) representa la variación de la concentración en función del
espesor del medio filtrante y demuestra que la tasa de variación disminuye a medida que el depósito específico aumenta con el tiempo de operación del filtro.
Combinando las ecuaciones (8) y (9), se obtiene:
∂C
∂ε
1
=
.
β . V
∂L
∂t
(10)
La ecuación (10) muestra que la tasa de variación de la concentración de la
suspensión, en función del espesor del medio filtrante, disminuye a medida que la
porosidad decrece con el tiempo de operación.
3.3
Modelos para la remoción de partículas suspendidas
La ecuación (9) se puede utilizar para prever la variación de σ en función
de t, si se conoce la variación de C en función de L.
Se han propuesto innumerables modelos para describir la variación de la
concentración de la suspensión a través del medio filtrante (cuadro 9-1). Estos
modelos presentan la siguiente forma general:
∂C
= F
∂L
(C, σ, parámetros del modelo)
(11)
La ecuación (11) establece que la reducción de la concentración de partículas (C) a través de la profundidad del medio filtrante (L) es función de la concentración de partículas (C), del depósito específico (σ) y de parámetros específicos del modelo. La primera tentativa para determinar la función F fue hecha en
1937 por Iwasaki. A partir de estudios realizados con una variedad de partículas
discretas, sin aplicación de coagulantes y con una velocidad de aproximación inferior a 12 m3/m2 x d, Iwasaki propuso la siguiente ecuación:
∂C
= λ .C
∂L
λ
C
=
=
coeficiente del filtro o módulo de impedimento (L-1)
concentración remanente de la suspensión (L3/L3)
(12)
Filtración
97
Cuadro 9-1. Modelos matemáticos de filtración
Autor
Año
Iwasaki
1937
Expresión
dI
= + λI
dL
I = concentración
por cm2
dC
= - λC
d L
Ives
Variables
1962
2
θσ
λ = λi Kσ p - σ
σ, C, p0
0
Ives
1969
λ = λi (1 +
Deb
1970
C =
Adín y
Rebhun
Ginn y
Otros
1970
1992
V
p
0
βσ y
σ z
σ x
) (1 +
) (1 +
)
p0
p0
σv
dC
dC
+
σ d L
dt
dσ
= K1 C (F - σ) - K 2 σ J
dt
1 - p0
dC
= 1,5 (
) α n0 C
d Z
dc
β , p0, σ
C
p0
F = capacidad del
filtro
J = gradiente
hidráulico
K 1, K 2 = coeficiente de adherencia y desprendimiento.
σ, C
d = diámetro del
grano
n0 = eficiencia de
remoción del colector
α = factor de eficiencia de las colisiones
Conviene mencionar que la ecuación (12) fue desarrollada para filtros lentos, donde la acción física de cernido es dominante. Al inicio de la filtración, cuan-
98
Manual I: Teoría
do el medio filtrante está limpio, el empleo de la ecuación (12) se basa en la
hipótesis de que cualquier subcapa del mismo presenta la misma eficiencia de
remoción y que la suspensión es uniforme al entrar y salir de una subcapa cualquiera. Asimismo, la integración de la ecuación (12), que muestra la variación de
la concentración en función de una exponencial con el espesor del lecho filtrante
(para t = 0), respalda el siguiente resultado:
C = C0 . e
C0
λ0
=
=
-λ0 L
(13)
concentración inicial de partículas suspendidas (L3/L3)
coeficiente inicial de filtración (L-1)
La ecuación (13), que muestra la variación de la concentración en función
de una exponencial con el espesor del lecho filtrante (para t = 0), está representada en la figura 9-12.
Durante la filtración se produce una colmatación progresiva de
los poros y, por consiguiente, varía la eficiencia de remoción de las diversas subcapas, lo que
invalida el empleo de la
ecuación (13). En consecuencia, se deben tener
en cuenta las variaciones
que se producen en los
poros, las que dependen
de la profundidad del medio filtrante y del tiempo.
La complejidad de estas
variaciones se puede deFigura 9-12. Variación de la concentración en
mostrar fácilmente mefunción del espesor del lecho filtrante para t = 0
diante un ejemplo numérico. Se considera una suspensión de 1.000 unidades arbitrarias de concentración
inicial, que escurre a través de un medio filtrante dispuesto en cuatro subcapas, de
modo que su eficiencia sea de 70%. Al inicio, cuando t = 0, se obtienen los resultados presentados en el cuadro 9-2.
Filtración
99
Cuadro 9-2. Resultados de un ejemplo numérico de remoción
de partículas suspendidas
Subcapa
Concentración
Depósito final
Afluente
1
2
3
4
1.000
300
90
27
8
700
210
63
19
Con el correr del tiempo, la primera subcapa habrá alterado su eficiencia
debido a las 700 unidades que habrán pasado a ocupar sus poros. La subcapa 2
también, debido a las 210 unidades, y así sucesivamente. Por lo tanto, cada subcapa
removerá una proporción diferente en relación con la suspensión afluente, lo que
se acentuará con el transcurso del tiempo. Para explicar este fenómeno, se han
considerado dos teorías: la de retención y arrastre de partículas, y la del coeficiente de filtración modificado.
3.4
Retención y arrastre de partículas
De acuerdo con la teoría de retención y arrastre de partículas, y considerando un caudal constante, las partículas retenidas en los poros causan el estrechamiento de los canales, lo que trae como consecuencia un aumento de la velocidad intersticial. Este incremento hace que parte de las partículas retenidas sean
arrastradas a las capas inferiores, de tal modo que la cantidad arrastrada sea
proporcional a la existente en cada capa. Este arrastre de una fracción del material conduce a una disminución de la tasa de incremento de σ para la
subcapa considerada.
La figura 9-13
muestra que existe una
condición limitante en la
superficie del medio
filtrante y que progresa
a través de todo el espesor del mismo. Cuando
Figura 9-13. Variación de C y σ en función de L
100
Manual I: Teoría
se llega a esta condición en todo el medio filtrante, el depósito específico alcanza
un valor de saturación σu y la concentración C no se altera (C = C0).
3.5
Coeficiente de filtración modificado
Si nos basamos en la teoría de retención y arrastre, λ permanece constante
durante el proceso de filtración. No obstante, se ha verificado que λ varía con σ.
Los modelos que relacionan λ con σ se basan en la hipótesis de que la variación
de la eficiencia del filtro se debe a variaciones de la geometría de los poros,
causadas por la retención de partículas. De este modo, la superficie específica de
los poros es un factor importante que debe ser considerado, pues la velocidad
intersticial aumenta debido al estrechamiento de los canales por los que escurre la
suspensión.
El modelo matemático general que relaciona λ con σ puede obtenerse si se
consideran los tres casos individuales que se mencionan a continuación, y se combinan posteriormente para obtener un resultado global. En primer lugar, se considera al medio filtrante como un conjunto de esferas individuales. En segundo lugar, se supone que el medio filtrante está representado por un conjunto de capilares cilíndricos individuales. Finalmente, se considera que la velocidad intersticial
es modificada por la cantidad promedio de depósito en cualquier elemento de
volumen del medio filtrante.
3.6
Modelos matemáticos que relacionan λ con σ
El cuadro 9-3 muestra los principales modelos que relacionan λ con σ,
constantes y valores de los exponentes x, y y z.
El modelo propuesto por Iwasaki fue obtenido a partir de estudios con filtros lentos, y el de Sakthivadival a partir de la filtración de partículas no coloidales
en un medio granular. En ambos casos, los modelos resultantes prevén un crecimiento lineal de λ con σ. La aplicación de estos modelos está limitada a los filtros,
en los cuales la acción física de cernido es dominante.
El modelo propuesto por Heertjes y Lerk se desarrolló a partir del concepto
de célula unitaria (poro aislado), donde las partículas próximas a su superficie
estarían bajo la acción de la resultante de las fuerzas de rozamiento y de Van der
Waals. Shektman supuso arbitrariamente que, debido al aumento de σ y de la
velocidad intersticial, λ decrecería linealmente con el aumento de σ. Se puede
Filtración
101
observar en el cuadro 3 que λ será igual a 0 cuando σ = ε0, lo cual es improbable
porque la acción física de cernido estará actuando y, por lo tanto, λ será diferente
de cero.
Tanto Maroudas y Eisenklan, como Wright y colaboradores, propusieron un
modelo basado en la hipótesis de que la eficiencia global en una capa del lecho
filtrante es proporcional a la relación entre las fuerzas de arrastre y la resultante
de las fuerzas que mantienen a las partículas adheridas a la superficie de los
granos. Aunque este modelo haya sido verificado experimentalmente, su aplicación parece ser limitada, pues no tiene en cuenta el aumento de λ al inicio de la
filtración ni tampoco el periodo en que λ permanece prácticamente invariable con
el aumento de σ.
El modelo propuesto por Mackerle muestra una fase de aumento y otra de
disminución de λ con el aumento de σ. A pesar de las dificultades para determinar
los exponentes y y z, este comportamiento normalmente es observado en la práctica, a excepción del inicio de la filtración, cuando se verifica un crecimiento lineal
de λ con el aumento de σ.
El modelo propuesto por Stein, a pesar de tener en cuenta las deficiencias
mostradas por algunos modelos anteriores, es de aplicación práctica restringida
debido a la dificultad de determinar cuatro parámetros (K1, K2, λ0, σu).
El modelo propuesto por Mintz y Kristhul fue desarrollado a partir de la
teoría del transporte de sedimentos en medios porosos. Es interesante observar
que a pesar de la diferencia matemática entre los modelos de Maroudas y Eisenklan
por un lado y Mintz y Kristhul por otro, el significado físico es el mismo, pues en
cualquier caso, el valor máximo de σ es σu en cualquiera de las capas del medio
filtrante.
El modelo propuesto por Yao y colaboradores se basa en un colector esférico, en el cual las partículas son removidas por difusión, intercepción y sedimentación. Dependiendo del tamaño de las partículas de la suspensión, uno u otro de
estos mecanismos será el dominante. Este modelo se verificó en la práctica utilizando microesferas de látex; por ello no puede garantizarse que el modelo sea
aplicable en condiciones reales, en que las suspensiones están constituidas generalmente por partículas floculentas.
Filtración
102
Cuadro 9-3. Modelos matemáticos que relacionan λ con σ
Modelo
λ = F( )
Exponentes
Iwasaki
Sakthivadival
X=Z=0
Y=1
Herejes
Shekhtman
Lerk
X=Y=0
Z=1
Maroudas y
Eisenklan
Wright,
Kavannaugh y
Pearson
Y=Z=0
X=1
Mackerle
X=0
λ = λ0 + a1 . σ
a1 =
b . λ0
ε0
, b=1
σ
)
ε
λ = λ 0 (1 -
0
σ
)
σ
λ = λ 0 (1 -
u
bσ y
σ
) . 1ε0
ε0
λ = λ (1 0
Ives
Observaciones
X=Y=Z=1
a2 σ
λ = λ0 + a1 . σ
z
2
a1, a 2, parámetros
ε -σ
0
Stein
X=Z=0
Y=1
(*)
λ = λ 0 (1 + K 1 . σ)
(**) λ = λ
Mintz y Kristhul
(*) K 1= 1/ε, b = 1 (válido
cuando λ decrece con σ)
(**) K2 = coeficiente
(válido cuando λ decrece
con σ)
σ
λ = λ0 (1 +
K 2 .σ
1
4
1 - K 2 .σ u
0
C .σ
0
C .σ
C, C0 = concentraciones
de partículas suspendidas
(vol/vol)
)
u
_
λ
Deb
_
λ = M1(
= Coeficiente
adimensional; M1, M 2
constantes.
X* = parámetro
X
M
) 2
ε - σ
0
Yao, Habibian y
O’Melia
λ=
3
2
ε
1
0
D
n = eficiencia de colección de un colector esférico aislado
α = Factor de colisión
n .α
O’Melia y Ali
3 1 ε0
λ=
2
D
η .r
ηr = α . n + N . αρ . ηp.
d
D
2
n = Número de partículas
suspendidas
αρ = Factor de colisión
entre partículas retenidas
y partículas suspendidas
ηp = Eficiencia de colección entre partículas
retenidas y partículas
suspendidas.
Filtración
103
El modelo propuesto por O’Melia y Ali fue obtenido a partir del modelo de
Yao y colaboradores, pero teniendo en cuenta el efecto del aumento de la superficie específica debido a las partículas previamente retenidas.
3.7
Pérdida de carga en un medio filtrante
Al pasar un fluido Q a través
de un lecho filtrante granular de profundidad L, la fricción que el fluido
sufre al atravesar los poros produce una pérdida de carga h, como
indica la figura 9-14.
Presión atmosférica
Impacto
inercial
Carga hidrostática
L
A
t
t=
0
Al comenzar la operación de
un filtro, los granos del lecho están
limpios y la pérdida de carga se
deberá solamente al tamaño, forma
y porosidad del medio filtrante y a
la viscosidad y velocidad del agua.
Ho
H Límite
Figura 9-14. Variación de la pérdida
de carga en función de (L) y (t)
Si el fluido no tuviera partículas en suspensión, esta pérdida de carga inicial será constante a través de toda
la carrera de filtración. Pero, como ordinariamente contiene sólidos en suspensión, estos irán recubriendo los granos del lecho, incrementarán su diámetro y
disminuirán su porosidad inicial, con lo que la pérdida de carga irá incrementándose
por la disminución del área de paso del flujo.
Resulta de aquí que deben considerarse dos clases de pérdida de carga:
•
Una pérdida de carga inicial, que es la mínima que puede producir el filtro y
que llamaremos h0.
•
Una pérdida de carga por colmatación, que será función del tiempo hϕ(t).
Esto es:
h = h + hϕ ( t )
f
0
(14)
Filtración
104
3.7.1 Pérdida de carga inicial
La pérdida de carga inicial puede calcularse a partir de la ecuación de
Kozeni, que solo es aplicable para esferas con flujo laminar, el cual solo se presenta cuando el número de Reynolds es menor que 10.
h
0
= f
(1 - ε )
ν
0
L
3
g
ε
2
A
V
v
0
2
(15)
Donde:
f
v
g
L
ε0
V
A
V
=
=
=
=
=
=
constante experimental y adimensional, igual a 5
viscosidad cinemática
aceleración de la gravedad
profundidad del lecho
porosidad inicial
velocidad de filtración
=
relación área de la partícula /volumen de la partícula
Siendo A = 6 , para partículas esféricas, donde D es el diámetro de la
V
D
partícula, se tiene la ecuación de Kozeni:
h = f
0
(1 - ε )
ν
0
L
3
g
ε
2
v
0
6
D
2
(16)
En la práctica, sin embargo, los granos ni son esféricos ni tienen tamaño
uniforme ni el flujo es laminar sino transicional. Por lo tanto, la ecuación (15) debe
ajustarse para los siguientes casos:
•
Cuando los granos no son esféricos, pero son de diámetro uniforme.
En este caso hay que introducir un coeficiente de esfericidad (Ce).
A
6
=
V
Ce D
h0 = f
, que, reemplazado en (15), resulta:
(1 - ε 0 )2
ν
v
L
g
ε 03
2
6
Ce D
(17)
Filtración
•
105
Cuando los granos no son esféricos ni de diámetro uniforme ni están
estratificados en el lecho.
Este es el caso de los filtros lentos. Hay que considerar la dispersión de las
partículas así:
6
A
=
C
V
e
i
∑
Xi
i =1
i
d
(18)
Donde:
Xi
=
di
=
Fracción en peso de material retenido entre dos tamices consecutivos,
en un ensayo granulométrico.
Diámetro promedio geométrico entre dos tamices.
Reemplazando (18) en (15), se tiene:
h0 = f
(1 - ε ) 2
ν
0
L
v
3
g
ε
0
•
6
D
i
∑
Xi
i =1
i
d
2
(19)
Cuando los granos no son esféricos ni de diámetro uniforme, pero están
estratificados en el lecho.
En este caso, la pérdida de carga total será igual a la suma de las pérdidas
de carga en cada capa, si se entiende por capa el conjunto de partículas comprendidas entre dos tamices consecutivos.
i
h =
0
∑h
I =1
(20)
i
Todo lecho filtrante se estratifica naturalmente cuando se lava con flujo
ascendente, capaz de expandir los granos y hacer que estos, al suspender el lavado, se coloquen de menor a mayor, según sus densidades y sus diámetros. Las
partículas más grandes y pesadas irán al fondo. Por eso, en los filtros rápidos, el
lecho está estratificado, mientras que en los lentos no. La porosidad en uno y en
otro caso es diferente; es mayor en los rápidos que en los lentos, en los cuales, por
no haber estratificación, los granos pequeños se meten en los grandes y disminuyen el área de paso o la porosidad.
106
Manual I: Teoría
Si se supone que la porosidad no varía en las diferentes capas, en cada una
se cumple que Li = Xi L, donde Li es el espesor de una capa.
Reemplazando estos conceptos en (15), se tiene:
h
3.8
0
= f
(1 - ε ) 2 36
ν
0
L
V
3
g
Ce2
ε0
i
∑
i =1
X
i
(21)
di 2
Lavado de medios filtrantes
Durante el proceso de filtrado, los granos del medio filtrante retienen material hasta obstruir el paso del flujo, lo que obliga a limpiarlos periódicamente.
En los filtros rápidos esto se realiza invirtiendo el sentido del flujo, inyectando agua por el falso fondo, expandiendo el medio filtrante y recolectando en la
parte superior el agua de lavado.
3.8.1 Fluidificación de medios porosos
Cuando se introduce un flujo ascendente en un medio granular, la fricción
inducida por el líquido al pasar entre las partículas produce una fuerza que se
dirige en sentido contrario a la del peso propio de los granos y que tiende a reorientarlos en la posición que presente la menor resistencia al paso del flujo.
Por lo tanto, cuando la velocidad de lavado es baja, el lecho no se expande
y su porosidad no se modifica mayormente. Pero, a medida que se va incrementando
dicha velocidad, las fuerzas debidas a la fricción van aumentando hasta llegar a
superar el peso propio de las partículas, momento en el cual estas dejan de hacer
contacto, se separan y quedan suspendidas libremente en el líquido.
Si se aumenta aún más la velocidad de lavado, la altura del medio filtrante
se incrementará proporcionalmente a la velocidad del fluido, como se muestra en
la figura 9-15, y la porosidad crecería en igual forma para dejar pasar el nuevo
caudal, pero conservando la velocidad intersticial y la resistencia al paso del agua
aproximadamente iguales.
Por lo tanto, solo cuando el lecho no está expandido la pérdida de carga es
una función lineal de la velocidad del flujo ascendente, pero en cuanto este se
fluidifica, la pérdida de carga alcanza su valor terminal máximo.
Filtración
107
Pérdida de carga (Hf)
Hf
ho
Porosidad (Lo)
0
v
Vmf
v
Lo
0
Espesor (L)
Vmf
Lo
0
Vmf
Velocidad de lavado (V)
Figura 9-15. Pérdida de carga, profundidad del lecho y porosidad
versus velocidad de lavado
La fluidificación es descrita por Cleasby y Fan como el flujo ascendente de
un fluido (gas o líquido) a través de un lecho granular, a una velocidad suficiente
para suspender los granos en el fluido, mientras que la velocidad mínima de
fluidificación (Vmf) es la velocidad superficial del fluido requerida para el inicio de
la fluidificación.
Según Vaid y Gupa, la fluidificación de una capa de partículas con un tamaño uniforme y de una misma densidad comienza a una velocidad definida (Vmf).
Cuando se tienen valores bajos de Vmf, todas las partículas están en estado fijo,
mientras que para velocidades por encima de Vmf, todas las partículas están en
estado fluidificado. Un aspecto importante notado en este estudio es la composición de la capa; es decir, las proporciones de los diversos tamaños de granos de la
108
Manual I: Teoría
misma densidad. La composición del lecho influye decisivamente en el valor de la
velocidad mínima de fluidificación, por lo que no se puede evaluar el Vmf solo por
el tamaño de los granos aislados.
3.8.2 Expansión de medios porosos
Las figuras 9-16, 9-17, 9-18, 9-19 y 9-20 presentan las curvas que relacionan el número de Reynolds con el número de Galileo para diferentes valores del
coeficiente de esfericidad y porosidad del medio filtrante expandido. En general,
para un lavado únicamente con agua en sentido ascensional, la velocidad varía en
promedio entre 0,9 y 1,3 m/min. La expansión total de un medio filtrante se determina teniendo como dato la curva granulométrica y calculando la porosidad de las
diferentes subcapas expandidas para determinada velocidad de lavado, conforme
al modelo propuesto por Dharmarajah y Cleasby.
El número de Reynolds, Re, se define por:
Re =
D . V. ρ
e
(22)
µ
El número de Galileo, Ga, se define por:
Ga =
De3 . ρ (ρs
ρ) g
2
µ
(23)
Donde:
De
V
µ
ρ
ρs
g
=
=
=
=
=
=
diámetro equivalente
velocidad del flujo de agua
viscosidad dinámica
densidad del agua
densidad del material filtrante
aceleración de la gravedad
La porosidad del lecho expandido (εe) se determina por:
ε
e
= 1 -
n
∑
i =1
1
X
1
i
ε
(24)
i
Filtración
109
Número de Galileo (Ga)
Coeficiente de esfericidad
Ce = 0,50
Número de Reynolds (Re)
Figura 9-16. Relación del número de Reynolds con el número de Galileo para Ce = 0,50
Número de Galileo (Ga)
Coeficiente de esfericidad
Ce = 0,60
Número de Reynolds (Re)
Figura 9-17. Relación del número de Reynolds con el número de Galileo para Ce = 0,60
110
Manual I: Teoría
Número de Galileo (Ga)
Coeficiente de esfericidad
Ce = 0,70
Número de Reynolds (Re)
Figura 9-18. Relación del número de Reynolds con el número de Galileo para Ce = 0,70
Número de Galileo (Ga)
Coeficiente de esfericidad
Ce = 0,80
Número de Reynolds (Re)
Figura 9-19. Relación del número de Reynolds con el número de Galileo para Ce = 0,80
Filtración
111
Número de Galileo (Ga)
Coeficiente de esfericidad
Ce = 0,90
Número de Reynolds (Re)
Figura 9-20. Relación del número de Reynolds con el número de Galileo para Ce = 0,90
La expansión total (E) será igual a:
E =
ε e - ε0
ε
1 -
Donde:
εi
ε0
Xi
L0
Le
=
=
=
=
=
le - l0
=
l
0
(25)
0
porosidad expandida de la capa
porosidad del lecho estático
fracción en peso de material retenido entre dos tamices consecutivos
espesor del lecho estático
espesor del lecho expandido
3.8.3 Pérdida de carga en medios filtrantes expandidos
La pérdida de carga en el medio filtrante expandido es determinado por la
ecuación que se indica a continuación, ya que la pérdida de carga en ese caso
resulta igual al peso de los granos de cada material que compone el medio.
Cualquiera de las dos ecuaciones es válida:
(
)
hi = 1 - ε0 L0
ρ - ρ
s
a
ρ
a
(26)
Filtración
(
hi = 1 - ε e
)
Le
ρ - ρ
s
ρ
a
a
112
(27)
Donde:
hi
ρs
ρa
=
=
pérdida de carga del material expandido
masa específica del material filtrante
=
masa específica del agua
La pérdida de carga total en el medio filtrante expandido será igual a la
suma de la pérdida de carga en cada material que lo compone, en el caso de tener
medios filtrantes múltiples.
4.
FACTORES QUE INFLUYEN EN LA FILTRACIÓN
La eficiencia de la filtración está relacionada con las características de la
suspensión, del medio filtrante, de la hidráulica de la filtración y la calidad del
efluente. Por ejemplo, la filtración de agua cruda en filtros lentos de arena, y la de
agua coagulada en filtros rápidos de arena resultan de interacciones distintas entre los granos del medio filtrante y las partículas suspendidas, pues un factor importante en la filtración lenta puede, muchas veces, no ser importante para la
filtración rápida.
Se presentan a continuación los principales factores que influyen en la filtración rápida.
4.1
Características de la suspensión
De modo general, la eficiencia de remoción de partículas suspendidas en un
medio filtrante está relacionada con las siguientes características de la suspensión:
a)
b)
c)
d)
e)
tipo de partículas suspendidas;
tamaño de partículas suspendidas;
densidad de partículas suspendidas;
resistencia o dureza de las partículas suspendidas (flóculos);
temperatura del agua por filtrar;
Filtración
g)
h)
113
potencial zeta de la suspensión; y
pH del afluente.
4.1.1 Tipos de partículas suspendidas
La filtración de flóculos que no sedimentan en una planta de ablandamiento
difiere sustancialmente del caso en que se tienen flóculos provenientes de un
pretratamiento con un coagulante de una sal de hierro o aluminio. Por otro lado, el
tipo de partículas primarias presentes en el agua cruda influye en la eficiencia de
la filtración. Por ejemplo, la existencia de algas en el afluente influye en la formación de curvas de pérdida de carga de manera más acentuada que aquellos casos
en que el afluente solo posee partículas suspendidas coaguladas de arcilla o sílice.
4.1.2 Tamaño de las partículas suspendidas
Existe un tamaño crítico de partículas suspendidas, del orden de 1 µm, el
cual genera menos oportunidad de contacto entre la partícula suspendida y el
grano del medio filtrante. Este hecho se puede observar desde el principio, cuando
el medio filtrante está limpio, hasta el final de la carrera de filtración. Algunos
productos químicos, como los coagulantes tradicionales y los polímeros, pueden
usarse para ajustar el tamaño de las partículas suspendidas de modo de obtener
una eficiencia mayor. Las partículas menores que el tamaño crítico serán removidas eficientemente, debido, principalmente, a la difusión; mientras que las mayores también serán removidas eficientemente debido a la acción de otros mecanismos, como la intercepción y la sedimentación.
4.1.3 Densidad de las partículas suspendidas
Cuanto mayor sea la densidad de las partículas suspendidas, mayor será la
eficiencia de remoción de las partículas de tamaño superior al tamaño crítico,
mencionado anteriormente.
4.1.4 Resistencia o dureza de los flóculos
La dureza de los flóculos es otro factor importante en la filtración rápida,
pues los flóculos débiles tienden a fragmentarse y penetrar fácilmente en el interior del medio filtrante, lo que favorece el traspaso final de la turbiedad límite,
mientras que los flóculos duros o resistentes no se fragmentan fácilmente, pero
producen una pérdida de carga mayor.
114
Manual I: Teoría
Las figuras 9-21 y 9-22 muestran los efectos de la resistencia de los flóculos
en la duración de la carrera de filtración y en el desarrollo de la pérdida de carga.
Turbiedad del
efluente (UT)
1,2
0,8
0,4
Pérdida de carga (cm)
0
240
180
120
60
0
0
10
20
30
40
50
Tiempo de funcionamiento (h)
Figura 9-21. Efecto de flóculos resistentes en la calidad del efluente y duración de la
carrera de filtración para las siguientes condiciones: (1) turbiedad del agua cruda =
30-45 UNT; (2) dosis de sulfato de aluminio = 7 mg/L; (3) dosis de sílice activada =
20 mg/L; (4) turbiedad del afluente del filtro = 2 UNT; (5) tasa de filtración = 120 m3/m2/día
4.1.5 Temperatura del agua por filtrar
En general, el aumento de temperatura conduce a una eficiencia mayor,
pues se tiene un aumento de energía termodinámica en las partículas del agua y,
consecuentemente, la difusión se vuelve un mecanismo importante cuando se tienen partículas suspendidas menores de un micrómetro. Por otro lado, la disminución de la viscosidad facilita la acción del mecanismo de sedimentación de partículas mayores de un micrómetro.
4.1.6 Concentración de partículas suspendidas en el afluente
Cuando el medio filtrante se encuentra limpio, la eficiencia de remoción
depende de la concentración de partículas suspendidas en el afluente.
Después de algún tiempo de filtración, la eficiencia de remoción aumenta
con el aumento de la concentración de las partículas suspendidas en el afluente,
pues las partículas retenidas hacen de colectoras de otras partículas suspendidas.
Filtración
115
Evidentemente, al existir una eficiencia de remoción mayor con el aumento de la
concentración, la curva de pérdida de carga en función del tiempo será más acentuada.
Turbiedad del
efluente (UT)
1,2
0,8
0,4
0
Pérdida de carga (cm)
240
180
120
60
0
0
10
20
30
40
50
Tiempo de funcionamiento (h)
Figura 9-22. Efecto de los flóculos débiles en la calidad del agua filtrada y duración de
la carrera de filtración para las siguientes condiciones: (1) turbiedad del agua cruda =
20 UNT; (2) dosis de sulfato de aluminio = 100 mg/L; (3) dosis de carbón activado =
2 mg/L; (4) tasa de filtración = 120 m3/m2/día; (5) turbiedad del afluente al filtro = 15 UNT
4.1.7 Potencial zeta de la suspensión
Cuando las partículas suspendidas y los granos del medio filtrante tienen
potencial zeta del mismo signo, la interacción entre las capas dificulta la adherencia, lo cual reduce la eficiencia de remoción. Como los materiales filtrantes usuales presentan potenciales zeta negativos, sería conveniente que las partículas suspendidas tuviesen potencial zeta neutro o positivo.
4.1.8 pH del afluente
El pH influye en la capacidad de intercambio iónico entre las partículas
suspendidas y los granos del medio filtrante. Para valores de pH inferiores a 7,0,
disminuye el intercambio de cationes y aumenta el intercambio de aniones sobre
las superficies positivas; mientras que, para valores de pH superiores a 7,0, se
produce un aumento en el intercambio de cationes y una disminución en el intercambio de aniones sobre las superficies negativas.
116
4.2
Manual I: Teoría
Características del medio filtrante
Entre las características del medio filtrante que influyen en la filtración,
destacan:
a)
b)
c)
d)
tipo del medio filtrante;
características granulométricas del material filtrante;
peso específico del material filtrante; y
espesor de la capa filtrante.
4.2.1 Tipo del medio filtrante
El medio filtrante debe seleccionarse de acuerdo con la calidad que se
desea para el agua filtrada. Adicionalmente, debe tenerse en cuenta la duración
de la carrera de filtración (capacidad de retención) y la facilidad de lavado. Un
medio filtrante ideal es aquel de granulometría determinada y cierto peso específico, que requiere una cantidad mínima de agua para ser lavado de manera eficiente y que es capaz de remover la mayor cantidad posible de partículas suspendidas, para producir un efluente de buena calidad.
La arena ha sido el medio filtrante comúnmente empleado. A pesar de
producir un efluente de mejor calidad, la arena de granulometría menor presenta
una carrera de filtración más corta que la de granulometría mayor. En todo caso,
la estratificación de la arena se da en un filtro rápido como consecuencia del
lavado en contracorriente, con los granos de menor tamaño en las capas superiores y los de mayor tamaño en las inferiores. La estratificación, por lo tanto, favorece la retención de la mayor parte de partículas en las capas superiores, lo que
hace posible que exista presión inferior a la atmosférica en el interior del medio
filtrante, situación indeseable no solo por la posibilidad de formación de burbujas
de aire sino también por la compactación de parte del medio filtrante; de este
modo, se perjudica el proceso de filtración y se dificulta el lavado.
El problema producido por la estratificación puede controlarse usando arena con coeficiente de uniformidad próximo a la unidad y arena preparada entre
dos mallas consecutivas; por ejemplo, entre las de aberturas iguales a 0,42 y 0,59
mm. A pesar de ser esta la condición ideal, pues se ahorra agua para el lavado, la
preparación de la arena no resultaría económicamente ventajosa. En la práctica,
lo común es especificar la arena con un coeficiente de uniformidad inferior a 1,5.
Filtración
117
Hace más de 25 años, Conley y Pitman realizaron investigaciones empleando
una capa de antracita, de granulometría mayor, dispuesta sobre la arena de
granulometría menor. Como el peso específico de la antracita es inferior al de la
arena, los inconvenientes de la estratificación, así como los del medio filtrante
constituido exclusivamente de arena, se controlan en forma satisfactoria. Debido
a que cuando se usan tasas de filtración elevadas, la calidad del agua filtrada no
puede ser inferior a la obtenida con filtros de un solo medio de arena, los filtros de
medios múltiples fueron investigados con mayor profundidad, y se llegó a medios
filtrantes constituidos por cinco capas con los siguientes materiales: poliestireno,
antracita, arena, granate y magnetita. A pesar de que la calidad del efluente es
sustancialmente superior y la pérdida de carga considerablemente inferior a la del
filtro de medio único de arena, los filtros de tres, cuatro o cinco capas no se han
utilizado comúnmente en las plantas de tratamiento porque, además de la dificultad para adquirir los materiales, existe el inconveniente de la intermezcla excesiva
de los granos mayores con los menores, entre las capas adyacentes de materiales
diferentes.
La filtración en medios filtrantes dobles, constituidos por antracita y arena,
es, desde todo punto de vista, superior a la filtración en medios constituidos únicamente por arena, como lo demuestran los trabajos de investigación realizados en
instalaciones piloto y en prototipos, publicados por la Water Research Association,
en Inglaterra.
La elección del medio filtrante depende de innumerables factores. Entre los
más importantes figuran la calidad deseada para el efluente, los costos y la facilidad de adquisición de los materiales en el mercado, y la existencia de personal
calificado para operar las instalaciones de filtración.
4.2.2 Características granulométricas del material filtrante
Los materiales filtrantes deben ser claramente especificados, de manera
que no quede duda alguna sobre su granulometría. Los parámetros que se deben
emplear para este fin son los siguientes:
•
Tamaño efectivo: en relación con el porcentaje (en peso acumulado) que
pasa por las mallas de una serie granulométrica, el tamaño efectivo se refiere al tamaño de granos correspondiente al porcentaje de 10%.
118
Manual I: Teoría
•
Coeficiente de uniformidad (CU): en relación con el porcentaje (en peso
acumulado) que pasa por las mallas de una serie granulométrica, el coeficiente de uniformidad es igual a la relación entre el tamaño de los granos
correspondientes a 60% y el tamaño de los granos correspondiente a 10%.
Sería mejor que este coeficiente se llamase de desuniformidad, pues su
valor se incrementa a medida que el material granular es menos uniforme.
•
Forma: la forma de los granos normalmente se evalúa en función del coeficiente de esfericidad (Ce). El coeficiente de esfericidad de una partícula se
define como el resultado de la división del área superficial de la esfera de
igual volumen a la del grano por el área superficial de la partícula considerada. Como es obvio, este valor resulta igual a la unidad para las partículas
esféricas y menor de uno para las irregulares.
•
Tamaño mínimo: tamaño por debajo del cual no deben encontrarse granos
en el medio filtrante.
•
Tamaño máximo: tamaño por encima del cual no deben encontrarse granos
en el medio filtrante.
Cuando se trata de seleccionar el material para lechos múltiples, se debe
hacerlo con el criterio de obtener un grado de intermezcla que no disminuya
sustancialmente la porosidad en la región común entre las capas adyacentes de
materiales diferentes. Específicamente para el caso de lechos dobles de arena y
antracita, se recomienda considerar las siguientes relaciones:
•
El tamaño de los granos de antracita correspondiente a 90% en peso (referente al que pasa) y el tamaño de los granos de arena correspondiente a
10% en peso (referente al que pasa = tamaño efectivo) deben mantener
una relación de 3,0.
•
El tamaño de los granos de antracita correspondiente a 90% en peso (referente al que pasa) y el tamaño de los granos de antracita correspondiente a
10% en peso (referente al que pasa) deben mantener una relación de 2.
Normalmente, la antracita se prepara entre las mallas de la serie Tyler de
aberturas 0,59 y 1,68 ó 2,00 mm, con un tamaño efectivo que varía entre 0,80 y
1,10 mm, y un coeficiente de uniformidad inferior a 1,5. La arena normalmente es
preparada entre las mallas de aberturas entre 0,42 y 1,19 ó 1,41 mm, con un
Filtración
119
tamaño efectivo que varía entre 0,50 y 0,60 mm y un coeficiente de uniformidad
inferior a 1,5.
4.2.3 El peso específico del material filtrante
El peso específico (Pe) del material es igual al peso de los granos dividido
por el volumen efectivo que ocupan los granos.
El cuadro 9-4 muestra valores normales para el coeficiente de esfericidad y
peso específico de los materiales filtrantes más usuales.
Cuadro 9-4. Valores normales de materiales filtrantes
Material
Coeficiente de
esfericidad
Peso específico
(g/cm3)
Arena
Antracita
Granate
0,75 - 0,80
0,70 - 0,75
0,75 - 0,85
2,65 - 2,67
1,50 - 1,70
4,00 - 4,20
4.2.4 El espesor de la capa filtrante
En una planta de tratamiento de agua con filtros de dos o más capas, es
relativamente difícil fijar un espesor de medio filtrante para el cual los filtros funcionen constantemente en condiciones ideales, porque la calidad del afluente varía considerablemente durante el año. La experiencia ha demostrado que existe
una relación entre el espesor de la capa de arena y la de antracita en un filtro de
dos medios; en general, el espesor de la capa de antracita representa de 60 a
80%; y la arena, de 20 a 40% del espesor total del medio filtrante. De este modo,
un medio filtrante de 70 cm de espesor tendrá aproximadamente 50 cm de antracita
y 20 cm de arena.
Asimismo, para el caso de filtros de lecho simple, la experiencia y diversas
investigaciones han permitido establecer espesores recomendados para diferentes casos: filtración de agua decantada, filtración directa o filtración descendente
o ascendente.
120
Características hidráulicas
Las características hidráulicas que influyen en la eficiencia de
la filtración son las siguientes:
a)
b)
c)
d)
tasa de filtración;
carga hidráulica disponible
para la filtración;
método de control de los filtros;
calidad del efluente.
Concentración de hierro en el
efluente (mg/L)
4.3
Manual I: Teoría
Tiempo (min.)
Figura 9-23. Variación de la calidad del
efluente al inicio de la carrera de filtración
4.3.1 Tasa de filtración
El empleo de tasas de filtración bajas no asegura, necesariamente, la producción de agua filtrada de mejor calidad y mayor volumen de agua producida por
carrera de filtración. La figura 9-23 muestra el efecto de las diferentes tasas de
filtración al inicio de la carrera. Se nota que luego de algunos minutos, la calidad
del efluente es prácticamente la misma cuando el pretratamiento se realiza con
eficiencia. Sin embargo, cuando el pretratamiento es deficiente, la calidad del
efluente filtrado es mejor para tasas de filtración más bajas.
La figura 9-24 muestra la variación de la turbiedad durante una carrera de
filtración para diferentes tasas, en filtros de antracita y arena, utilizando agua
decantada, después de coagulada y floculada con sulfato de aluminio y cal, como
afluente. Se observa que la calidad del efluente no es afectada sustancialmente
por una tasa de filtración entre 300 y 480 m3/m2/día.
La figura 9-25 muestra la mejora que se consigue en la calidad del agua
filtrada cuando se aplican pequeñas dosis de polielectrolitos en el afluente.
Filtración
Turbiedad de agua decantada (UT)
Turbiedad de agua filtrada (UT)
Tasa de filtración
− 300
m /m /día
− 390
m3/m2/día
− 480
m3/m2/día
− 540
m3/m2/día
3
121
2
Tiempo de funcionamiento (horas)
Figura 9-24. Influencia de la tasa de filtración en la calidad del agua filtrada
sin el empleo de auxiliar
Dosis de polielectrolitro catiónico = 0,01 mg/L
Turbiedad de agua filtrada (UT)
Tasa de filtración
− 300
− 390
− 490
− 540
Turbiedad del agua decantada (UT)
m /m /día
3,0
−
5,5
m3/m 2/día
3,0
−
5,5
m /m /día
4,0
−
9,0
m3/m 2/día
3,0
−
5,5
3
3
2
2
Tiempo de funcionamiento (horas)
Figura 9-25. Influencia de la tasa de filtración en la calidad del agua filtrada
cuando se emplea auxiliar de filtración
Manual I: Teoría
Estudios realizados por
Cleasby y Baumann en filtros
de arena, cuyos resultados se
muestran en la figura 9-26, indican que existe una tasa de
filtración para la cual un volumen de agua filtrada es mayor por unidad de pérdida de
carga.
N.°
1
2
3
4
5
6
7
Tabla
60
120
160
240
300
360
420
m3/m2/día
m3/m2/día
m3/m2/día
m3/m2/día
m3/m2/día
m3/m2/día
m3/m2/día
Volumen de agua filtrada (m3)
Figura 9-26. Volumen de agua filtrada en función de
la pérdida de carga para diferentes tasas de filtración
Volumen de agua filtrada (m 3/m 2)
Este fenómeno también fue verificado por Di Bernardo al realizar investigaciones con filtros de arena y
antracita en sistemas de filtración directa. La figura
9-27 muestra que el volumen
de agua filtrada por unidad de
filtro es mínimo para una tasa
de 240 m3/m2/día.
Pérdida de carga (cm)
122
Tasa de filtración (m 3/m 2/día)
Figura 9-27. Tasa de filtración versus volumen total
de agua filtrada
Las variaciones
de la tasa de filtración
durante una carrera de
filtración son muchas
veces inevitables y pueden afectar sustancialmente la calidad del
efluente. Entre los principales estudios realizados para verificar la influencia de la variación
de esta tasa en la calidad del agua filtrada,
destacan los trabajos de
Cleasby y colaboradores, Segall y Okun y
Tuepker.
Filtración
123
Turbiedad del efluente (UT)
V
De modo general, los efectos de las variaciones de tasa de filtración dependen, principalmente, de la magnitud de la variación producida, de la tasa de filtración, de la pérdida de carga presentada por el filtro en el momento en que ocurre
la variación de la tasa de filtración y de la forma en la que se realiza la variación.
Las figuras 9-28 y 9-29 muestran los efectos de la variación instantánea y gradual
de la tasa de filtración y del empleo de polielectrolitos en la calidad del agua
filtrada.
V
Tiempo de funcionamiento (h)
Turbiedad del efluente (UT)
Figura 9-28. Influencia de la variación brusca de la tasa de filtración en la calidad del
efluente: (a) aumento de la tasa de 120 a 150 m3/m2/día en 10 segundos; (b) aumento de
la tasa de 120 a 210 m3/m2/día en 10 segundos; (c) reducción de la tasa de filtración de
210 a 150 m3/m2/día; (d) aumento de la tasa de filtración de 150 a 210 m3/m2/día;
(e) reducción de la tasa de 210 a 150 m3/m2/día
Tiempo de funcionamiento (h)
Figura 9-29. Influencia de la variación gradual de la tasa de filtración en la calidad
del efluente: los aumentos y reducciones fueron de la misma magnitud que los de la
figura 9-28
124
Manual I: Teoría
4.3.2 Carga hidráulica disponible para la filtración
La carga hidráulica que se debe fijar en un filtro influye significativamente
en la duración de la carrera de filtración. Este parámetro es empírico y normalmente es seleccionado por el proyectista. Sin embargo, estudios realizados por Di
Bernardo y Cleasby mostraron que los filtros de tasa declinante producen carreras de filtración más largas que los de tasa constante para una misma pérdida de
carga en el medio filtrante y la misma tasa de filtración promedio. Esto significa
que los filtros de tasa constante necesitarían una carga hidráulica disponible superior a los de tasa declinante para obtener carreras de filtración de la misma duración.
Por otro lado, fijar la carga hidráulica con la que un filtro o un sistema de
filtración debe operar depende de otros factores, como el espesor y la granulometría
del medio filtrante, aspectos económicos, etcétera. Con cargas hidráulicas disponibles mayores, las carreras de filtración resultan más largas, pero, por otro lado,
están los inconvenientes de compactación del medio filtrante que dificultan el lavado.
4.3.3 El método de control de los filtros
El método de control de los filtros también influye en la eficiencia de estas
unidades. Los métodos de control operacional más utilizados son tasa constante y
tasa declinante.
Mientras que en un filtro operado con tasa constante, este es forzado, hacia
el final de su carrera de filtración, a operar con la misma tasa que al inicio de ella,
es evidente que se obtendrá de él un agua filtrada de menor calidad que la que se
obtiene de un filtro operado bajo la condición de que no se fuerce a la unidad a
trabajar con una tasa mayor a su capacidad de filtración, definida por el nivel de
colmatación del medio filtrante. Esta última descripción corresponde al caso de
filtros que se operan con tasa declinante. Es una forma de operación en la que
cada unidad tomará el caudal que está en capacidad de filtrar.
4.3.4 Calidad del efluente
La calidad del efluente está relacionada con diversas características inherentes al filtro propiamente dicho, al uso a que se destina al agua filtrada y a la
existencia de una operación eficiente.
Filtración
125
Los patrones de potabilidad varían entre los diversos países; por lo tanto, de
un modo general, la turbiedad del efluente no debe superar las 5 UNT y, de preferencia, tampoco ser mayor de una UNT. Se aconseja que el agua filtrada no
presente color; por lo tanto, se toleran valores inferiores a 5 UC. Desde el punto
de vista bacteriológico, los filtros constituyen una barrera sanitaria a los
microorganismos, al tener una eficiencia de remoción superior a 99%.
Calidad
Es usual obtener
agua filtrada que presente las condiciones
antes mencionadas a
través de filtros de
capa única de arena y
de dos o más capas. Sin
embargo, la calidad del
agua filtrada no es
constante desde el inicio hasta el final de la
Figura 9-30. Variación de la calidad del efluente
carrera de filtración.
durante la carrera de filtración
Estudios realizados por
Armitharajah y Wetstein mostraron que la degradación inicial del efluente es el
resultado del lavado con agua en contracorriente. La figura 9-30 muestra la variación de la calidad del agua filtrada después de que el filtro recién lavado entró en
operación.
Desde el punto de vista académico, representar los factores que influyen
en la filtración por separado facilita la comprensión de la influencia que cada uno
ejerce. En la realidad, la filtración es una operación compleja que no puede ser
analizada simplemente en función de una variable, sin tener en cuenta la influencia de las demás. La filtración de diferentes suspensiones en un mismo medio
filtrante y con las mismas características hidráulicas da como resultado efluentes
de diferentes calidades y curvas de pérdida de carga de formas distintas. Algunas
aguas presentan un periodo inicial de filtración con mejora considerable en la
calidad del efluente, mientras que otras no la tienen o la presentan por un corto
periodo. Algunas aguas tienen curva de pérdida de carga aproximadamente lineal,
mientras que otras presentan curvas exponenciales de la pérdida de carga en
función del tiempo.
126
Manual I: Teoría
5.
TIPOS DE UNIDADES DE FILTRACIÓN
5.1
Clasificación
Los sistemas de filtración pueden ser clasificados teniendo en cuenta los
siguientes parámetros: el lecho filtrante, el sentido del flujo durante la filtración, la
forma de aplicar la carga de agua sobre el medio filtrante y la forma de control
operacional.
El cuadro 9-5 resume las diferentes alternativas para cada uno de los
parámetros que usualmente se utilizan para clasificar los filtros rápidos.
Cuadro 9-5. Clasificación de los filtros rápidos
Parámetro de clasificación
Lecho filtrante
Simple (arena o
antracita)
Lechos dobles o
múltiples
Sentido del
flujo
Descendente
A gravedad
Ascendente
A presión
Ascendentedescendente
5.2
Carga sobre
el lecho
Control
operacional
Tasa constante
y nivel variable
Tasa constante
y nivel
constante
Tasa declinante
Filtración por gravedad
La filtración rápida, realizada por gravedad, usualmente se emplea en las
plantas de tratamiento para fines de abastecimiento público. El factor económico
es la variable que define su preferencia de uso. Estas unidades pueden ser de flujo
ascendente (“filtro ruso”) y ser operadas con tasa de filtración constante o declinante. Cuando es de flujo descendente, la filtración rápida puede realizarse con
tasa declinante o constante en filtros de lecho único de arena o de lechos múltiples.
Filtración
127
5.2.1 Filtración ascendente
La filtración ascendente presenta la ventaja de que el agua afluente escurre en el sentido en que los granos del medio filtrante disminuyen de tamaño, lo
que hace posible que todo el medio filtrante, constituido por arena, sea efectivo en
la remoción de partículas suspendidas.
Aunque en la filtración ascendente de agua decantada las carreras de filtración resultan más largas si se las compara con la filtración descendente en
lecho de arena, la carga hidráulica necesaria aguas arriba de los filtros y el mayor
espesor de la capa han limitado mucho el uso de la filtración ascendente.
La aplicación más ventajosa de este tipo de unidades es la filtración directa,
en la que los productos químicos se aplican y dispersan en el agua cruda antes de
la filtración. En seguida, el agua es conducida a los filtros por la parte inferior.
Este tipo de unidades están siendo muy utilizadas en algunos países de Europa, de
América del Sur y de Centroamérica.
Las principales características comunes a estas unidades son las siguientes:
a)
b)
c)
Tasa de filtración: 120 a 200 m3/m2/día.
Fondo de los filtros: tipo Leopold, tuberías perforadas y placas perforadas
son los más comunes.
Distribución de agua a los filtros: caja provista de vertederos, de la cual
parten tuberías individuales o tuberías individuales provistas de medidores y
reguladores de caudal.
La figura 9-31 muestra, en forma esquemática, el diseño de un filtro de flujo
ascendente de tasa constante con fondo de placas perforadas.
5.2.2 Filtración descendente
Hasta hace pocos años, los filtros descendentes por gravedad eran diseñados para funcionar únicamente con tasa constante, y generalmente iban provistos
de dispositivos automáticos de control de caudal y nivel. En los últimos años se
han desarrollado tecnologías que han simplificado sensiblemente la forma de operación de los filtros de gravedad, como la operación mediante tasa declinante.
128
Este tipo de
unidades es el que
normalmente se prefiere diseñar en los
sistemas de abastecimiento públicos.
Su mayor simplicidad garantiza una
adecuada operación.
No obstante que no
tienen las ventajas
de la filtración ascendente, son más
confiables considerando la dificultad de
encontrar en las
plantas de tratamiento personal con
una adecuada cultura de operación.
Manual I: Teoría
Cámara
única
Cámaras
individuales
Canaleta de colección
de agua filtrada o de
agua de lavado
Agua
filtrada
Agua 2,00 m
para
lavado
Agua
cruda
Tuberías
individuales
10,0 cm
4,5 − 2,4 mm
10,0 cm
9,5 − 4,8 mm
10,0 cm
16 − 9,5 mm
7,5 cm
25 − 16 mm
7,5 cm
32 − 25 mm
Descarga de
agua de
lavado
Dren
Figura 9-31. Esquema de un filtro de flujo ascendente y
tasa constante
5.2.3 Filtración ascendente-descendente
La idea de realizar la filtración ascendente y descendente surgió después
de constatar la posibilidad de fluidificación del medio filtrante al momento de la
filtración ascendente y del consecuente perjuicio de la calidad del agua filtrada.
Surgieron los filtros denominados Bi-Flow, donde parte del agua cruda coagulada es introducida en la parte superior, y la restante en la parte inferior del
filtro. La colección se hace por medio de tuberías provistas de bocas e instaladas
en el interior del medio filtrante. La figura 9-32 presenta, en forma esquemática,
este tipo de instalación.
A pesar de evitar los inconvenientes de posibles problemas derivados de la
fluidificación del medio filtrante, este tipo de instalación presenta el inconveniente
de que la colección del agua se hace en el interior del medio filtrante, donde las
bocas se pueden obstruir con el tiempo, por lo que requieren un mantenimiento
rutinario.
Filtración
129
Impacto
inercial
Descarga de
agua de lavado
Agua filtrada
Agua cruda
coagulada
Agua para
lavado
Medio filtrante
Capa soporte
Fondo
Dren
Figura 9-32. Esquema de un filtro Bi-Flow
Para controlar esta situación, aparecieron los superfiltros, los cuales realizan la filtración ascendente y descendente. Se realiza, en primer lugar, la filtración
de flujo ascendente y, en seguida, la de flujo descendente. La figura 9-33 presenta
un esquema en planta y en corte de una instalación típica de superfiltración.
Agua
flltrada
Agua cruda
coagulada
Descarga
de agua de
lavado
Descarga
de agua de
lavado
Agua de
lavado
Agua
filtrada
Canaleta para colectar el
agua de lavado
Agua de
lavado
Flujo
descendente
Flujo
descendente
Flujo
ascendente
Medio filtrante
Capa soporte
Planta
Corte
Figura 9-33. Arreglo típico de una instalación de superfiltración
130
5.3
Manual I: Teoría
Métodos de control operacional
5.3.1 Tasa constante y nivel variable
Cuando la entrada a los filtros es hecha de modo que el caudal total afluente sea repartido equitativamente y el nivel de agua en cada filtro varíe independientemente del nivel de los demás, el caudal de filtración será constante, ya que
el aumento de resistencia del filtro es acompañado por el aumento de carga hidráulica disponible. El nivel del agua en la caja del filtro variará desde un valor
mínimo, cuando el medio filtrante se encuentra limpio, hasta un valor máximo,
cuando el filtro deberá ser lavado. El nivel de agua será diferente entre los diversos filtros de una batería, y dependerá solamente del grado de colmatación del
medio filtrante de cada uno de ellos. Al inicio de la operación, el medio filtrante
estará limpio y, por lo tanto, para evitar que el nivel mínimo se localice debajo de la
cima de la capa filtrante, la instalación deberá estar provista de una válvula u otro
dispositivo cualquiera en la tubería efluente para ajustar el nivel mínimo. La conexión de las salidas individuales de los filtros en un canal provisto de un vertedero
también podrá ser utilizada para este fin. Este método de operación se conoce
como “distribución equitativa de caudal”.
La figura 9-34 muestra las características principales de arreglo típico de
entrada y salida de los filtros cuando se emplea este método de control.
Esta forma de
operación presenta diversas ventajas respecto al método de tasa
y nivel constante:
a)
Considerando
que el caudal total afluente es
constante, la
tasa de filtración se mantiene constante
sin el empleo de
equipos de control.
Canal de distribución
de agua decantada
Vertedero con
descarga libre
Nivel máximo
Nivle mínimo
Agua para
lavado
Reservorio
Decantador
Medio filtrante
Descarga
Sistema de drenaje
Dren
Figura 9-34. Arreglo típico de entrada y salida de los
filtros de tasa constante y nivel variable
Filtración
b)
c)
d)
e)
f)
g)
131
El caudal es distribuido en proporciones iguales entre los diversos filtros por
medio de dispositivos simples, como un vertedero.
Cuando un filtro es retirado de operación para ser lavado, el caudal correspondiente al mismo es distribuido igualmente entre los filtros restantes de la
misma batería, de modo que el nivel en cada filtro aumente gradualmente
hasta que haya carga suficiente para filtrar el nuevo caudal (de este modo,
el aumento de filtración es gradual, sin perjuicio sustancial de la calidad del
afluente).
Después del inicio de operación de un filtro lavado, la disminución de la tasa
de filtración en los demás filtros también es gradual, sin que ocurra perjuicio de la calidad efluente.
La pérdida de carga de un filtro cualquiera es visual y depende solamente
del operador la verificación de la ocurrencia del nivel máximo permitido
para que se proceda al lavado del mismo.
La ubicación de la cresta del vertedero de salida arriba de la cima de la
capa filtrante elimina la posibilidad de ocurrencia de presión inferior a la
atmosférica en el interior del lecho filtrante, hecho común en el sistema de
filtración operado con tasa y nivel constante.
El caudal en cada filtro es fácilmente medido en el vertedero de entrada.
La principal desventaja de este sistema, en relación con los demás de tasa
de filtración constante, es la altura adicional de la caja del filtro debida al vertedero de entrada, que debe tener descarga libre.
5.3.2 Tasa y nivel constantes
En este método de operación el nivel de agua en los filtros de gravedad no
varía mucho. Se puede considerar la carga hidráulica disponible aproximadamente constante. Manteniéndose constante la resistencia del filtro, se tiene como resultado un valor aproximadamente constante de la tasa de filtración.
Al inicio de la carrera de filtración, el medio filtrante está limpio, y para que
la resistencia total del filtro sea mantenida constante, es necesario un dispositivo
controlador que genere un valor de pérdida de carga igual a la diferencia entre la
carga hidráulica total disponible y la suma de las pérdidas de carga en el sistema
(pérdida de carga inicial en el medio filtrante, pérdida de carga en el lecho de
soporte y pérdida de carga en drenaje, tuberías y accesorios). A medida que progresa la carrera de filtración, aumenta la pérdida de carga (ht) en el medio filtrante
132
Manual I: Teoría
Valor fijado
Pérdida de
carga inicial en
el controlador
Pérdida de carga
Cuando el dispositivo controlador genere el
menor valor posible de pérdida de carga referente a
la tasa de filtración fijada,
el filtro debe ser lavado,
pues de aquel momento en
adelante, cualquier aumento de la pérdida de carga
en el medio filtrante no será
compensado por el dispositivo controlador.
Tasa de filtración
debido a la retención de partículas y, como resultado, la pérdida de carga introducida por el dispositivo controlador debe disminuir, como lo muestra la figura 9-35,
para la filtración rápida descendente.
Agua de
lavado
Disminución de la
pérdida de carga en el
controlador
Carga
disponible
constante
Aumento de la pérdida
de carga en el filtro
Pérdida de
Si es que el valor tocarga inicial
t
t
en el filtro
tal afluente a la instalación
Tiempo de filtración
de filtración fuera constanFigura
9-35.
Variación
de la pérdida de carga en
te, el nivel de agua prefijafunción del tiempo para tasa de filtración constante
do en los filtros permaney nivel de agua constante
cerá aproximadamente
constante durante la carrera de filtración debido a la acción del control del caudal,
y sufrirá aumentos como consecuencia del lavado de los otros filtros de la misma
batería. Este aumento de nivel es proporcional al número de filtros de la misma
batería y al tiempo que el filtro por lavar permanece fuera de operación. Para
evitar esos aumentos de nivel, algunos equipos poseen también un dispositivo de
control de nivel, los cuales son accionados en esas ocasiones.
1
2
Si la suma de los caudales efluentes de los filtros no fuera exactamente
igual al caudal total afluente, el nivel del agua en el interior de algunos filtros subirá
o bajará lentamente. En estas condiciones, el operador intentará ajustar el controlador de modo de evitar el rebosamiento o vaciamiento de los filtros. Normalmente, se ajusta uno o más controladores de caudal, de manera que la suma de los
caudales efluentes de los filtros igualen el caudal total afluente.
Estos ajustes, que se realizan de manera automática por lo general se realizan abruptamente, y pueden perjudicar la calidad de los efluentes de los filtros.
Filtración
133
Generalmente, los controladores de caudal y nivel utilizados en la práctica
permiten una variación relativamente pequeña para ajuste de nivel.
De este modo, cuando un filtro de la batería es retirado de operación para
que se le efectúe el lavado, el nivel de agua intenta subir en los demás y, en
consecuencia, el dispositivo de control de nivel acciona el controlador de caudal y
permite que un caudal mayor sea filtrado. Existe la posibilidad de que esas variaciones de caudal sean bruscas y perjudiquen la calidad de los efluentes de los
filtros en operación.
Los dispositivos de control de caudal instalados en la tubería efluente funcionan según el principio de causa y efecto; es decir, ninguna corrección se hace
a menos que ocurra una variación del parámetro controlado.
Básicamente, los dispositivos de control disponen de un medidor de caudal,
un transmisor, una válvula de control y un fijador de caudal. La conexión entre los
dispositivos puede ser mecánica, neumática, eléctrica, hidráulica o el resultado de
la combinación de dos o más medios de conexión. El medidor de caudal puede ser
un Venturi, de boquilla o de orificio. Como el caudal en estos medidores es proporcional a la diferencia de presión a la válvula de control, la válvula de control
permitirá que el caudal sea corregido siempre que el valor medido fuera diferente
Control
de nivel
Canal de distribución
de agua en los filtros
Conexión entre
controlador de nivel
y válvula de control
Compuerta para
entrada de agua
Decantador
Descarga
de agua de
lavado
Carga
hidráulica total
constante
Agua para
lavado
Colección de agua
de lavado
Controlador
de caudal
Medio filtrante
Drenaje
Dren
Figura 9-36. Filtro de tasa y nivel constante
134
Manual I: Teoría
de aquel preestablecido por el fijador. Además de estos componentes, los dispositivos de control de caudal y nivel poseen un medidor de nivel que también podrá
accionar la válvula de control.
La figura 9-36 presenta el esquema de un filtro con un controlador de caudal y nivel instalado en la tubería efluente.
Los principales inconvenientes de los filtros operados con tasa y nivel constantes son los siguientes:
a)
b)
c)
d)
Costo elevado de equipos.
Costo elevado de operación y mantenimiento.
Necesidad de control de nivel, automático o manual.
Posibilidad de deterioro del efluente producido por los ajustes de nivel realizados por los equipos.
La figura
9-37 presenta detalles de los equipos automáticos
de control de caudal y nivel. Se nota
que la válvula solenoide de tres
vías puede ser accionada tanto por
el controlador de
nivel como por el
diferencial de presión del Venturi de
control. También
se utiliza el sifón
parcializador, presentado en la figura 9-38.
Interruptor
Nivel
Nivel de filtro
110 ó 220 V
Conforme especificaciones
Válvula mariposa
Venturi
Flujo
Válvula piloto
Válvula solenoide
de 3 vías
Válvula diafragma
Dren
Entrada a presión
Figura 9-37. Dispositivo automático
controlador de caudal y nivel
Filtración
135
Si el caudal total afluente a los filtros fuera constante y estos fueran idénticos, el control será hecho por el fluctuador, que permitirá una entrada de aire sifón
compatible con el nivel de operación prefijado.
5.3.3 Tasa declinante
Otro sistema de operación consiste en aquel donde la carga hidráulica disponible es íntegramente aplicada desde el inicio hasta el final de la carrera de
filtración, lo que conlleva, con el transcurso del tiempo, una disminución gradual
del caudal filtrado. Se sabe también que la calidad del efluente con tasa declinante
es superior, con carreras de filtración más largas, en relación con la obtenida en
filtros operados con tasa constante. Algunas modificaciones introducidas en el
sistema de tasa constante permitieron que se pudiese emplear con éxito el sistema
de tasa declinante. Este es semejante al de al figura 9-34, con la diferencia de la
entrada, que es hecha debajo del nivel mínimo de operación de los filtros, como lo
muestra la figura 9-39.
Como la distribución de agua hacia cada una de las unidades de filtración
de la misma batería es hecha por medio de una tubería o un canal común de
dimensiones relativamente grandes (para que la pérdida de carga pueda ser considerada despreciable), el nivel de agua es prácticamente el mismo en todos los
filtros que integran la batería y en el canal común de distribución de agua (principio de vasos comunicantes).
Nivel máximo
Agua decantada
Nivel mínimo
Entrada
sumergida
Reservorio
Decantador
Descarga
Agua de
lavado
Medio filtrante
Sistema de
drenaje
Dren
Figura 9-38. Sifón parcializador
para control del caudal
Figura 9-39. Esquema de sistema de filtración
con tasa declinante sin almacenamiento
sustancial aguas arriba de los filtros
136
Manual I: Teoría
Turbiedad del efluente
Pérdida de carga
(cm)
En estas unidades se identifican tres niveles de operación, N1, N2 y N3. El
nivel N2 (nivel máximo) corresponde al instante en que un filtro de la batería debe
ser lavado. Tam187,5
bién se denomina
SFTD
a este nivel de
125,0
operación nivel
FTC
Carrera de filtración en el SFTD
máximo de ope62,5
Inicio de
operación
ración de los filFinal de la
en el FTC
carrera de filt. en el FTC
0
tros, que viene a
de 22 a 27 (UT)
ser el instante en
Turbiedad del afluente
1,5
el que se ha utilizado la totalidad
0
de la carga hiFTC
SFTD
0,5
dráulica disponible para la filtración en la batería.
Setiembre de 1979
Durante el
Figura 9-40. Variación de la pérdida de carga y turbiedad de
lavado de un fillos efluentes de las instalaciones piloto para la tasa media de
tro, los restantes
293 m3/m2 sin el empleo de válvula limitadora de caudal
de la batería deben absorber el
caudal del filtro retirado de operación y, de este modo, el nivel de agua en ellos
sube hasta alcanzar el valor máximo N3. Finalmente, cuando el filtro recién lavado es puesto en operación, este filtra un caudal superior a aquel obtenido cuando
fue retirado para lavado y, en consecuencia, el nivel de agua en toda la batería,
incluido el canal común de distribución, disminuye del nivel N3 hasta alcanzar un
valor mínimo, que es el nivel N1. De ahí en adelante, el nivel de agua en la batería
de los filtros subirá progresivamente debido a la retención de impurezas en los
filtros, hasta que el nivel N2 sea nuevamente alcanzado. Esto significará que otro
filtro habrá concluido con la carrera de filtración y deberá ser retirado para su
lavado.
El filtro que se retirará para el lavado será aquel que tenga el mayor número de horas en operación de filtración.
Las principales ventajas del sistema de tasa declinante con relación al sistema de tasa constante con controlador de caudal son las siguientes:
Filtración
a)
137
Cuando un filtro es retirado de operación para que se le efectúe el lavado,
el nivel de agua sube gradualmente en los demás y, como resultado de ello,
las variaciones de las tasas de filtración son graduales.
La pérdida de carga es evidente para el operador por la simple observación
del nivel de agua en los filtros.
La calidad del efluente es mejor cuando la tasa de filtración disminuye
desde el inicio hasta el final de la carrera de filtración (figura 9-40).
Es mayor el volumen de agua producido por unidad de pérdida de carga
debido a la retención de partículas.
La carga hidráulica necesaria para la filtración es menor.
Se evita la ocurrencia de presión inferior a la atmosférica en el interior del
medio filtrante.
Se eliminan los equipos mecánicos de control de toda índole, con la consiguiente reducción en los costos iniciales.
b)
c)
d)
e)
f)
g)
Tasa de filtración
Hasta hace poco tiempo, se pensaba que la tasa de filtración disminuiría
gradualmente desde el inicio hasta el final de la carrera de filtración, excepto en
los instantes en que fuese retirado de operación un filtro para lavado, tal como se
puede apreciar en la figura 9-41.
Lavado
filtro 1
Lavado
filtro 2
Lavado
filtro 3
Lavado
filtro 4
Variación de la tasa
de un filtro
N3
N3
N2
Pérdida de carga
N2
N1
Debido a la retención
de partículas
N3
El nivel del agua
es igual en todos
N2
los filtros
N1
N1
Medio filtrante limpio
Drenaje de tuberías y
accesorios
Tiempo de funcionamiento
Figura 9-41. Variación de la tasa de filtración, pérdida de
carga y nivel de agua durante el funcionamiento del filtro 1
Resultados en
investigaciones realizadas en instalaciones
piloto, donde la capacidad de almacenamiento aguas arriba
de los filtros era prácticamente desdeñable, evidencian que
las variaciones de nivel son semejantes a
las de la figura 41. Sin
embargo, las tasas de
filtración son prácticamente constantes
entre lavados sucesivos, lo que puede verificarse en las figuras 9-42 y 9-43, que
138
Manual I: Teoría
Cuando existe cierta capacidad de almacenamiento aguas arriba de
los filtros, como se ha observado en los prototipos
(figura 9-42), al contrario
de lo que ocurre en las instalaciones piloto, el tiempo necesario para alcanzar el nivel N1 es de algunas horas.
Altura de la lámina de agua sobre el
vertedero de salida (mm)
Estas investigaciones demuestran que la
tasa de filtración disminuye en forma escalonada
durante la carrera de filtración.
Lav. F3
Lav. F2
F1
F2
F3
F4
Lav. F4
F3
F2
N1
F1
Tasa de filtración (m3/m2 día)
presentan datos levantados en un prototipo y una
instalación piloto, respectivamente.
F2
F4
F1
F4
F3
Lav. F2
Lav. F3
19/09
Lav. F4
20/09
Tiempo de funcionamiento (h)
Figura 9-42. Variación del nivel en el canal común
de distribución de agua y de las tasas de filtración
(q med = 292 m3/m2/d)
Las figuras 9-42 y
9-43 muestran resultados de operación de baterías de cuatro filtros después de
alcanzado el proceso repetitivo o de haber conseguido la instalación de la tasa
declinante. Al inicio de la operación, todos los filtros se encuentran limpios y se
hace necesario establecer cierta metodología para la instalación de la tasa declinante, como muestra la figura 9-44.
Esta metodología consiste en:
•
•
•
•
Lavar todos los filtros en forma sucesiva.
Lavar nuevamente el filtro 1 después de 24/N horas, donde N es el número de filtros de la batería.
Lavar el filtro 2 después de un intervalo similar.
De igual modo, se irán lavando los siguientes y a las 24 horas se lavará el
último y habrá quedado implantada la tasa declinante.
Filtración
139
2.540
Disminución del
nivel
Pérdida de carga (mm)
Incremento del
nivel
1.905
1.270
Lavados
F1
F3
F2
F2
F4
F4
410
Tasa de filtración (m3 /m2/día)
351
F3
F2
F1
293
234
176
118
59
Julio de 1979
Nivel del agua en el
canal común de entrada
Figura 9-43. Variación de la pérdida de carga y tasa
de filtración media de 293 m3/m2/d
Nivel N3
Nivel N2
Nivel N1
NO
Tiempo (horas)
Tasa de filtración
F2
qm
q1 = q2
q3 = q4
F1
F2 F3 F4
F1
F3 F4
F3
F2
F1
F4
Tasa de
filtración
promedio
F1
F2
F3
F4
F4
F1
F2
F3
F3
F4
F1
F2
F2
F3
F4
F1
Lavados
Lavados
F1
F2
Al
Al
F3
Al
F4
Al
F1
Intervalo de
tiempo
F2
F3
Al’
Al’
F4
Al’
F1
Al’
Tiempo (horas)
Figura 9-44. Inicio de operación de un sistema de filtración con tasa declinante
constituido por cuatro filtros
140
Manual I: Teoría
5.4
Tasa de filtración
Estudios experimentales desarrollados por Di
Bernardo en instalaciones piloto y en
prototipos permiten
desarrollar modelos matemáticos
que facilitan el diseño de estas unidades.
Nivel en el canal común de
alimentación a los filtros
Después de haber alcanzado la instalación de la tasa declinante, las variaciones de nivel en el canal común de distribución del afluente y de las tasas de
filtración resultan semejantes a las presentadas en la figura 9-45, cuando la capacidad de almacenamiento aguas arriba de los filtros es pequeña. Consecuentemente, son relativamente pequeños los intervalos de tiempo comprendidos entre
el retiro de un filtro
para el lavado y el
Nivel N3
instante en que el
Nivel N2
caudal afluente
iguala al efluente
Nivel N1
total.
Lavado en contracorriente
Tiempo
Figura 9-45. Configuración típica de un sistema de filtración
con tasa declinante
Medios filtrantes
5.4.1 Filtros de lecho simple
En los medios de arena convencionales, la permeabilidad aumenta con la
profundidad del filtro. En estas condiciones, los granos más pequeños quedan
arriba y los más grandes abajo. Esto significa que a medida que el flóculo penetra
dentro del lecho, encuentra poros más y más grandes por donde puede pasar con
más facilidad. Es obvio que debido a esta estratificación inconveniente, el mayor
porcentaje de partículas queda retenido en la superficie y, por lo tanto, la capacidad de almacenamiento de flóculos es limitada.
Filtración
141
5.4.2 Filtros de lecho múltiple
La solución lógica al problema de los filtros de lecho simple consiste en
conseguir que la permeabilidad del lecho disminuya con la profundidad, de forma
que los flóculos puedan penetrar y encontrar el medio más fino en las capas inferiores del filtro y el más grueso en las capas superiores. Como al emplear un solo
tipo de material granular esto no es posible, pues el flujo de lavado lo estratifica en
sentido contrario, se pensó en utilizar medios de diferentes densidades, de manera
que los granos gruesos fueran de un material poco denso, para que el flujo ascendente de lavado los estratifique y queden encima de los granos finos, cuya densidad es mayor.
Arena
Antracita
En la figura 9-46 se esquematiza la estratificación del material filtrante
para el caso de un lecho de arena, un lecho doble (arena y antracita) y un lecho
ideal para la filtración descendente. Como se observa en el caso de lechos dobles
de arena y antracita, se consigue tener el material más grueso en la capa superior
y el más fino en las capas inferiores. Esto no es sino una aproximación a la estratificación granulométrica ideal en filtración descendente.
Tamaño
Permeabilidad
Lecho de arena
Tamaño Permeabilidad
Antracita - Arena
Tamaño
Permeabilidad
Lecho ideal
Figura 9-46. Variación de la permeabilidad para diferentes tipos de lecho filtrante
5.4.3 Filtración a presión
Siempre que las características operacionales y las del medio filtrante y de
la suspensión sean semejantes, la filtración rápida bajo presión poco difiere de la
realizada por gravedad. La filtración rápida bajo presión se realiza en tanques de
lámina de acero y puede ser de flujo ascendente, descendente con medios filtrantes
constituidos por una o más capas y ascendente-descendente (Bi-Flow y superfiltro).
142
Manual I: Teoría
Las figuras 9-47, 9-48 y 9-49 presentan, respectivamente, arreglos típicos
de superfiltros verticales y horizontales, y filtros de flujo descendente bajo presión.
Del tanque
elevado Agua para
Placa
deflect.
lavado
Lámina de acero
Filtro rápido
H (Aprox. 4,70 m)
Agua
filtrada
Alternativa
desc. agua lavado
Lecho de
contacto
Desc. agua de
lavado
Dosificación de
coaguante
Alternat. agua
de lavado
Agua cruda
Figura 9-47. Filtro ascendente-descendente bajo presión vertical
Alternativa para
lavado
Agua de lavado
del reservorio
elevado
L (Longitud del cilindro)
Alternativa
Placa
0,60
Filtro
Alternativa para
lavado
Filtro
1,20
Desc.
1,20
Lecho de contacto
Filtro rápido
0,60
0,30
Agua cruda
0,35
con coagulante
Figura 9-48. Filtro ascendente-descendente bajo presión horizontal
Salida
agua filtrada
Filtración
6.
143
FILTRACIÓN DIRECTA
La solución adecuada para tratar aguas superficiales de baja turbiedad y
color es aquella conocida como filtración directa. En general, la unidad de filtración está precedida por la mezcla rápida y la prefloculación o solamente por la
mezcla rápida. Cuando la fuente de abastecimiento es un lago, la presencia de
algas en cantidades superiores a 1.000 unidades por mililitro puede reducir
significativamente la carrera de filtración. La mayor parte de las investigaciones
realizadas con instalaciones de filtración directa, como los trabajos de Monscvitz
y colaboradores, Culp, Tredgett, Hutchison y colaboradores, Tate y colaboradores
y Di Bernardo, han mostrado que la turbiedad del agua cruda debe ser inferior a
20 UNT, color inferior a 40 UC y, siempre que sea posible, utilizar pequeñas dosis
de polímeros sintéticos o naturales.
6.1
Clasificación de la filtración directa
Teniendo en cuenta el sentido de la filtración, esta puede ser descendente,
ascendente o ascendente-descendente.
Para cada uno de estos tipos de filtración, los procesos que podrían estar
involucrados son los siguientes:
Filtración directa descendente: mezcla rápida y filtración descendente o mezcla rápida, prefloculación y filtración descendente. En
este último caso, la necesidad de incorporar la prefloculación se define
en el ámbito del laboratorio.
Para el caso de filtración ascendente, los procesos involucrados
serían mezcla rápida seguida de la
filtración ascendente. En este caso,
no cabría la posibilidad de consideFigura 9-49. Filtro de presión
rar la prefloculación, pues esta se
descendente (vertical)
estaría produciendo necesariamente
al pasar el agua por el lecho de soporte del filtro, el mismo que se estaría comportando como un floculador de medio poroso.
144
Manual I: Teoría
Este tipo de filtración tiene una mayor capacidad de remoción que uno de
flujo descendente y la explicación está en que la filtración se realiza en el sentido
decreciente de la granulometría, con lo que se aprovecha mejor toda la capa
filtrante. Adicionalmente, este tipo de filtración presenta un crecimiento menos
acentuado de la pérdida de carga a lo largo de la carrera de filtración.
La filtración directa ascendente-descendente tiene como procesos la mezcla rápida y la filtración ascendente seguida de la filtración descendente. Este tipo
de unidades tienen una doble barrera para la remoción de partículas. Por lo tanto,
pueden operar con cargas mayores a las de los filtros de flujo ascendente.
6.2
Ventajas de la filtración directa
a)
b)
c)
d)
e)
El costo de construcción de la planta de tratamiento puede disminuir hasta
en 50% con respecto al de una planta convencional.
Menor costo de operación y mantenimiento.
Reducción sustancial del consumo de coagulante.
Menor volumen de lodo producido en la planta.
Facilidad en el tratamiento de agua cruda con baja turbiedad.
6.3
Desventajas de la filtración directa
a)
b)
Dificultad en el tratamiento de agua con alto contenido de color o turbiedad.
Necesidad de monitoreo continuo o control riguroso de los principales
parámetros de calidad del agua cruda y tratada.
El tiempo de retención total para el tratamiento es relativamente corto, lo
que implica que debe reaccionarse rápidamente ante las modificaciones de
calidad del agua cruda.
Posibilidad de paralización temporal de la planta, debido a errores en la
dosificación de coagulante.
c)
d)
Filtración
145
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152
Manual I: Teoría
CAPÍTULO 10
DESINFECCIÓN
Quím. Ada Barrenechea Martel
Ing. Lidia de Vargas
Desinfección
1.
155
INTRODUCCIÓN
La desinfección es el último proceso unitario de tratamiento del agua y
tiene como objetivo garantizar la calidad de la misma desde el punto de vista
microbiológico y asegurar que sea inocua para la salud del consumidor.
Si bien la práctica muestra que los procesos de coagulación, sedimentación
y filtración remueven el mayor porcentaje de microorganismos patógenos del agua,
la eficiencia de los mismos no llega al 100%.
Por otro lado, las aguas suministradas por una planta de tratamiento de
agua para consumo humano pueden sufrir recontaminación en los tanques de
almacenamiento o en las redes de distribución antes de ser distribuidas a la población. La desinfección debe protegerlas también de estas situaciones de riesgo
posteriores al tratamiento.
2.
LA DESINFECCIÓN
En términos prácticos, desinfectar el agua significa eliminar de ella los
microorganismos existentes, capaces de producir enfermedades.
En la desinfección se usa un agente físico o químico para destruir los
microorganismos patógenos, que pueden transmitir enfermedades utilizando el agua
como vehículo pasivo.
La desinfección es un proceso selectivo: no destruye todos los organismos
presentes en el agua y no siempre elimina todos los organismos patógenos. Por
eso requiere procesos previos que los eliminen mediante la coagulación, sedimentación y filtración.
Para diferenciar claramente los conceptos referidos a la destrucción de
organismos patógenos del agua, es necesario distinguir los siguientes términos:
156
Manual I: Teoría
a)
Agente esterilizante: es aquel capaz de destruir completamente todos los
organismos (patógenos o no).
b)
Desinfectante: es el agente que inactiva los gérmenes patógenos.
c)
Bactericida: agente capaz de inactivar las bacterias.
d)
Cisticida: agente que tiene la capacidad de inactivar los quistes.
2.1
Utilidad de la desinfección
El uso de la desinfección como parte de un proceso de tratamiento del agua
puede obedecer a los siguientes objetivos:
a)
Reducir el contenido inicial de contaminantes microbiológicos en el agua
cruda (predesinfección). Este proceso se utiliza solo en casos especiales.
b)
Desinfectar el agua luego de la filtración. Constituye el uso más importante.
c)
Desinfección simple de un agua libre de contaminantes fisicoquímicos que
no requiere otro tratamiento.
Para que la desinfección sea efectiva, las aguas sujetas al tratamiento deben encontrarse libres de partículas coloidales causantes de turbiedad y color, las
cuales pueden convertirse en obstáculos para la acción del agente desinfectante.
La desinfección alcanza una eficiencia máxima cuando el agua tiene una
turbiedad cercana a la unidad. Por ello es indispensable desplegar los esfuerzos
necesarios para que los procesos de tratamiento previos sean efectivos y eficientes.
3.
TEORÍA DE LA DESINFECCIÓN
Teóricamente, la acción desinfectante de las sustancias químicas se realiza
en dos etapas:
a)
La penetración de la pared celular.
b)
La reacción con las enzimas, inhibiendo el metabolismo de la glucosa y, por
tanto, provocando la muerte del organismo.
Desinfección
3.1
157
Factores que influyen en la desinfección
Los factores que influyen en la desinfección del agua son los siguientes:
3.1.1 Los microorganismos presentes y su comportamiento
El tipo de microorganismos presentes en el agua tiene influencia definitiva
en el proceso de desinfección. La reacción de los microorganismos frente a un
desinfectante parece estar determinada por la resistencia de sus membranas celulares a la penetración del mismo y por la relativa afinidad química con las sustancias vitales del microorganismo.
Las bacterias como las del grupo coliforme y las salmonelas son las menos
resistentes a la desinfección, pues su respiración se efectúa en la superficie de la
célula.
El número de microorganismos presentes en el agua no afecta el proceso
de desinfección. Ello quiere decir que para matar una gran cantidad de microorganismos se requiere la misma concentración y tiempo de contacto del desinfectante que para eliminar una cantidad pequeña, siempre y cuando la temperatura y pH del agua sean los mismos.
Cuando las bacterias forman aglomerados celulares, las que se encuentran
protegidas en el interior pueden sobrevivir luego del proceso de dosificación del
desinfectante. Para evitar que esto ocurra, es necesario favorecer la distribución
uniforme de los microorganismos en el agua, lo cual se puede lograr mediante la
agitación.
3.1.2 La naturaleza y concentración del agente desinfectante
Desinfectantes como el cloro y derivados pueden formar en el agua una
serie de especies químicas cloradas, de diferente eficiencia desinfectante.
Por otro lado, la concentración del desinfectante determinará el tiempo de
contacto necesario para destruir todos los microorganismos presentes en el agua.
3.1.3 La temperatura del agua
Por lo general, la temperatura favorece el proceso de desinfección.
158
Manual I: Teoría
Sin embargo, es necesario tener en cuenta que la solubilidad de los agentes
desinfectantes en estado gaseoso es inversamente proporcional a la temperatura.
Por tanto, en condiciones extremas de temperatura —por ejemplo, en lugares
donde el agua llega a menos de 5 ºC o en otros donde puede tener 35 ºC—, la
cantidad del desinfectante disuelto en el agua variará considerablemente; será
menor a mayor temperatura y viceversa.
3.1.4 La naturaleza y calidad del agua
La materia en suspensión puede proteger a los microorganismos existentes
en el agua e interferir en la desinfección.
La materia orgánica puede reaccionar con los desinfectantes químicos y
cambiar su estructura.
En ciertos casos, si en el agua persisten compuestos orgánicos que no han
sido removidos en los procesos previos a la desinfección, se pueden generar derivados tóxicos o compuestos que confieren sabor u olor al agua, muchos de ellos
desagradables, lo que cambiaría su calidad organoléptica.
3.1.5 El pH
El pH del agua es de suma importancia para la vida de los microorganismos
acuáticos, ya que valores muy altos o muy bajos ofrecen a los microorganismos
un medio adverso, con excepción de los quistes de amebas, que soportan pH tan
altos como 13 ó tan bajos como 1.
Por otra parte, la acción de los desinfectantes es fuertemente influenciada
por el pH del agua. De acuerdo con su naturaleza, cada desinfectante tiene un
rango de pH de mayor efectividad. Sin embargo, la práctica demuestra que cuanto más alcalina es el agua requiere mayor dosis de desinfectante para una misma
temperatura y tiempo de contacto.
3.1.6 El tiempo de contacto
Cuanto mayor es el tiempo de contacto, mayor será la posibilidad de destrucción de los microorganismos para una cierta dosis de cloro aplicado.
Desinfección
159
El cuadro 10-1 muestra la variación de los productos de la dosis de cloro
por el tiempo de contacto, necesarios para inactivar virus y protozoarios en función del pH y la temperatura. Se puede observar que las mejores condiciones
—esto es, los menores valores de TD— se obtienen a valores de pH de 7,0 a 7,5
y a las temperaturas mayores.
Cuadro 10-1. Valores de tiempo de contacto versus dosis de cloro (TD) para
la destrucción de microorganismos patógenos
Virus
3.2
Protozoarios
pH
0–5 ºC
10 ºC
5 ºC
15 ºC
25 ºC
6,0
7,0
7,0 – 7,5
7,5 – 8,0
8,0
8,0 – 8,5
8,5 – 9,0
—
—
12
20
—
30
35
—
—
8
15
—
20
22
80
100
—
—
150
—
—
25
15
35
—
—
15
—
—
—
50
—
—
Variables controlables en la desinfección
Las principales variables controlables en el proceso de desinfección son las
siguientes:
1)
La naturaleza y concentración del desinfectante.
2)
El grado de agitación al que se somete al agua.
3)
El tiempo de contacto entre los microorganismos y el desinfectante.
Los demás factores no son controlables. Se deduce, entonces, que el punto
fundamental de este tema consiste en un estudio del mecanismo de la desinfección.
Finalmente, cuando el desinfectante es un producto químico, resulta fundamental la concentración de la sustancia activa y su efectividad con cada tipo de
microorganismo que se desea desactivar.
160
3.3
Manual I: Teoría
Acción de los desinfectantes
El sistema enzimático de las bacterias interviene en el metabolismo celular.
Se considera que la principal forma de acción de los desinfectantes es la destrucción o inactivación de las enzimas.
Las enzimas son producidas en el interior de las células y son protegidas
por las membranas celulares. En el caso de los desinfectantes químicos, se consideran muy importantes las siguientes características:
a)
La capacidad de penetración del desinfectante a través de las membranas
celulares.
b)
La producción de reacciones con las enzimas de la célula de manera de
producir un daño irreversible en su sistema enzimático.
Los halógenos y especialmente el cloro cumplen con estas características.
Cinética de la desinfección: la ley de Chick
La desinfección del agua no
es un proceso instantáneo, ya que
se realiza a una cierta velocidad, la
misma que está determinada por tres
factores:
a)
el tiempo de contacto;
b)
la concentración del desinfectante, y
c)
la temperatura del agua.
Cuando los microorganismos
son expuestos bajo condiciones ideales a la acción de un desinfectante,
la tasa de destrucción sigue la ley
de Chick.
100
90
80
70
Desviaciones
60
50
n
n0 x 100
3.4
40
30
2,303
K
20
10
0
100
200
300
400
500
Tiempo t, min.
Figura 10-1. Representación gráfica de
la ley de Chick
Desinfección
161
Esta ley señala que el número de microorganismos destruidos por unidad de
tiempo es proporcional al número de microorganismos remanentes.
Esto se explica de la forma siguiente:
_ dn
=
dt
kn
donde:
n
t
k
=
=
=
número de microorganismos por litro
tiempo en minutos
constante de velocidad
Integrando la ecuación anterior desde t = 0 a t = t
y desde n = n0 a n = nt :
n
o
ln n t = - kt
0
n0
kt
= R
nt = e
donde:
n0
=
número de microorganismos por litro a t = 0
nt
=
número de microorganismos por litro a t = t
R
=
factor de reducción
El valor de t será:
t =
- 2.303 lg n
K
n0
En general, los virus son más resistentes a los desinfectantes que las bacterias, tal como se nota en la constante de velocidad, por ejemplo, del HOCl para
E. coli y para el virus de la poliomielitis.
162
Manual I: Teoría
Por ejemplo, en la cloración, los valores de k para estos organismos a 6 ºC
son los siguientes:
20 C0,9
t
y
4 C0,9
t
respectivamente, donde C es la concentración de HOCl en miligramos por litro y
t es el tiempo en minutos.
Estos valores de k indican que para el ejemplo dado, k es proporcional a la
concentración a la potencia 0,9.
En general, k = kt CX. Donde x tiene un valor entre 0,8 y 1,5.
En la práctica, no siempre la desinfección obedece a una reacción de primer orden. Por ello se presentan desviaciones de la ley de Chick. Por ejemplo, la
eliminación de Entamoeba histolytica con cloro libre o yodo corresponde a una
reacción donde se podría aplicar dicha ley; en cambio, algunos virus no siguen
este comportamiento. Por ello, es necesario realizar la elaboración de las gráficas
correspondientes, en la práctica, y determinar la desviación en cada caso específico.
La ley de Chick puede tomarse como referencia para conocer el comportamiento de un determinado proceso de desinfección. Conociendo el número de
microorganismos y la cantidad de ellos en un determinado tiempo (n/no), se puede
determinar el valor de k; es decir, la velocidad de reacción con el desinfectante.
4.
FORMAS DE DESINFECCIÓN
La desinfección del agua puede producirse mediante agentes físicos y químicos.
4.1
Agentes físicos
4.1.1 Sedimentación natural
La sedimentación natural es un proceso por el cual se realiza la decantación de partículas en suspensión por la acción de la gravedad.
Desinfección
163
La decantación natural del material fino, como limo y arcillas, ayuda a la
remoción de las bacterias; sedimentan más rápidamente los esporulados y los
huevos de helmintos. La eficiencia de remoción de estos microorganismos dependerá del tiempo de retención del agua en el reservorio o sedimentador.
Debido a que la sedimentación es un proceso en el cual la carga de microorganismos patógenos del agua puede concentrarse en los lodos, es necesario
tener en cuenta que los presedimentadores, usados para abastecimiento de agua
cruda, requieren un manejo cuidadoso a fin de no captar aguas estratificadas cuya
calidad cause problemas en la planta de tratamiento. Por estas consideraciones,
se recomienda:
a)
Estudiar el comportamiento del presedimentador, tanto en verano como en
invierno, en función de la calidad fisicoquímica y bacteriológica del agua
que se capta.
b)
Eliminar periódicamente los lodos generados, para lo cual debe conocerse
permanentemente la altura que va tomando. No es recomendable devolver
este material al curso de agua cercano, ya que su alto grado de contaminación afectaría seriamente los demás usos del agua (agricultura, pesca, etcétera). Estos lodos deben ser retirados por medios mecánicos y tratados
con cal, a fin de eliminar los huevos de helmintos existentes.
c)
Efectuar la circulación vertical del agua, con la finalidad de eliminar la
estatificación o de lograr que esta se produzca a la mayor profundidad
posible, de tal modo que permita la oxigenación adecuada del agua.
4.1.2 Coagulación–floculación–sedimentación
Los procesos de mezcla, coagulación, floculación y sedimentación son bastante eficientes en la remoción de la mayoría de las bacterias, protozoarios y virus
que se encuentran en el agua, debido a que estos microorganismos son partículas
coloidales y por ello se encuentran sometidos al mismo mecanismo de remoción
de los demás coloides.
Evidentemente, al continuar la aglutinación de partículas, las bacterias y los
virus son incorporados dentro de los microflóculos y se sedimentan.
164
Manual I: Teoría
7
6
500
Turbiedad inicial 480 U.J.
Tiempo de floculación 20 min
Tiempo de sedimentación 10 min
400
300
200
10
100
90
80
70
Coliformes
60
50
40
15
30
20
20
Enterococos
10
9
8
7
30
40
6
5
4
0
3
20
30
40
50
60
70
80
90
95
98
99
99.8
Porcentaje de remoción NMP/100 mL
Figura 10-2. Porcentaje de remoción de bacterias
en un agua coagulada y sedimentada
50
pH 5,24
pH 6,17
Virus removidos %
remoción de bacterias es directamente proporcional a la
remoción de turbiedad y que
si se manejan adecuadamente esos procesos, se puede
obtener una eficiencia de
99,7%. Robeck y colaboradores hallaron que al
incrementarse la dosis de
sulfato de aluminio como
coagulante, en un agua sembrada con virus, podían
obtenerse remociones de 99%,
tal como se muestra en la figura 10-3.
99
Estos procesos de
coagulación-floculaciónsedimentación son bastante eficientes para la
remoción de bacterias
vegetativas, tal como se
observa en la figura
10-3, dibujada sobre la
base de los datos proporcionados por Sastry y
colaboradores. En esas
curvas se observa que la
Virus
removidos
pH 7,00
pH 8,30
pH 6,17
pH 5,24
Turbiedad
removida
pH 7,00
pH 8,30
Dosis de sulfato de aluminio mg/L
Figura 10-3. Remoción de virus T-4
mediante coagulación y floculación
Turbiedad removida %
Turbiedad residual (U.J.)
E. coli
Por esta característica, en los lodos provenientes de los sedimentadores, se encuentra gran cantidad de bacterias y virus, lo que obliga a manejar estos lodos
con bastante cuidado por
su peligro potencial.
Desinfección
165
Por otra parte, Carlson y colaboradores reportan que las partículas de arcilla absorben los virus muy rápidamente. Concluyen que la inactivación de los virus
ocurre en dos etapas: en la primera se produce una mezcla de virus e iones de
aluminio, y en la segunda, luego de la aglutinación ocurre la sedimentación de los
flóculos.
La reducción del contenido de virus en el agua llega hasta 98%, y 90% de
la absorción de estos corresponde a los primeros 5 minutos de tiempo de contacto.
Debe tenerse en cuenta que este proceso de inactivación de virus por la
adherencia de la arcilla es irreversible, de tal manera que debe estudiarse cuidadosamente el manejo de estos lodos, por el impacto que puede producir su vertimiento a cursos de agua superficial.
4.1.3 La filtración
Los filtros lentos pueden llegar a remover 96% de bacterias, cuando el
agua no presenta más de 100 ppm de materias en suspensión y 200 bacterias por
mililitro.
Los filtros rápidos pueden llegar hasta 98% de eficiencia en la remoción de
bacterias.
La filtración es muy efectiva en la retención de los microorganismos grandes, como las algas y diatomeas; pero los olores y sabores asociados a ellos no
son eliminados a menos que se consideren otros procesos específicos para este
fin.
4.1.4 El calor
Debido a la gran sensibilidad de los microorganismos a las temperaturas
altas, la ebullición del agua es muy efectiva para su eliminación.
El hervido del agua es una práctica doméstica segura y recomendable, cuando existen dudas sobre la calidad del agua potable. El método más simple para
preparar agua para consumo humano, segura desde el punto de vista microbiológico, es hervirla durante unos minutos y luego almacenarla adecuadamente.
166
Manual I: Teoría
4.1.5 La luz y los rayos ultravioleta
La luz ultravioleta (longitud de onda correspondiente a la máxima acción
microbicida = 254 nm) mata las bacterias.
Sin embargo, la profundidad de penetración de esta radiación en el agua es
limitada, lo que se traduce en que si se requiere eficiencia en la eliminación de
microorganismos por rayos ultravioleta, se deben irradiar solo láminas delgadas
de agua.
Su aplicación solo se reduce a aguas claras y no contaminadas.
Como cualquier proceso, la desinfección con rayos ultravioleta presenta
ventajas y desventajas. Entre las ventajas se pueden citar las siguientes:
a)
Actúa sobre una amplia gama de microorganismos, ya que los rayos
ultravioleta inactivan los ácidos nucleicos (ADN y ARN). Pueden eliminar
bacterias comunes, esporulados y virus.
b)
No reacciona con los constituyentes del agua y, por tanto, no forma derivados ni cambia las condiciones organolépticas del agua.
c)
El proceso es sencillo y de bajo costo.
d)
El proceso no necesita tanques de mezcla o de contacto.
Entre las desventajas pueden mencionarse las siguientes:
a)
La penetración de los rayos en el agua está limitada por el color y la turbiedad, por lo que el agua debe ser completamente clara.
b)
Con el transcurso del tiempo, las lámparas pueden ensuciarse, lo que reducirá la capacidad de penetración de los rayos.
c)
La vida útil de las lámparas es muy limitada.
d)
Los rayos ultravioleta tienen efecto puntual, no dejan radiación residual
para eliminar la contaminación posterior en la red, muy frecuente ya que a
menudo se producen presiones negativas que pueden permitir el ingreso de
aguas contaminadas.
Desinfección
4.2
167
Agentes químicos
Los compuestos químicos usados en la desinfección del agua son, por lo
general, oxidantes fuertes que tienen gran eficiencia en la eliminación de los
microorganismos y pueden dejar remanentes tóxicos en el agua, los cuales requieren un control estricto para evitar riesgos en la salud del consumidor.
Los más importantes son los siguientes:
a)
Los halógenos como el cloro, el bromo y el yodo. El efecto germicida y de
penetración de estos aumenta con su peso atómico. Por ser los de mayor
importancia, se hará mayor referencia a cada uno de ellos en las siguientes
secciones.
b)
El ozono (O3).
c)
El permanganato de potasio (KMnO4).
d)
El agua oxigenada (H2O2) y los iones metálicos.
4.2.1 Características de un buen desinfectante químico
Para garantizar su efectividad, un buen desinfectante debe cumplir con una
serie de requisitos. Los más importantes son los siguientes:
a)
Ser capaces de destruir, en un tiempo razonable, los organismos patógenos,
independientemente de la cantidad en la que estén presentes y de las condiciones propias del agua.
b)
En las dosis usuales, no ser tóxicos para el hombre ni para los animales
domésticos, ni presentar olor ni sabor en el agua.
c)
Tener un costo razonable; ser de manejo y dosificación seguros y fáciles.
d)
La determinación de la concentración en el agua debe ser fácil, rápida y
económica (de preferencia, automática).
e)
Debe dejar residuales persistentes en el agua, de manera que estos actúen
como una barrera sanitaria para posibles contaminaciones futuras.
168
Manual I: Teoría
4.2.2 Los agentes oligodinámicos de desinfección: Ag+
Los iones plata deben su acción a la fuerza generada por “cantidades diminutas”, propias de ciertos metales al estado iónico.
Se usan generalmente en la desinfección de agua de piscinas a una concentración de 0,15 ppm.
En algunos países europeos, se utiliza este método para la desinfección de
aguas industriales. También se lo utiliza ocasionalmente en filtros de agua domésticos de porcelana porosa, con relativo éxito.
Los iones de plata son usados principalmente para preservar la calidad
bacteriológica de aguas embotelladas.
Para la preparación de pequeñas cantidades de agua de bebida, se aplica el
conocido proceso Katadyn, en el cual los filtros de cartucho utilizados son cubiertos con cloruro de plata (AgCl), a través de los cuales pasa el agua, y se produce
el intercambio iónico. Este método tiene las siguientes limitaciones:
a)
No es efectivo para eliminar virus.
b)
El efecto tóxico de los iones de plata libres limita su aplicación.
c)
La materia coloidal suspendida, los cloruros y el amoniaco interfieren la
efectividad del ion plata.
d)
La eficiencia se controla mediante la determinación de la calidad
bacteriológica del agua y no por el control de la concentración del desinfectante.
e)
Requiere un prolongado tiempo de contacto.
4.2.3 Los agentes oxidantes
Los microorganismos contienen enzimas que son catalizadores biológicos
esenciales. Estas enzimas son muy vulnerables a la acción de agentes oxidantes
fuertes, que puedan traspasar las paredes de la célula.
Los agentes químicos oxidan las enzimas y provocan la muerte de las bacterias.
Desinfección
169
Los virus también son atacados por los agentes oxidantes, aunque en forma
no tan eficiente como lo son las bacterias. Para mejorar su efecto, se requiere una
máxima eficiencia de los procesos de tratamiento previos.
A continuación se citan los principales agentes oxidantes usados en la desinfección del agua; por razones prácticas, se trata cada caso en comparación con
el cloro.
•
El ozono
Es una forma alotrópica del oxígeno, en la cual tres átomos del elemento se
combinan para formar una molécula.
El ozono es inestable y se descompone con cierta facilidad en oxígeno normal y oxígeno naciente, que es un fuerte oxidante. Debido a esta característica,
actúa con gran eficiencia como desinfectante y se constituye como el más serio
competidor del cloro.
El ozono es un gas ligeramente azul, de olor característico, que se puede
percibir después de las tempestades. Es poco soluble en el agua y muy volátil. Se
mantiene en el agua solo algunos minutos; en su aplicación, se pierde aproximadamente el 10% por volatilización.
Las dosis necesarias para desinfectar el agua varían según la calidad de la
misma de la siguiente manera:
•
Para aguas superficiales de buena calidad bacteriológica, luego de la filtración, se requieren de 2 a 3 mg/L de ozono.
•
Para aguas superficiales contaminadas, luego de la filtración, se debe aplicar entre 2,5 y 5 mg/L de ozono.
Se considera que el ozono es el desinfectante de mayor eficiencia microbicida
y requiere tiempos de contacto bastante cortos. Se ha demostrado que cuando el
ozono es transferido al agua mediante un mezclador en línea sin movimiento, las
bacterias son destruidas en dos segundos. Por ello, el tiempo de contacto en la
ozonización no tiene mayor importancia.
La velocidad con que el ozono mata a las bacterias es bastante mayor que
la del cloro, debido a que, si bien ambos son oxidantes, el mecanismo de acción es
170
Manual I: Teoría
diferente. El ozono mata a la bacteria por medio de la ruptura de la membrana
celular. Este proceso, conocido como destrucción de células por lisina, produce la dispersión del citoplasma celular en el agua. En cambio, el cloro debe
introducirse a través de la pared celular de la bacteria y difundirse dentro del citoplasma, acción que depende en alto grado del tiempo de contacto.
Debido a su gran poder oxidante, su uso puede ser recomendable en el
pretratamiento de aguas para la reducción de metales disueltos y la remoción de
materia orgánica, lo que permite un ahorro en coagulantes y tiempos de retención.
Experimentalmente, se ha demostrado que se requiere menos cantidad de ozono
que de cloro en procesos similares de pretratamiento. El ozono, además de atacar
a los precursores de los trihalometanos y reducir su concentración en el agua,
destruye a estos compuestos ya formados.
Otra ventaja frente al cloro es que no imparte al agua color, olor ni sabor.
La desventaja más importante del ozono como desinfectante del agua radica en que no tiene poder residual, además de la limitada información sobre la
toxicidad de sus productos derivados como los aldehídos, los ácidos carboxílicos,
los bromatos, los bromometanos, las cetonas, etcétera.
•
Los halógenos
La siguiente tabla muestra algunas propiedades de los halógenos:
Cuadro 10-2. Propiedades de los halógenos
—
Halógeno
Peso
atómico
Peso
molecular
Potencial
de oxidación
Solubilidad en
agua (mol/L)
Flúor
Cloro
Bromo
19,0
35,5
79,9
38
70,9
159,8
-2,85 volt.
-1,36 volt.
-1,06 volt.
0,0900
0,2100
Yodo
126,9
253,8
-0,54 volt.
0,0013
El yodo
Es el halógeno de mayor peso atómico; por su bajo poder de oxidación,
resulta más estable. Por esta razón, sus residuales se conservan por mucho más
tiempo que el cloro.
Desinfección
171
Como se podrá observar en la tabla anterior, el yodo es poco soluble en el
agua, y puede reaccionar como molécula (I2) o como ion (I-); es eficaz cuando la
molécula se encuentra asociada a alguna
% de yodo titulable (I 2)
molécula orgánica.
El yodo se disocia en el agua formando ácido hipoyodoso:
I2
HOI
=K
El valor de K depende del pH y la
concentración de yodo, como se muestra
en la figura 10-4:
Una de las características del yodo
es que no forma yodaminas en presencia
del amoniaco.
Total de yodo titulable mg/L
I2 + H2O ' HOI + H+ + I-
pH 8 (se ignora la
descomposición de HOI)
pH 6,0
pH 7,0
pH 5,0
% de yodo titulable (HOI)
Figura 10-4. Distribución de I2 y
HOCl a 25 ºC y a diferentes pH
A diferencia del cloro, no reacciona con los fenoles, pero cuando estos
están en concentraciones mayores que 1 mg/L, imparte al agua un sabor medicinal.
La figura 10-5 muestra la eficiencia
del yodo en la eliminación
HOI en quistes de
I en virus de
E. histolytica
polio tipo 1
de E. coli. Con un tiempo de contacto mayor, pero aun práctico, pueI en E. coli
de eliminar al virus de la polio tipo
1, cuando está bajo su forma ácida
I en quistes de
HOY. Sin embargo, su eficiencia es
E. histolytica
muy baja cuando se encuentra bajo
la forma de yodo molecular.
HOI en virus de
HOI en
Yodo titulable (mg/L)
2
2
2
E. coli
polio tipo 1
Figura 10-5. Relación entre la concentracióntiempo para destruir 99,99% de
microorganismos con I2 y HOCl a 18 ºC
La mayor desventaja del yodo
como desinfectante del agua radica en su costo, pues es más caro
que el cloro.
172
Manual I: Teoría
La tintura de yodo (6,5 g/100 mL de yodo), de expendio en farmacias, puede ser usada en la desinfección de aguas para uso doméstico. Bastarán 3 gotas
por litro de agua, con un tiempo de contacto de 15 minutos.
—
El bromo
Reacciona con el agua en forma de ácido hipobromoso:
Br2 + H2O ' HOBr + H+ + B-
Si bien su efectividad es, en algunos aspectos, similar a la del cloro o yodo,
su costo es más alto, por lo que su uso se limita, en términos prácticos, a la desinfección de aguas de piscinas de natación, ya que posee también propiedades
alguicidas.
Su ventaja frente al cloro en la desinfección del agua de piscinas es que la
dosis mínima residual recomendada de 0,4 g/m3 no imparte olor al agua ni provoca irritación en los ojos, independientemente del valor de pH.
—
El cloro
Como es un tema del siguiente capítulo, se citan los compuestos clorados
que tienen propiedades desinfectantes:
•
El cloro (Cl2) en forma líquida, envasado en cilindros a presión.
•
Hipoclorito de sodio (NaClO) con un contenido de cloro activo de 10% a
15%.
•
Hipoclorito de calcio [Ca(OCl)2], también conocido cono HTH (high test
hypochlorite) con 70% de cloro disponible.
•
Dióxido de cloro (ClO2) producido en la misma planta de tratamiento de
acuerdo con la siguiente reacción:
5 NaClO2 + 4 HCl
•
'
4 ClO2 + 5 NaCl + 2 H2O
Monocloramina (NH2Cl), formada por la adición de cloro y amonio al agua
que va a ser desinfectada.
Desinfección
173
4.2.4 Estabilidad de los desinfectantes químicos
La estabilidad del agente desinfectante es importante, debido a que se requiere una concentración mínima del desinfectante durante un tiempo o periodo
de contacto para destruir los microorganismos.
Las monocloraminas, el dióxido de cloro y el permanganato de potasio no
se descomponen significativamente en el agua pura durante varios días.
El ácido hipocloroso y el ion hipoclorito se descomponen en pocos días.
Como referencia, en el cuadro 10-3, se consigna el comportamiento del cloro a lo
largo del tiempo.
Cuadro 10-3. Descomposición del cloro con el tiempo
Tiempo
0 horas
3 horas
5 horas
1 día
2 días
4 días
0,6
0,5
0,45
0,3
0,2
0,05
Cloro residual
(mg/L)
5.
LA CLORACIÓN
El cloro, oxidante poderoso, es, sin duda alguna, el desinfectante más importante que existe, debido a que reúne todas las ventajas requeridas, incluyendo
su fácil dosificación y costo conveniente.
Sin embargo, presenta algunas desventajas:
a)
Es muy corrosivo.
b)
Puede producir sabor desagradable en el agua, incluso en concentraciones
que no significan riesgo para el consumidor.
c)
Su manejo y almacenamiento requiere ciertas normas de seguridad, para
evitar riesgos en la salud de los operadores.
El cloro, en condiciones normales de presión y temperatura, es un gas verde, dos y media veces más pesado que el aire.
174
Manual I: Teoría
Algunas de sus sales también tienen poder desinfectante. Las más usadas
son el hipoclorito de calcio y el hipoclorito de sodio, cuya eficiencia bactericida es
idéntica a la del cloro y que producen reacciones similares en el agua. Se emplean
en plantas pequeñas, piscinas y pozos, pues los hipocloradores son más sencillos y
económicos.
En términos generales, el costo del hipoclorito es más alto que el de la
cloración con cloro gaseoso, pero en lugares donde no se pueden transportar cilindros de cloro o en situaciones de emergencia es la única alternativa posible.
5.1
Características del cloro como desinfectante
a)
Destruye los organismos patógenos del agua en condiciones ambientales y
en un tiempo corto.
b)
Es de fácil aplicación, manejo sencillo y bajo costo.
c)
La determinación de su concentración en el agua es sencilla y de bajo
costo.
d)
En las dosis utilizadas en la desinfección de las aguas, no constituye riesgo
para el hombre ni para los animales.
e)
Deja un efecto residual que protege el agua de una posterior contaminación
en la red de distribución.
5.2
Comportamiento del cloro en el agua
El cloro disuelto en el agua se disocia de acuerdo con las siguientes
ecuaciones:
Cl2 + H2O
HOCl
'
'
HOCl +
OCl- +
H+ + ClH+
A pH mayores de 4, las especies predominantes son el HOCl (ácido
hipocloroso) y OCl- (ion hipoclorito). Más aún, el porcentaje de cloro presente
como HOCl depende fuertemente del pH, ya que este es un ácido débil, como
muestran la figura 10-5 y el cuadro 10-4.
Desinfección
175
Cuadro 10-4. Relación del pH y la temperatura en la producción de HOCl (%)
pH
Temperatura
4
5
6
7
8
9
10
11
10 ºC
100
100
98
83
32
3
1
1
20 ºC
100
100
96
75
23
4
1
1
La figura 10-5 muestra la influencia del pH en la disociación del ácido
hipocloroso para aguas con temperaturas entre 0 y 20 ºC. Se puede observar que
para valores de pH superiores a 6, disminuye la cantidad de HOCl y aumenta el
ion ClO-.
100
Por ejemplo, para un pH de 8,
se tiene cerca de 22% de HOCl y
78% de ClO-. Ambos compuestos
poseen acción desinfectante y
oxidante, pero el ácido hipocloroso es
más eficiente que el ion hipoclorito en
la destrucción de los organismos en
general.
0
90
10
80
20
70
30
60
40
20 oC
0 oC
50
50
40
60
30
70
20
80
10
90
0
4
5
6
7
8
9
10
11
OCl %
HOCl %
El pH de las aguas naturales
se encuentra normalmente dentro de
unos límites en que se presenta tanto
el ácido hipocloroso como el ion
hipoclorito.
100
pH
Figura 10-5 Cantidades relativas de
HCOl y OCl- en diferentes valores de pH
5.2.1 Reacciones del cloro en el agua
El cloro, al entrar en contacto con el agua, reacciona formando el ácido
hipocloroso (HOCl) y el ácido clorhídrico (HCl) según la siguiente reacción:
Cl2 + 2 H2O ' HOCl + H+ + Cl-
(1)
Esta es una reacción reversible de hidrólisis que se produce en fracciones
de segundo.
176
Manual I: Teoría
El ácido hipocloroso se disocia en iones de hidrógeno y iones de hipoclorito
(OCl ):
-
' H+
HOCl
+ OCl-
(2)
El ácido hipocloroso (HOCl) y el ion hipoclorito (OCl-) forman el denominado cloro activo libre.
Por su naturaleza, el HOCl es el desinfectante por excelencia y su poder es
mucho mayor que el del ion hipoclorito (OCl-). Para efectos prácticos, este último
no es considerado como desinfectante.
Las soluciones de hipoclorito establecen el mismo equilibrio de ionización
en el agua. Por ejemplo:
Ca(OCl)2 + H2O
'
Ca++ +
H+
'
HOCl
+
OCl-
2OCl-
Las reacciones (1) y (2) dependen del pH del agua.
Así, la primera predomina con valores bajos de pH y la segunda con valores
altos. Las cantidades de ácido hipocloroso y de iones de hipoclorito formados en
las reacciones anteriores equivalen, en capacidad oxidante, a la cantidad de cloro
original.
Las proporciones de ácido hipocloroso y de iones hipoclorito en el agua
clorada, en relación con distintos valores de pH, aparecen en la figura 10-5.
Cuando el pH es menor de 4, el cloro está en forma de cloro molecular. A
pH 5,0 y 6,0, el cloro existente está bajo la forma de ácido hipocloroso. Por encima de pH 6,0, hay iones hipoclorito, los cuales predominan cuando el pH supera el
pH 7,5. Debido a esto, se comprueba que la desinfección por cloración del agua
es óptima cuando el pH es bajo.
Debido a este comportamiento, al agregarse cloro al agua, también se reduce la alcalinidad. Así, una parte por millón de cloro en el agua neutralizará no
menos de 0,7 ppm de alcalinidad como carbonato de calcio y puede neutralizar
Desinfección
177
hasta 1,4 ppm de carbonato, lo que depende del grado de ionización del ácido
hipocloroso y el grado en el que el cloro sea consumido por reacciones con otras
sustancias existentes en el agua.
5.2.2 Reacciones del cloro con el amoniaco
Uno de los componentes frecuentes del agua es el amoniaco. Cuando se
agrega cloro al agua que lo contiene, se producen las siguientes reacciones:
Cl2 + H2O ' HOCl + H+ + ClI.
Formación de monocloraminas (NH2Cl):
NH4+ +
NH3 +
HOCl
HOCl
'
NH3
'
NH2Cl + H20
+ Cl- + H20
Cuando se agrega más cloro que el requerido para convertir completamente el amoniaco en monocloraminas, se produce la segunda reacción.
II.
Formación de dicloraminas (NHCl2)
NH2Cl + HOCl ' NHCl2 + H20
Las dicloraminas formadas no son estables y se descomponen de acuerdo
con la ecuación III.
III.
2 NHCl2 '
N2 + Cl2 + 2 H+ + 2 Cl-
Esto significa que el ion NH4+ es oxidado por el cloro a N2.
A la ecuación completa resultante de la suma de estas ecuaciones parciales
se la conoce como reacción al punto de quiebre.
Cuando se agrega cloro en exceso, se forma la tricloramina, de sabor amargo
y, por tanto, no deseable en el agua:
NHCl2 + HOCl J NCl3 + H20
178
Manual I: Teoría
Las cloraminas monocloramina (NH2Cl), dicloramina (NHCl2) y, en ciertas
circunstancias, el tricloruro de nitrógeno (NCl3), forman el denominado cloro
combinado utilizable.
5.2.3 Reacciones del cloro con otros componentes del agua
El cloro también reacciona con otros componentes del agua como sustancias orgánicas proteicas, aminoácidos, etcétera. También lo hace con otras sustancias químicas (Fe, Mn, NO2, H2S). Con cada una de ellas genera distintos
compuestos que no tienen ninguna relación con la desinfección. Por esta razón, al
cloro “gastado” en estas reacciones se le conoce con el nombre de demanda de
cloro.
5.2.4 Resumen de las reacciones del cloro en el agua y su relación con el
proceso de cloración
El cuadro 10-5 resume los tipos de reacción del cloro en el agua y su efecto
en el proceso de desinfección.
Cuadro 10-5. Tipos de reacción del cloro en el agua
Reaccionantes
Productos
Nombre
Efecto
desinfectante
Agua
HOCl, OCl-
Cloro libre
Potente
Nitrógeno amoniacal
Materia orgánica, Fe,
Mn, SO2, H2S, etc.
Cloraminas
Cloro combinado
Demanda
Cloro consumido
Pobre
Nulo
Las cloraminas, productos del cloro combinado, son responsables de la desinfección como cloro residual, por ser más estables que el ácido hipocloroso o el
hipoclorito. Tienen condicionada su formación, también al pH del agua, lo que se
observa en la figura 10-6.
Los residuales de las cloraminas, por ser relativamente estables, tienen una
acción desinfectante más lenta. Esta capacidad decrece con el menor contenido
de cloro en su molécula; es decir, la dicloramina es más activa que la monocloramina.
Desinfección
Exceso de HN 2
% Monocloramina
% Dicloramina
El diagrama siguiente
permite entender que la cantidad de cloro que debe considerarse para la eliminación de
microorganismos no forma
parte de la denominada demanda sino del cloro residual
(libre y combinado). Esto significa que la eliminación de los
microorganismos no produce
una disminución sensible de la
cantidad de cloro residual, el
que, además de ejercer su acción bactericida, protege al
agua contra posteriores contaminaciones.
179
CNN
4:1
pH
Figura 10-6. Distribución de mono- y
dicloramina en función del pH
Cloro (Cl2)
Residual
Demanda
Libre
HOCl
Combinado
OCl
NH2Cl
NHCl2
NCl3
Figura 10-7. Formas importantes de cloro en la cloración del agua
180
5.3
Manual I: Teoría
Otros compuestos de cloro
5.3.1 Cal clorada
Se la conoce como cloruro de cal, polvo para blanquear o hipoclorito
de cal. La cal clorada es una combinación de cal apagada y gas cloro.
El oxicloruro de calcio (CaCOCl2) es el componente básico del cloruro de
cal seco. Al disolverse en el agua, se descompone en hipoclorito de calcio y cloruro de calcio:
2 CaOCl2 + H2O → Ca (OCl)2 + CaCl2 + H2O
El hipoclorito de calcio, Ca(OCl)2, formado es el compuesto activo responsable de la desinfección del agua.
La cal clorada se expende en forma de polvo blanco, seco, con un leve olor
a cloro o ácido hipocloroso. Contiene de 30 a 70% de cloro disponible cuando el
producto es de reciente fabricación.
5.3.2 Hipoclorito de calcio
El hipoclorito de calcio difiere de la cal clorada en que el cloruro de calcio
inerte ya ha sido eliminado en gran parte. Por esta razón, el hipoclorito de calcio
puede prepararse para contener concentraciones altas de cloro disponible.
Este polvo puede mantenerse estable hasta el año, si las condiciones de
almacenamiento son adecuadas. Mantiene su solubilidad en el agua y deja poco
sedimento.
El hipoclorito de calcio es un agente potente oxidante. Por esta razón, debe
almacenarse en un lugar aislado, seguro, fresco y seco, pues en contacto con
materiales combustibles puede ocasionar incendios.
Debido a que su contenido de cloro activo puede variar en el tiempo y con
las condiciones ambientales, es recomendable determinar el cloro activo antes de
preparar la solución de hipoclorito de calcio para el proceso de desinfección.
Desinfección
181
5.3.3 Hipoclorito de sodio
Es un líquido de color amarillento, con un promedio de 15% de cloro activo.
En el Perú, el hipoclorito de sodio contiene de 1 a 10%. Se vende en depósitos de plásticos o botellones de vidrio.
De igual manera que el caso anterior, su estabilidad depende de las condiciones de almacenamiento, en especial, de su contacto con la luz. Por ser una
solución, la estabilidad es menor y puede llegar a los tres meses.
Por lo general, se produce clorando el hidróxido de sodio (soda cáustica) de
acuerdo con la siguiente reacción:
2 NaOH + Cl2 → NaOCl + ClNa + H2O
5.3.4 Dióxido de cloro
Es un gas muy oxidante que no puede ser transportado en estado líquido
como el cloro y necesita ser fabricado en el propio local donde se lo emplea.
Es producto de la reacción entre una solución de ácido clorhídrico sobre
una solución acuosa de clorito de sodio.
El dióxido de cloro posee propiedades bactericidas, esporicidas y también
destruye virus y, en algunos casos, compuestos orgánicos nocivos. El uso del dióxido
de cloro permite una rápida eliminación de bacterias en un rango de pH superior al
del cloro, lo que lo hace particularmente recomendable para aguas alcalinas, donde su velocidad de desinfección es superior a la del cloro.
El dióxido de cloro es más estable que el cloro y el ozono. Así, el agua
tratada con 0,35 mg/L de dióxido de cloro a 20 ºC y conservado en la oscuridad
contiene todavía este compuesto luego de 48 horas en cantidades que van de 0,20
a 0,25 mg/L. Entre tanto, el cloro, en las mismas condiciones, prácticamente desaparece luego de algunas horas.
Se ha encontrado que el dióxido de cloro es más efectivo para la inactivación
de los quistes de Giardia que el cloro, pero menos efectivo contra E. coli y
rotavirus. A diferencia del cloro, la eficiencia del dióxido de cloro no depende del
182
Manual I: Teoría
pH ni de la presencia del amonio. El dióxido de cloro se descompone rápidamente
y no tiene buen efecto residual. Debido a su peligro explosivo, debe ser fabricado
en el punto de uso.
5.4
Cálculo de la cantidad de cloro activo de acuerdo con las especies
usadas
Mediante cálculos químicos simples a partir de la ecuación respectiva, es
posible determinar la cantidad de cloro activo en cada caso.
a)
Cloro líquido
Cl2 + H2O → HOCl + HCl
71 g
52,5 g
Es decir, 1 kg de cloro líquido produce 0,739 kg de ácido hipocloroso (HOCl).
b)
Hipoclorito de sodio
NaOCl + H2O → HOCl + NaOH
74,5 g
52,5 g
Es decir, 1 kg de NaOCl produce 0,705 kg de HOCl.
c)
Hipoclorito de calcio
Ca(OCl)2 + 2 H2O → 2 HOCl + Ca (OH)2
143 g
2 x 52,5 g
Es decir, 1 kg de Ca(OCl)2 produce 0,734 kg de HOCl.
5.5
El gráfico del punto de quiebre
El cálculo de la dosis necesaria para una efectiva cloración se hace mediante una prueba de laboratorio que consiste en determinar el punto de quiebre.
La figura 10-8 ilustra lo que ocurre en el proceso de cloración en el punto
de quiebre.
Desinfección
183
El cloro total disponible se da como una función de la dosis de cloro y se
define como la suma del cloro libre y del cloro combinado.
El residual de cloro libre disponible es la suma de ácido hipocloroso (HOCl)
y del ion hipoclorito (OCl-), expresado como mg.Cl2/L.
El residual de cloro combinado es la suma de las monocloraminas (NH2Cl),
de las dicloraminas (NHCl2) y de las tricloraminas (NCl3), expresada como mg.Cl2/L.
Normalmente, el cloro libre es
mucho más eficiente (requiere una
dosis menor en un tiempo de contacto también menor) que las cloraminas. Por lo anterior, en el tratamiento del agua, cuando el cloro es
el único desinfectante aplicado y
cuando las aguas están muy contaminadas, se recomienda la cloración
al punto de quiebre, lo cual significa
que la dosis de cloro aplicada es suficiente para superar ese punto y, por
lo tanto, ha sido oxidado todo el
amoniaco (NH3) presente, con un residual de HOCl, de OCl- o una combinación de ambos según sea el pH
del agua.
5.6
Residual combinado
Residual libre
Punto de quiebre
Dosificación de cloro (mg/L)
Figuira 10-8. Curva del punto de quiebre
Eficacia del cloro
Se puede decir que hay un consenso en afirmar que el orden de dificultad
para la desinfección es el siguiente:
Bacterias < virus < quistes.
A su vez, la dificultad de eliminación aumenta en desagües o en aguas
contaminadas con desagües.
El grado de destrucción de los patógenos por cloración depende de la temperatura del agua, del pH, del tiempo de contacto, del grado de mezcla, de la
184
Manual I: Teoría
turbiedad, de la presencia de sustancias interfirientes y de la concentración del
cloro disponible.
Las cloraminas que se forman con la presencia del amonio son desinfectantes mucho menos efectivos.
Así, tenemos que a valores normales de pH se necesita 40 veces más
cloramina que cloro libre para producir casi el 100% de muerte de E. coli en el
mismo periodo de tiempo. Para Salmonella typhi, el rango es, aproximadamente,
de 25:1.
En cuanto al tiempo de contacto, las cloraminas, a una misma concentración que el cloro activo, necesitarán un tiempo 100 veces mayor que el cloro
activo para tener el mismo efecto.
En la figura 10-9 podemos apreciar la resistencia relativa de diversos
microorganismos a diferentes concentraciones de cloro libre residual, diferentes
tiempos de contacto y pH. Se puede ver claramente que el orden se sensibilidad al
cloro anteriormente señalado se confirma; son más sensibles las bacterias
(E. coli, S. dysenteriae) seguidas de los virus (Poliovirus, Coxackie A 2, hepatitis) y luego los quistes de protozoarios (Entamoeba histolytica). Se hace la
salvedad de que el Bacillus anthracis es una bacteria esporulada y, por lo tanto,
muy resistente.
En la figura 10-10 vemos la resistencia de otros tres virus y de la E. coli a
la cloración.
Se encontró que un tipo de Adenovirus era más sensible que la E. coli; sin
embargo, los otros virus estudiados —Coxsackie virus y poliovirus— demostraron ser más resistentes. A la concentración de 0,10 mg/L de HOCl, 99% de la
población de E. coli fue inactivada en cerca de 99 segundos. La misma cantidad
de Adenovirus lo fue en un tercio de ese tiempo. A la misma concentración de
HOCl la misma cantidad de poliovirus requirió casi 5 veces más y el Coxsackie
virus 24 veces más que la E. coli.
185
Tiempo (min)
Desinfección
FAC - ppm
Figura 10-9. Desinfección versus cloro libre residual
ie
ck
sa
ox
sC
ru
Vi
A
2
li
co
E.
oI
oli
ep
sd
ru
Vi
,10
s3
iru
ov
en
Ad
Cloro titulable como HOCI (mg/L)
1,0
0,10
0,001
,1
,2
,3 ,4 ,5 ,6,8,10
2 3 4 5 6 8 10
20 30 40 50 60 80 100
Minutos
Figura 10-10. Relación entre la
concentración de HOCl y el tiempo
El cuadro 10-6 compara la efectividad de los desinfectantes más comunes. De su lectura se desprenderá
que el cloro como HOCl es un buen
desinfectante, aunque no muy efectivo
contra quistes de protozoarios. El ozono es un excelente desinfectante contra todos los microorganismos, pero no
es posible tenerlo de forma residual en
el sistema de distribución. El dióxido
de cloro es efectivo, pero su uso es limitado por traer problemas de sabor y
olor en el agua potable; además, no tiene un efecto comprobado contra quistes de protozoarios. Por último, las
cloraminas tienen un excelente poder
residual pero no la misma eficiencia
como desinfectante primario.
186
Manual I: Teoría
Cuadro 10-6. Efectividad de los desinfectantes más comunes para agua potable
Agente
desinfectante
Eficacia como biocida
Bacteria
Virus
Quistes
protozoarios
Residual en
el sistema
HClO
Excelente
Excelente
Moderada
Bueno
OCL-
Bueno
Moderado
DNR
Ozono
Excelente
Excelente
Excelente
No tiene
ClO2
Excelente
Excelente
DNR
Bueno*
Cloraminas
Moderado
Bajo
Bajo
Excelente
*Puede tener efecto tóxico.
DNR: datos no registrados.
Fuente: Handbook of public water system, 1986.
5.7
Algunos aspectos toxicológicos de la cloración
5.7.1 Los trihalometanos
Los trihalometanos son los productos más conocidos que se derivan de la
desinfección. Sin embargo, aportan solamente 10% del total de compuestos
halogenados formados por la cloración, aunque en algunas condiciones (como pH
ácido o neutro) pueden predominar.
Los trihalometanos se forman por la cloración acuosa de las sustancias
húmicas, compuestos solubles secretados por algas y compuestos naturales
nitrogenados.
Los principales trihalometanos son el cloroformo (que también puede formarse con la desinfección con cloraminas, pero en concentraciones mucho menores), el bromodiclorometano, el dibromoclorometano y el bromoformo.
Cuando el bromuro está presente en el agua clorada, se produce la siguiente relación:
HOCl + Br- ' HOBr + Cl-
Desinfección
187
La concentración de trihalometanos en agua potable varía desde niveles no
detectables hasta 1,0 mg/L o más. Se encuentran niveles más altos en aguas
superficiales que en aguas de subsuelo y sus concentraciones tienden a aumentar
con el incremento de la temperatura, el pH y las dosis de cloro. Se puede minimizar la formación de trihalometanos evitando la precloración y mediante procesos
efectivos de coagulación, sedimentación, filtración, y reduciendo los niveles de
precursores orgánicos antes de la desinfección final.
Los trihalometanos bromurados se forman por la presencia de bromuro
durante la cloración. Debido a su alto contenido natural de bromuro, las aguas del
subsuelo clorinadas presentan una mayor concentración de trihalometanos
bromurados que las aguas superficiales tratadas.
5.7.2 Clorofenoles
Los clorofenoles se presentan en el agua potable por la reacción del cloro
con compuestos fenólicos como biocidas o como productos de la degradación de
fenoxi-herbicidas. Sin embargo, debido a su alta incidencia en el sabor del agua,
pueden provocar rechazo en el consumidor a concentraciones muy pequeñas. Las
concentraciones usualmente encontradas en el agua están por debajo de 0,001
mg/L.
5.7.3 Cloraminas y sus derivados
Las cloraminas son formadas por la reacción del cloro con el amonio o
aminas orgánicas. Se pueden formar monocloraminas, dicloraminas y tricloraminas.
Sin embargo, las dicloraminas y, principalmente, las tricloraminas son compuestos
olorosos y, por lo tanto, su formación en el agua potable no es deseada.
Las cloraminas no reaccionan significativamente con la materia orgánica
para formar trihalometanos y, por esta razón, se ha incrementado su uso. El principal producto formado por el uso de la cloramina es el cloruro cianógeno (CNCl).
El CNCl es rápidamente metabolizado en el cuerpo humano como cianuro; de allí
que el valor guía para monocloraminas en el agua establecido por la OMS en 1993
sea 3,0 mg/L, sobre la base de los efectos tóxicos del cianuro.
188
Manual I: Teoría
5.7.4 Dióxido de cloro
En su reacción con sustancias orgánicas, no forma trihalometanos de manera significativa. Tampoco reacciona con el amonio para formar cloraminas. Sus
principales productos derivados son el cloruro, el clorato y el clorito. Existe un
valor guía para clorito de 0,20 mg/L, que se considera adecuado para proteger el
agua de la potencial toxicidad del dióxido de cloro.
5.8
Estaciones de cloración
Las instalaciones de cloración comprenden los siguientes componentes:
•
•
•
almacén;
sala de cloración;
cámara de contacto.
5.8.1 Almacén
Las características del almacén dependerán de la forma en que el cloro se
almacene: sólido, líquido o gaseoso, y de las características de los envases.
a)
Cloro gaseoso
El cloro gaseoso se obtiene comercialmente envasado a presión en forma
líquida, en cilindros metálicos de diferentes capacidades. El máximo flujo de gas
que se puede extraer de un cilindro depende del tamaño del mismo, como se
indica en el cuadro 10-7.
El número de cilindros que se deben mantener en planta dependerá del
grado de facilidad y confiabilidad del suministro de cloro en el país. La reserva
que se puede mantener en almacén puede variar según el caso. Adicionalmente,
hay que tener en cuenta los cilindros vacíos que están en espera y los llenos que
están en camino.
Si (Q) es el consumo de cloro, en kg/día, (t) el tiempo de almacenaje en días
considerado seguro y (C) la capacidad del cilindro de cloro (75 kg ó 1.000 kg), el
número (N) de cilindros que deben adquirirse se podría hallar con la siguiente
expresión:
N=
1,25 Qt
+6
C
Desinfección
189
Cuadro 10-7. Características de los cilindros de cloro
Peso del
contenido del
cilindro
Peso del
cilindro
solo
Peso total
del cilindro
Máximo flujo de cloro
que se puede extraer
de un cilindro
lb
kg
lb
kg
lb
kg
lb/día
kg/día
100
150
2.000
50
75
1.000
73
90-130
1.500
33
50-59
680
173
240-280
3.500
83
115-134
1.680
26
40
400
11,7
18,2
182
Peso bruto 1.650 kg (aprox.)
A
75 - 81 cm
Min. 1,50
Talla P/2 ton.
121 cm
A partir de estos
datos, se puede establecer el espacio disponible
que se necesita tener
para el almacenaje y la
forma de hacerlo. Cuando se trata de cilindros
pequeños de 50 y 75 kg,
cuyo peso total lleno es
de 83 a 117 kg, el manejo de los envases puede hacerse manualmente. En cambio, cuando
se usan cilindros de una
tonelada, cuyo peso total lleno alcanza 1.680
kg, se necesita emplear
poleas montadas sobre
rieles y ganchos especiales, como lo muestra
la figura 10-11.
B
216 - 221 cm
27 cm
= 20
min
17,5
Válvula de cloro 3/4’’
Protección de canales
de cloro
Conexión flexible
Cilindro de TN
Válvula auxiliar del cilindro
Figura 10-11. Cilindros de cloro gas
190
Manual I: Teoría
Recomendaciones
—
El almacén debe tener techo, para evitar que los cilindros se recalienten; las
paredes deben tener orificios en la parte inferior o, mejor aún, podrían ser de malla
metálica para conseguir el máximo de ventilación.
Válvula auxiliar
Adaptador
Conexión
flexible
Abrazadera
Seguridad
Fusible
(a) Válvula
(b) Yugo
Figura 10-12. Accesorios del clorador
—
Todos los tipos de cilindros están equipados con un fusible que se funde
entre 70-75 °C, en caso de que el envase de cloro se haya recalentado por cualquier motivo. En los cilindros de 50 y 75 kg, dicho fusible está colocado en la
válvula de salida del cloro. En cambio, en los cilindros de una tonelada, hay tres
fusibles colocados en cada extremo del envase. Por ningún motivo deben bloquearse
o inutilizarse estos fusibles (véase la figura 10-12).
—
Los cilindros pequeños —esto es, los de 50 y 75 kg— siempre deben
almacenarse y utilizarse en posición vertical. En cambio, los cilindros de una tonelada siempre deben usarse en posición horizontal, colocados sobre soportes de
rodachines para que se puedan girar con facilidad.
—
Los cilindros pequeños de 50 a 75 kg que se encuentran almacenados, así
como los que están en operación, deben asegurarse con cadenas o barras metálicas para evitar volcaduras en caso de sismos o explosiones.
Desinfección
191
—
No debe incluirse en el almacén ningún equipo ni efectuar actividades que
produzcan fuego o chispas, ya que si una llama se aproxima a los cilindros, el cloro
podría alimentar la combustión del acero. Asimismo, dado el poder corrosivo del
cloro, cualquier equipo o instalación metálica ubicado en este ambiente estaría en
peligro de deteriorarse con rapidez, debido al riesgo potencial de que se produzca
una fuga.
b)
Compuestos de cloro
Se utilizan en lugares de difícil acceso, normalmente en zonas rurales, en
donde no es posible disponer de cloro gas en cilindros. Entre los más conocidos
están la cal clorada y el hipoclorito de calcio que se expende en polvo, el hipoclorito
de sodio en solución y el dióxido de cloro, y la halazona.
Los compuestos de cloro en polvo vienen en tambores metálicos o plásticos
de diferentes tamaños. Si estos productos se almacenan en lugares frescos y
secos, la pérdida de cloro activo no sobrepasará 10% por mes. En atmósferas
calientes y húmedas, la degradación del producto será más rápida.
El hipoclorito de calcio es, principalmente, un fuerte agente oxidante, por lo
que no debe almacenarse en contacto con materiales combustibles porque puede
producir incendios. Deben taparse bien los envases luego de haber sido abiertos,
pues la acción de la luz y la humedad aceleran mucho la descomposición del
producto.
5.8.2 Sala de
cloración
Malla
Cloro gaseoso
Normalmente,
en sistemas de medianos a pequeños, en este
ambiente se encuentra
todo el sistema de medición y control, y los
cilindros en operación
con su respectiva báscula. Figuras 10-13 y
10-14.
Matriz
Línea de ventilación
al exterior
Conexión flexible
Válvula del cilindro
Válvula de alivio
Unión
Válvula de
aguja criba ‘Y’
Cloro
Salida de
solución
Balanza
Cilindro de gas
Entrada
de agua
Bomba
Ventilador
Alimentador
de agua
Figura 10-13. Sala de cloración
192
Manual I: Teoría
Por lo general, en sistemas grandes solo se incluyen el sistema de medición
y control y los cilindros en operación, sobre todo cuando son de 2.000 lb, permanecen en el almacén, desde donde alimentan al clorador (figura 10-15). Este ambiente debe ser amplio, bien ventilado y con destinación exclusiva. Pequeñas instalaciones pueden ser ventiladas solamente con ventanas colocadas en la parte
inferior de los muros, ya que el cloro, por ser más pesado que el aire, tiende a
quedar depositado sobre el suelo. Estaciones de cloración más grandes requieren,
además de ventilación natural, el empleo de extractores de aire colocados en la
parte baja de la habitación y operables desde el exterior de ella.
En estos sistemas se recomienda un cambio total del volumen de aire cada
15 minutos en tiempo normal, y cada 3 minutos cuando existe posibilidad de fugas
de cloro. Los extractores deben calcularse de acuerdo
con esta norma.
Al escoger la
ubicación de los
cloradores y demás
equipos, debe ponerse especial cuidado
en que todas las líneas de tubería queden a la vista, sujetas contra la pared
y situadas en lugares accesibles que
permitan su fácil inspección y reparación. Véase la figura 10-13.
1. Salida a la atmósfera
2. Clorador
3. Tubos flexibles
4. Manómetro de agua
5. Registro
6. Balanza para dos cilindros
7. Línea de succión de bomba
8. Filtro
9. Bomba tipo Booster
10.
11.
12.
13.
14.
15.
Válvula check
Línea de agua
Filtro
Válvula reguladora de presión
Válvula de alivio
Línea de descarga de
solución de cloro en el punto
de aplicación
16. Conexión principal
Figura 10-14. Instalación típica para sistemas de
poca capacidad
Desinfección
a)
193
Sistema de medición y control
Estos sistemas pueden variar mucho, dependiendo de la forma en que se
utilice el cloro: gas envasado en cilindros o compuestos de cloro en polvo, o en
solución.
Existe una gran variedad de equipos para aplicar gas cloro, pero, en general, se pueden considerar dos tipos básicos: los de presión y los de vacío (cuadro
10-8). En los primeros, el gas se inyecta directamente y se utiliza para ello la
presión de los cilindros. En el segundo tipo, la constricción creada por el tubo
Venturi del inyector produce un vacío que se transmite a través de todos los dispositivos internos de los cloradores y las líneas de aducción. Estos equipos pueden
colocarse directamente sobre el cilindro, sobre todo los de menor capacidad, así
como en la pared o sobre un pedestal o caja separada, de acuerdo con su tamaño
y su marca.
1. Línea de plástico
2. Salida a la atmósfera
3. Criba
4. Pared
5. Registro
6. Unión
7. Filtro
8. Conduit para 115 V.
9. Línea de succión del inyector Y
10. Clorador V 800
11. Línea de descarga de solución
12. Manómetro de agua
13. Inyector
14. Filtro
15. Registro
16. Agua de operación
17. Línea de acero
18. Gas cloro-manómetro
19. Cilindros de cloro
20. Balanza
21. Múltiple
22. Válvula reductora de presión de cloro
23. Punto de aplicación
24. Conexión principal
Figura 10-15. Instalación típica para sistemas de gran capacidad
194
Manual I: Teoría
En todos estos equipos el cloro se transporta y se mide como gas seco,
excluyendo el contacto directo con la humedad. Solamente a partir del inyector o
del punto de inyección, el gas se mezcla con el agua.
Cuadro 10-8. Clasificación de aparatos cloradores
Capacidades
Tipo
De presión
De vacío
Sistema de montaje
kg/día
lb/día
En pedestal
Directamente en los cilindros
En pedestal
En la pared
2 a 140
1 a 34
2 a 8.000
1,4 a 100
4 a 300
2 a 75
4 a 8.000
3 a 200
Directamente en los cilindros
1,4 a 230
3 a 500
El gas cloro seco es poco corrosivo; por este motivo, los cilindros de cloro
son metálicos. En cambio, dado que la solución acuosa es altamente destructiva,
resulta más conveniente el uso de materiales como el PVC, el teflón, el caucho y
el polietileno.
Cloradores de alimentación directa a presión
Los sistemas de alimentación directa son más costosos que los de alimentación al vacío, pero tienen la ventaja de que es la presión del gas del cilindro la que
hace funcionar el clorador, y no se necesita, por tanto, suministro adicional de
agua ni energía eléctrica, como en los otros tipos de cloradores, lo que los hace
especialmente adaptables a lugares donde existen limitaciones.
Los cloradores de alimentación directa (figura 10-16) funcionan de la siguiente forma: el gas cloro entra a la presión normal a que está en el cilindro, que
es de 5,3 a 6,3 kg/cm2 y llega a la válvula reguladora de presión del gas A, en la
cual esta se reduce a 1,4 kg/cm2. La contrapresión en el punto de inyección no
puede ser mayor de la mitad de este valor. De allí pasa por el medidor de caudal
C, que suele ser un rotámetro calibrado en lb/día o kg/h. Después del rotámetro, el
gas pasa por un sistema de ajuste D, que permite fijar la tasa de flujo con que se
quiere hacer trabajar el clorador y por último un sistema E que regula automáticamente la presión. En algunas marcas, esta es solamente una válvula de retención. El cloro se inyecta a la tubería por medio de un difusor F. Una válvula de
seguridad impide que el exceso de presión pueda causar un accidente.
Desinfección
195
Válvula de ajuste del
flujo
Válvula de control y
regulación de la presión o
válvula de retención
Válvula de alivio
Rotámetro
Válvula reductora de
presión
Válvula de
seguridad
Gas cloro
Difusor
Figura 10-16. Esquema de un clorador a presión
Según el fabricante, los dispositivos anteriores pueden ser piezas independientes montadas en un pedestal o integradas en un solo conjunto para ser puestas
directamente en los cilindros de cloro. En estos casos, se incluye, además, una
válvula de alivio B de acción manual que permite extraer el cloro que haya quedado en el aparato antes de hacer el cambio de envases. Estos equipos se usan poco
por no ser muy seguros.
Cloradores de alimentación al vacío
Los cloradores de alimentación al vacío son más seguros y confiables que
los cloradores a presión. Por ello, su uso está bastante extendido, a pesar de que
necesitan suministro adicional de agua para su funcionamiento.
La operación de este tipo de cloradores está basada en el vacío parcial
creado por una válvula llamada inyector o eyector, que se coloca inmediatamente
antes del punto de inyección del cloro al agua, la cual tiene una constricción por la
que se hace pasar un flujo de agua, lo que crea una subpresión que se comunica a
todas las válvulas y conductos del clorador e induce la apertura del regulador
inicial del gas. Esto hace que todas las válvulas y conductos se llenen de cloro
gaseoso, el cual circula a una presión inferior a la atmosférica.
196
Manual I: Teoría
El funcionamiento de los cloradores al vacío está esquematizado en la figura 10-17 y consta de los siguientes elementos:
Dispositivo de
seguridad
Regulador de
presión del gas
Ventilación
Dispositivo de
regulación del flujo
Regulación del vacío
G
Gas cloro del
cilindro
Manómetro
Rotámetro
H
Solución del cloro
de 3.500 mg/L al
punto de aplicación
Manómetro
Inyector o
eyector
Gas a presión
Figura 10-17. Esquema de un equipo de cloración al vacío
•
Regulador de presión del gas
El gas que sale de los cilindros a través de la tubería matriz entra al clorador
a través de la válvula A, que contiene un diafragma presionado por un
muelle, y que regula y mantiene el vacío en el aparato.
El vacío en el clorador tiene que ser mayor que la fuerza que desarrolla el
muelle para que el diafragma se abra y pueda entrar gas.
•
Rotámetro
El gas cloro que sale de la válvula A pasa a través de un rotámetro B que
mide el flujo que está pasando. Cada aparato tiene un juego de rotámetros
que pueden instalarse para medir diferentes rangos de caudales. El rotámetro
se debe solicitar según la capacidad del equipo que se requiera en la planta
de tratamiento.
Desinfección
Dispositivo de regulación del flujo
Como lo muestra la figura 10-18, los dispositivos de regulación del flujo
varían según la marca y la clase de aparato. En algunos casos, se usa un
orificio en V que puede desplazarse hacia arriba o hacia abajo, y aumentar
o disminuir el área de paso. En otros, en cambio, se usa un cono dentro del
caudal que mueve una pieza que puede aumentar o disminuir la sección.
Por último, otros fabricantes incluyen un orificio regulado por una válvula
de aguja. Estos dispositivos permiten controlar la tasa de flujo con la cual
trabaja el clorador y pueden ser operados en forma manual o automática,
según el modelo de que se trate.
Orificio
Cloro
Válvula de aguja
Conexión de
salida
Cloro
Orificio en ve
Cloro
Cloro
Cremallera y
piñón
Cremallera y
piñón
Solución al punto
de aplicación
Cloro gaseoso
•
197
Inyector
Agua
Figura 10-18. Dispositivos de regulación del flujo
198
•
Manual I: Teoría
Regulación del vacío
Esta válvula tiene por objeto regular el vacío después del orificio medidor
C. Consiste en una caja que contiene un diafragma operado por un muelle
que regula la posición de aquel, de acuerdo con el vacío producido por el
eyector.
•
Inyector o eyector
Consiste en un tubo Venturi a través del cual pasa una corriente de agua,
que crea una subpresión en un diafragma metálico, lo que obliga a este a
desplazarse y crear un vacío parcial en todos los conductos y válvulas del
clorador.
En el inyector o eyector, el gas cloro se mezcla con el agua y produce una
solución cuya concentración debe ser de unos 3.500 mg/L. Véase la figura
10-17.
•
Dispositivos de seguridad
Todos los aparatos cloradores deben tener diferentes dispositivos de seguridad que impidan la disminución o aumento excesivo del vacío o de la
presión del agua, lo que podría dañar los equipos.
Entre estos dispositivos se cuentan los siguientes:
•
•
•
La válvula de alivio (F), que se abre cuando el vacío excede de cierto
límite o permite que el clorador succione aire para evitar que salga gas
a la atmósfera.
La válvula check que va junto al inyector o es parte de él, y que impide
que penetre agua dentro del clorador y se mezcle con el gas, lo que
podría dañar todos los elementos internos.
Controles del clorador
Los cloradores suelen tener los siguientes aparatos de control:
•
Manómetro de presión de entrada del gas.
Desinfección
•
•
•
Manómetro de vacío.
Rotámetro con escala graduada para medir la tasa de flujo que está
pasando por el clorador.
Perilla de ajuste que cambia la posición del orificio variable dentro del
clorador y fija el flujo de gas cloro que se quiere aplicar.
Abastecimiento de agua
Para alimentar el clorador, el agua debe —dentro de lo posible— tener baja
turbiedad; no debe contener partículas en suspensión y, sobre todo, debe
estar libre de arena. Salvo contados casos, se requiere instalar una bomba
que suministre la presión que necesita el inyector. Dicha bomba debe ser
capaz de producir altas presiones al trabajar con flujos pequeños. Los flujos
se calculan teniendo en cuenta que la concentración de la solución debe ser
de 3.500 mg/L. Para esto puede utilizarse el gráfico de la figura 10-19 o la
siguiente expresión:
Q=
C
302
donde:
Q
=
C
=
flujo del inyector, en L/seg.
capacidad del
clorador, en
kg/día.
Capacidad C (kg/día)
•
199
Para el correcto funcionamiento del sistema de bombeo, deben incluirse los siguientes elementos:
•
•
Válvula de cierre de la
succión.
Criba que retenga las
impurezas que puedan Figura 10-19. Abastecimiento de agua requerido
por los cloradores de vacío para mantener la
bloquear el inyector y,
concentración de 3.500 mg/L de la solución
al mismo tiempo, per-
200
Manual I: Teoría
•
•
•
•
•
mita extraer lo que haya quedado retenido, sin necesidad de desconectar las tuberías.
Válvula de aguja para graduar el flujo de recirculación.
Válvula check colocada después del inyector y antes del clorador. En
muchos diseños esta válvula check está incorporada dentro del inyector.
Manómetro para medir la contrapresión.
Válvula check de la impulsión para evitar que el agua de la tubería
donde se inyecta el cloro pueda devolverse hacia el inyector.
Válvula de cierre de la tubería de impulsión.
Las figuras 10-13 y 10-20 muestran la instalación de estos elementos.
Contrapresión
Válvula de cierre
Válvula de cierre
Válvula de aguja
Criba en Y
Válvula check
Manómetro
Inyector
Válvula check
Exceso de
presión
Clorador
Bomba
(Presión 14 a 110 metros)
Figura 10-20. Instalación con bomba de turbina y paso directo para
regulación de presión
b)
Sistemas de conexión de los cilindros
Cualquiera que sea el tipo de recipiente de cloro que se use, si se requieren
varias unidades, hay que conectarlas a una tubería matriz general, como indica la
Desinfección
figura 10-21. El diseño de esta
matriz es de mucha importancia para garantizar un flujo sin
obstrucciones. Cuando se
expenden los cilindros de cloro, contienen 85% de líquido
y 15% de gas. Al extraer este
último, disminuye la temperatura y algunas veces aparece
escarcha en la superficie del
cilindro por condensación de
la humedad, lo que indica que
el gas se está evaporando rápidamente.
Válvula
auxiliar
201
Matriz
Válvula
del
cilindro
Válvula reductora
de presión
Tubería
flexible
Clorador
Cilindro
de cloro
Báscula
Ahora bien, para que el
Figura 10-21. Sistema de conexión para
flujo no se interrumpa, la
varios cilindros
temperatura en ellos debe ser
más alta o igual a la temperatura en las tuberías aductoras, pues si estas se enfrían
más rápidamente que el cilindro (aunque la diferencia térmica sea pequeña), el
gas se puede relicuar en las líneas de conducción y producir obstrucciones en los
aparatos cloradores.
c)
Evaporadores
En las grandes estaciones de cloración que gastan más de 1.000 kg/día se
requiere el uso de muchos cilindros de cloro (más de seis) conectados a la misma
matriz aductora para alimentar los cloradores. Como esto puede traer problemas
operacionales, se suele incluir en el equipo un evaporador que permita extraer
cloro líquido (en lugar de gas) de los cilindros, lo que tiene, entre otras, las siguientes ventajas:
•
Disminuye el número de cilindros en servicio necesarios para alimentar el
clorador, pues cuando se extrae cloro líquido no existe la misma limitación
que cuando se extrae cloro gaseoso.
•
Se evita la relicuefacción del cloro en las líneas de conducción. Esto es
especialmente importante cuando la longitud de la tubería entre la sala de
almacenamiento y la sala de cloración es larga.
202
Manual I: Teoría
Los evaporadores van montados lo más cerca posible de los equipos de
cloración y consisten en un tanque metido dentro de un baño de agua caliente,
cuya temperatura es controlada por un termostato a 70-75 °C. Esto hace que el
cloro pase del estado líquido al gaseoso y en esta forma se lleve a los cloradores.
Para evitar que el cloro líquido pueda pasar al clorador y dañarlo, se incluye
una válvula que se cierra automáticamente y hace sonar una alarma cuando la
temperatura baja de 65 °C.
Además, es importante tener:
•
Una criba para retener las impurezas del cloro y la posible formación de
‘‘nieblas’’ o condensación en gotitas del gas, lo que es perjudicial para los
equipos.
•
Una válvula reductora de presión en la tubería de salida del evaporador.
La figura 10-22 presenta un esquema de instalación de un evaporador. El
cloro líquido debe conducirse en tuberías
Válvula reductora
de presión
metálicas y no de
Filtro
PVC o plástico, pues
Ventilación
ataca rápidamente
estos materiales.
Gas al
clorador
Cloro líquido
del cilindro
Cloro
líquido
Caliente
Gas
Agua
Cuando, por
defectos de fabricación, existen en el cloro cantidades apreciables de tricloruro de
nitrógeno, se pueden
presentar explosiones
en los evaporadores
que constituyen un serio riesgo para los operadores y las instalaciones de la planta.
Termostato
Evaporador
Figura 10-22. Instalación de un evaporador
Desinfección
d)
203
Implementos de protección
Los implementos de protección más importantes son los siguientes:
•
•
•
•
•
sistemas de alarma;
máscaras;
equipos para taponamiento de fugas;
botellas de amoniaco.
Sistemas de alarma
Existen varios tipos de alarmas que pueden incluirse en los diseños de los
cuartos de cloración. Los más importantes son las alarmas de pared, los
discos rompibles y las alarmas internas de los aparatos.
•
Las alarmas de pared pueden ser de dos tipos. El primero consiste en
un papel sensitivo impregnado en ortotolidina, cuya decoloración es
analizada por una célula fotoeléctrica y los resultados transmitidos a
un circuito de alarma; este último entra en funcionamiento cuando
existe decoloración del papel.
El otro tipo consiste en una celda que detecta los cambios de
conductividad en un cierto volumen de agua, por la que se hace circular una corriente de aire proveniente del ambiente por analizar. Si hay
cloro presente en la muestra de aire, la alarma suena y permanece
sonando hasta que se corrija la fuga.
•
El Instituto de Cloro de Estados Unidos recomienda el uso de cámaras
de expansión cada vez que se usen líneas largas de aducción del cloro
entre los cilindros y los aparatos de cloración. Estas cámaras contienen un disco que se rompe a una presión de 100 a 400 lb/pulgada2 y
permite que el cloro se escape hacia una cámara de expansión donde
hace sonar una alarma. Estas cámaras suelen instalarse algunas veces en combinación con válvulas de cierre automáticas que, tan pronto como se rompe el disco, cierran el flujo de cloro en las líneas de
aducción.
También se pueden instalar discos rompibles a la salida de los cilindros
de tonelada incluidos dentro de las bridas de una T de forma que, si la
204
Manual I: Teoría
presión del gas en ellos sube de un valor determinado, se rompan y
dejen escapar el gas al exterior.
•
•
Algunas marcas de cloradores especifican, además, alarmas internas
dentro del aparato, acopladas a la válvula de alivio, que suenan cada
vez que disminuye el vacío por debajo de un límite fijado o se incrementa
por encima del nivel de operación. Lo primero puede ocurrir por una
falla en el suministro de agua, por el taponamiento del inyector a causa
del incremento de presión aguas abajo del inyector o por cualquier
fuga en el sistema de vacío. Lo segundo puede pasar cuando existe
una falla en el abastecimiento de cloro al clorador.
Máscaras
A fin de que las fugas puedan ser reparadas sin peligro para los operadores,
debe incluirse dentro del equipo de cloración máscaras protectoras. Desafortunadamente, este es un requisito que se descuida con demasiada frecuencia.
Básicamente, existen tres tipos de máscaras:
•
•
•
•
La máscara tipo canister, que debe reemplazarse periódicamente y
no sirve para altas concentraciones de cloro en el ambiente.
La máscara con tanque de aire que permite trabajar hasta 35 minutos.
La máscara de oxígeno que fabrica este elemento y tiene una duración de 45 minutos.
Equipo para taponamiento de fugas
El Instituto de Cloro de Estados Unidos fabrica diferentes tipos de herramientas que vienen en cajas especiales y sirven para el taponamiento de
fugas, tanto en cilindros de 150 lb como en los de una tonelada. Deben
especificarse por lo menos dos equipos.
•
Botellas de amoniaco
La botella de amoniaco es la forma más antigua y probablemente más común de detectar las fugas de cloro. Al destaparla y acercarla a los posibles
escapes, se producen humos blancos que los ponen en evidencia. Por eso,
Desinfección
205
puede ser de mucha utilidad una cuidadosa inspección de las tuberías y
demás elementos del cuarto de cloración con esta botella. Debe tenerse
presente que cuando las fugas de cloro empiezan, pueden ser muy pequeñas, pero, a medida que continúa la formación de ácido clorhídrico en el
punto de la fuga, va corroyendo el metal y ensanchando la abertura. De allí
que sea tan necesario detectarlas en sus comienzos, antes de que puedan
producir daños más graves.
Compuestos de cloro
Los compuestos clorados —ya sean líquidos o sólidos— son disueltos en
agua y pueden ser dosificados y aplicados utilizando los siguientes equipos: bombas dosificadoras, hidroeyectores, así como sistemas de fabricación local.
•
Bombas dosificadoras
Un buen número de fabricantes posee las bombas dosificadoras. Por tal
motivo, se encuentran fácilmente en el mercado. El rango de trabajo de las
bombas de línea normal de fabricación es muy amplio, y está comprendido
entre un mínimo de un L/h y un máximo de 195 L/h de aplicación de la
solución desinfectante, lo que corresponde a la desinfección de caudales de
3 hasta 540 L/s, con una solución de 1% de cloro activo y una dosificación
de un mg/L.
Para bombear la solución de cal clorada, se recomienda no sobrepasar el
2% de concentración de cloro activo y, en el caso de la solución de hipoclorito
de sodio, esta concentración será de 10% como máximo.
No es recomendable su uso, debido a su elevado costo, requerimientos de
energía eléctrica o hidráulica y, sobre todo, a la dificultad de encontrar mano
de obra y mantenimiento adecuados.
•
Hidroeyectores
Este equipo (usado frecuentemente en el tratamiento de agua de piscinas)
se ha constituido en una buena alternativa para la aplicación de soluciones
desinfectantes en sistemas de abastecimiento de agua de pequeñas comunidades.
206
Manual I: Teoría
El rango de trabajo del hidroeyector de línea normal de fabricación está
comprendido entre un mínimo de un L/h y un máximo de 25 L/h de aplicación de la solución desinfectante, lo que corresponde a la desinfección de
caudales de 3 hasta 70 L/s, con una solución al 1% de cloro activo y una
dosis de un mg/L.
Las concentraciones máximas de cloro activo en las soluciones de cal clorada
y de hipoclorito de sodio son las mismas recomendadas anteriormente para
el caso de las bombas dosificadoras.
Aunque son equipos de costo relativamente bajo, su aplicación es muy limitada debido a su difícil manejo, a que requieren alta presión hidráulica y a
que el equipo puede ser afectado por depósitos e incrustaciones cuando
existe elevada dureza en el agua.
•
Equipos de montaje local
Usualmente son los más adecuados, debido a las siguientes características:
-
bajo costo de construcción y mantenimiento;
simplicidad en la concepción;
tiempo de operación;
no utilizan materiales atacables por el cloro;
facilidad de adquisición del desinfectante;
relativa exactitud en la
dosificación, y
facilidad de operación y
Llave para
mantenimiento.
controlar el
flujo
Sifón
Tapón
hermético
A continuación se detallan los
sistemas más usuales:
Utilización de botellones de vidrio tales como los que se muestran
en las figuras 10-23 y 10-24.
También se pueden utilizar
frascos de suero para este fin. Estas soluciones son de bajo costo y
Figura 10-23. Hipoclorador de sifón
Desinfección
207
de fácil y rápida implementación, pero de poca exactitud y duración, por lo que
normalmente se usan solo en situaciones de emergencia.
Otro tipo de hipoclorador muy difundido es el de orificio de carga constante,
del cual se pueden encontrar infinidad de soluciones en diferentes materiales.
La figura 10-25 muestra una solución de este tipo, en la que el dispositivo de
entrada está constituido por un tubo de vidrio fijado por debajo de un flotador, que
propicia el paso de la solución de caudal constante, mientras el nivel desciende en
el recipiente.
Al seleccionar la capacidad del recipiente, debe tenerse en cuenta una reserva de solución suficiente para un lapso adecuado de operación.
Flotador
Tapón de suero
Tubo de
vidrio
Tubo de vidrio
Tubo de
polietileno
Pinza de Hoffman
o similar
Solución
Tubo de
vidrio
Tubo de látex
Figura 10-24. Frasco de Mariotte
Figura 10-25. Hipoclorador de
plataforma flotante
La figura 10-26 presenta una unidad del tipo de orificio con carga constante
desarrollada en el IEOS, Ecuador. En este caso, el orificio está constituido por un
tapón de aluminio con una incisión de sección variable, que va insertado en el
extremo de una manguera flexible.
Se regula la dosis al variar la sección del orificio al extraer o introducir el
tapón en la manguera y colocar marcas en este para calibrarlo. Entre las unidades
de orificio, es aquella que en la práctica produce menos problemas de obstrucción.
208
Manual I: Teoría
Flotador
Manguera flexible
Perfil de
aluminio
Tapón
Tapón
A
A-A
A
Figura 10-26. Hipoclorador de orificio calibrado
La figura 10-27 muestra otra unidad similar, de fácil construcción, constituida por niples y accesorios
de PVC de 3/4". Se ha coTee 3’’ x 4’’
locado dentro del tanque de
solución una pantalla de asbesto-cemento para retener
Pantalla
el sedimento y un grifo para
difusora
Orificio
retirarlo periódicamente.
Contrapesos
Esta unidad fue desarrollada en Colombia dentro de un Programa de Investigación sobre Sistemas
de Desinfección por Me-
35
Tubo
flexible
Sedimento
Codo φ 3/4 x 30’
Niples φ 3/4’’
Figura 10-27. Clorador por gravedad
Desinfección
209
dios Hidráulicos para Pequeñas Localidades, promovido por el CEPIS/OPS en
varios países latinoamericanos.
El dispositivo de la figura 10-28 fue desarrollado y evaluado en el Brasil. El
funcionamiento de esta unidad es muy simple y la regulación se efectúa con carga
de agua constante. Para aumentar o disminuir la dosis, basta deslizar la manguera
en el soporte, bajando la punta; con el procedimiento inverso, se reduce el volumen.
La entrada de la solución se efectúa por el
extremo de la manguera que va sujeto a la
boya. En todo momento se obtiene una carga de agua constante que produce una dosis constante, independientemente del volumen de agua en el tanque.
Figura 10-28. Hipoclorador de sifón
Lo que establece la dosis es la posición de la punta de la manguera. El apoyo
del sifón debe situarse al mismo nivel del
fondo de la boya, nunca más bajo que el
punto de entrada. Se ha solucionado el problema de las obstrucciones mediante el uso
de hipoclorito de sodio. Cuando se utiliza
cal clorada o hipoclorito de calcio, se recomienda preparar y decantar la solución previamente.
La unidad de la figura 10-29 fue desarrollada y evaluada en Costa Rica,
dentro del Programa de Investigación promovido por el CEPIS/OPS. Este dispositivo funciona hidráulicamente y produce primeramente la erosión de las pastillas
con una porción del caudal total y la posterior difusión de la solución obtenida con
el resto del caudal en una cámara de contacto. El caudal de agua necesario para
erosionar las pastillas se regula con la válvula 1 (figura 10-29 [a]), para obtener la
concentración de cloro requerida.
La válvula de boya tiene como función aumentar o disminuir el caudal de
dilución, dependiendo de la demanda doméstica determinada por el nivel del tanque.
210
Manual I: Teoría
En el interior de la unidad hay
una cámara de aquietamiento para
eliminar la turbulencia que lleva el
agua y a continuación se encuentra
la cámara de erosión, donde se forma la solución concentrada que sale
a través de un vertedero final.
Las pastillas se colocan en el
cilindro portapastillas y es posible
graduar la concentración de la solución si se gradúa la sumergencia de
las pastillas, a través del número de
vueltas que se dé al cilindro, por el
número de tubos con pastillas que
se coloquen y, por último, por el caudal regulado con la válvula 1.
Las pastillas requieren una
compactación especial para que
no se ablanden fácilmente (1.000
kg/cm2), de tal modo que tengan 12
g de peso, con 25 mm de diámetro y
10 mm de alto.
Cilindro
portapastillas
Piezómetro
Salida
Ingreso
Válvula de
flotador
Hipoclorador
A
A
a) Planta
b) Corte A-A
Figura 10-29. Hipoclorador de
erosión-difusión
Esta unidad, operada adecuadamente, puede asegurar una buena precisión en la dosificación, por lo que se aconseja su uso en localidades donde se pueda contar con personal adiestrado.
5.8.3 Cámara de contacto (1)
La cámara de contacto tiene por
finalidad
promover el tiempo de contacDrenaje
to necesario para permitir la acción bacFigura 10-30. Detalles del hipoclorador tericida del cloro con un máximo de efide erosión-difusión
ciencia.
Desinfección
Del mismo modo que
para un floculador, las cámaras
de contacto deben ser objeto de
un diseño hidráulico cuidadoso.
a)
Resalto
L
C = 40
Vista en planta
El difusor de cloro se ubica al inicio de la cámara,
seguido de un resalto hidráulico para promover
una mezcla interna entre
el cloro y el agua (figura
10-31).
b)
Aplicación
de cloro
211
L
C
Figura 10-31. Cámara de contacto de cloro
(vista en planta)
Detalle de ubicación del difusor en relación con el resalto hidráulico
Normalmente, los difusores se diseñan para un tiempo de contacto de 20 a
30 minutos. En la mayoría de casos, esto es suficiente; sin embargo, para aguas
muy contaminadas y con elevado tenor de materia orgánica, el tiempo de contacto
exigido puede ser mayor, dependiendo de la cantidad de cloro que se aplique, del
pH del agua y de los compuestos resultantes (cloro libre o cloraminas).
El volumen de la cámara de contacto también puede variar si antes de los
centros de consumo existen líneas muy largas de aducción o reservorios de distribución, que permitan un tiempo
Difusor
de contacto suficiente. En el diseño de la cámara de contacto
se debe procurar obtener el
máximo rendimiento hidráulico,
de modo que el tiempo real de
residencia se aproxime al tiempo nominal Q/V, con un mínimo
de espacios muertos y con un
flujo de características próximas
al ideal-flujo de pistón.
Figura 10-32. Ubicación del difusor en la cámara
212
Manual I: Teoría
La forma del tanque de contacto y la buena ubicación de las pantallas son
esenciales para un buen rendimiento hidráulico. Las entradas y salidas bien situadas también son importantes para reducir las zonas muertas y los cortocircuitos.
Una cámara de contacto diseñada de modo semejante a un floculador hidráulico de pantallas puede tener una buena eficiencia, siempre que se tome la
relación longitud/ancho de cada canal lo más alta posible.
Se ha encontrado que una relación de 40:1 es la necesaria para que se
alcance el máximo rendimiento hidráulico, con un flujo de características próximas al ideal.
La semejanza de una cámara de contacto ideal con un floculador de pantallas reside apenas en la aproximación al flujo de pistón deseable. Por lo tanto, las
cámaras de contacto no deben diseñarse como cámaras de mezcla. El cloro, como
ya se enfatizó previamente, debe mezclarse totalmente con el agua en la entrada
de la cámara de contacto y, como su acción bactericida es más eficiente a un pH
bajo, la aplicación de un alcalinizante para la corrección del pH debe hacerse a la
salida de la cámara de contacto.
•
Difusores
Solución 350 mg/L
cloro
Investigaciones
recientes han demostrado que una segregación del cloro con las
bacterias por un tiempo más o menos prolongado, conduce a resultados menos eficientes. La causa de este
fenómeno aún no es
bien conocida.
Se supone que
los residuales que se
forman inicialmente al
reaccionar el cloro con
el agua, son aparente-
a) En tubería
b) En canal
Figura 10-33. Difusores de cloro (1)
Desinfección
213
mente más activos que los compuestos formados después. Una rápida y perfecta
dispersión del cloro permite el contacto de estos residuales más activos con las
bacterias presentes en el agua, lo que aumenta la eficiencia de la cloración.
Se puede conseguir una buena dispersión si se colocan difusores en una
tubería bajo presión o en canales abiertos. La figura 10-34(a) muestra una instalación típica de un difusor como dispositivo de mezcla en una tubería. Para los
canales, se puede adoptar una solución como la indicada en la figura 10-34(b).
Son dispositivos semejantes a los difusores utilizados para la aplicación de
coagulantes y deben instalarse de preferencia inmediatamente antes de un resalto
hidráulico.
214
Manual I: Teoría
REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS
(1)
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de Tratamiento de Agua, tomo I. Lima, CEPIS, 1984.
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Desinfección. Lima, CEPIS/OPS, 1992.
Schippers, J. C. Water quality and treatment. Holanda, THDelft, 1985.
CAPÍTULO 11
CRITERIOS PARA LA SELECCIÓN DE LOS PROCESOS
Y DE LOS PARÁMETROS ÓPTIMOS DE LAS UNIDADES
Ing. Lidia de Vargas
Criterios para la selección de los procesos y de los parámetros óptimos
217
En este capítulo trataremos sobre los criterios y procedimientos para seleccionar las alternativas de tratamiento de acuerdo con las variaciones de calidad de
la fuente, así como los criterios para determinar los parámetros óptimos de diseño
y de operación de las unidades de tratamiento, en función de la calidad del agua
que se va a tratar.
1.
SELECCIÓN DE ALTERNATIVAS DE TRATAMIENTO EN
FUNCIÓN DE LA CALIDAD DE LA FUENTE
Para efectuar la selección de las alternativas de tratamiento, es necesario
reunir información sobre la calidad de la fuente que nos permita conocer sus
variaciones a lo largo del tiempo. Con esta finalidad deben programarse varios
muestreos de la fuente que comprendan por lo menos un ciclo estacional completo: estiaje y creciente, a fin de recopilar información suficiente para conocer las
variaciones de calidad e identificar los parámetros de calidad que constituyen un
problema. Estos son aquellos parámetros que exceden los niveles máximos indicados en las normas de calidad de agua para consumo humano principalmente
locales, y para los parámetros no especificados en estas normas, los valores guía
de la OMS y las recomendaciones de la EPA. Los parámetros de calidad decisivos para seleccionar la alternativa de tratamiento adecuada son los siguientes:
•
•
•
turbiedad y/o color;
NMP de coliformes termotolerantes/100 mL de muestra;
conteo de algas.
En los casos en que haya otra planta abasteciéndose de la misma fuente, la
información de los archivos de control de calidad del agua que ingresa a esta
planta será de mucha ayuda para conocer el comportamiento de la fuente. Debido
también a que se producen ciclos de seca y ciclos lluviosos, sería deseable obtener información de varios años, que permita conocer estas variaciones a través
del tiempo.
218
Manual I: Teoría
Se precisan, además, análisis físicoquímicos completos de las épocas de
características extremas (estiaje y creciente), para determinar los parámetros de
calidad que exceden los límites establecidos por las normas locales y/o internacionales.
Las fuentes de abastecimiento que aún no han sido sujetas a tratamiento
para consumo humano tal vez constituyan el caso más laborioso en cuanto a la
obtención de información suficiente para determinar las alternativas de tratamiento. En este caso, será necesario programar la realización de una serie de muestreos
en las épocas críticas, cuya duración dependerá de la importancia del estudio y de
los recursos disponibles.
Lo ideal será realizar por lo menos un muestreo semanal durante los meses
más representativos de las épocas de estiaje y creciente. Lo mínimo aceptable
sería disponer, por lo menos, de información acerca de la época de creciente o de
lluvias, que es la determinante en cuanto a la selección del tratamiento, porque al
diseñar el proyecto de planta, la podemos dejar preparada para operar con filtración directa, lo cual no implica un costo adicional en la construcción del sistema.
Para esto solo se acomodan apropiadamente las unidades de la planta de tal modo
que se tenga acceso directo de la mezcla rápida al canal de distribución a los
filtros. Durante la operación del sistema, si la filtración directa es conveniente o
necesaria, podrá ser implantada sin problema alguno.
Todos los datos obtenidos sobre la turbiedad, el color, la alcalinidad, el pH y
el NMP/100 mL de muestra se procesan en histogramas de valores promedio,
máximos y mínimos mensuales y curvas de frecuencia acumulada.
Una vez procesada la información y obtenidas las curvas indicadas, la analizamos en relación con los criterios indicados en los cuadros 11-1, 11-2, 11-3 y
11-4 de este mismo manual.
Este estudio debe realizarse como parte del estudio de factibilidad de un
sistema, de tal manera que el grado de tratamiento que la fuente requiere ya esté
definido antes de licitar o contratar la realización del proyecto. Los parámetros de
diseño de la planta también deben ser determinados en esta etapa, de tal manera
que se pueda especificar claramente en los términos de referencia del proyecto el
grado de tratamiento que la fuente requiere y los parámetros bajo los cuales se
debe proyectar cada una de las unidades que van a conformar el sistema. Los
Criterios para la selección de los procesos y de los parámetros óptimos
219
procedimientos de laboratorio para determinar estos parámetros de diseño se tratarán mas adelante en este mismo capítulo.
Al finalizar este capítulo, desarrollaremos algunos ejemplos de estudios de
selección de diferentes alternativas de tratamiento y determinación de parámetros
de diseño.
2.
SELECCIÓN DE PARÁMETROS ÓPTIMOS DE LOS
PROCESOS
La determinación de los parámetros de los procesos mediante simulación
en el laboratorio es necesaria en la fase de proyecto para determinar las dimensiones de las unidades de la planta o para rehabilitar u optimizar sistemas existentes. Durante la evaluación de un sistema, ello servirá para determinar si las unidades están operando de acuerdo con las condiciones que el agua requiere y durante
la operación de una planta, permitirá ajustar los procesos a las mencionadas condiciones.
2.1
Fundamentos
Investigaciones realizadas en las últimas décadas (1, 2, 3, 4) han demostrado que para cada tipo de agua existen parámetros de diseño específicos que
optimizan los procesos y producen la máxima eficiencia remocional.
En el proceso de coagulación, O’Melia y Stumm (1) han demostrado la
existencia de una dosis óptima que varía en función del pH y de la concentración
de coloides presente en el agua cruda. Los autores encontraron que con dosis
menores que la óptima no se desestabilizan los coloides y con dosis mayores, se
pueden llegar a reestabilizar, lo que deteriora la calidad del efluente. En floculación,
Villegas y Letterman (2) demostraron que la dosis óptima (D), el tiempo de retención (T) y el gradiente de velocidad (G) interactúan de acuerdo con la relación
GTn = K, en la cual (n) y (K) dependen de cada tipo de agua.
Argaman y Kaufman (3) demostraron también que para obtener una eficiencia dada, existe un tiempo de retención mínimo, que corresponde a un determinado valor de gradiente de velocidad y que por debajo de este valor mínimo, ya
no se consigue la misma eficiencia, no importa cuál sea el gradiente de velocidad
aplicado en el proceso. Dejaron establecido que para cada tiempo de retención
220
Manual I: Teoría
dado, existe un gradiente de velocidad que optimiza el proceso y que, al ser superado, se rompe el flóculo, lo que causa el deterioro de la calidad del efluente.
A partir de la aplicación de estos criterios, posteriormente (5) se comprobó
que la variación de estos parámetros produce un decrecimiento en la eficiencia de
los procesos, lo que produce una calidad de agua inferior, generalmente con un
consumo mayor de sustancias químicas.
Con la misma metodología usada en estas investigaciones (1, 2, 3) y con
los recursos normalmente disponibles en los laboratorios de las plantas de tratamiento, se han elaborado procedimientos para la determinación de estos parámetros,
de manera de obtener la máxima eficiencia posible, mediante la aplicación de los
criterios expuestos (6, 7, 8).
2.2
Equipos utilizados
2.2.1 Antecedentes
En el laboratorio, uno de los equipos más usados en el tratamiento de las
aguas como elemento de control de la coagulación es el equipo de prueba de
jarras. G. W. Fuller, J. Cairol y E. Theirault son precursores de la prueba de jarras
como modelo predictivo.
De acuerdo con la
información obtenida,
probablemente el primer
ensayo de prueba de jarras fue realizado por W.
L. Langelier en la Universidad de California en
1918. Las primeras aplicaciones y el desarrollo
inicial corresponden a
John Baylis, Bartow y
Petterson, Fleming, Nolte
y Kromer.
Regulación de
velocidad
Medición de
velocidad
Engranajes
Eje
Rotor-paletas
Vasos
Base
Figura 11-1. Equipo de prueba de jarras (9)
Criterios para la selección de los procesos y de los parámetros óptimos
221
Aportes tecnológicos posteriores fueron realizados por Tolman, Niekel,
Gekershausen, Langelier–Ludwig, Cross et al., C. Henry, Smith, Straub, Elliassen,
Norcon, Cox y otros, que perfeccionan continuamente el ensayo y lo aplican con
éxito a diversas condiciones de coagulación de las aguas. Estos autores orientaron principalmente el modelo de prueba de jarras hacia la determinación y
optimización de las variables químicas del proceso de coagulación.
2.2.2 Descripción del equipo de prueba de jarras utilizado
(a)
(b)
Figura 11-2. Equipo de prueba de jarras (9)
-
-
Para efectuar los ensayos
de simulación de procesos, existen algunas variaciones en el equipo tradicional, que son descritas
en la literatura. Aunque no es un
requisito indispensable, estas
pruebas, en la mayor parte de los
casos, son realizadas en equipos
comerciales y uno de los más conocidos es el equipo de velocidad
variable fabricado por la Phipps
& Bird, para el cual se han desarrollado los ábacos que relacionan
el gradiente de velocidad con la
velocidad de rotación de las paletas (figura 11-2).
Normalmente estos equipos constan de los siguientes elementos:
Un agitador mecánico provisto con tres a seis paletas, capaz de operar a
velocidades variables (de 0 a 100 revoluciones por minuto; actualmente
pueden obtenerse equipos que operan con velocidades de hasta 400 revoluciones por minuto).
Un iluminador de flóculos localizado en la base del agitador del equipo.
Vasos de precipitado de 2 litros de capacidad, de cristal refractario, tal
como se presentan en la figura 11-3.
222
A continuación se analizarán algunos de los componentes
más importantes.
Manual I: Teoría
14,5 cm D. borde
2.2.3 Sistema de dosificación
19,3 cm
Las unidades de agitación
múltiple usadas en las pruebas de
coagulación deben ser equipadas
con las facilidades necesarias
para la adición de coagulantes
químicos en forma rápida y simultánea a cada vaso o jarra. Este
equipo es importante cuando una
sola persona realiza la prueba.
12,6 cm
D. exterior
Elevaciones
cm
La mayoría de los equipos
.5 Inf.
2
1 D.
comerciales olvidan este detalle,
que es la causa de muchos resulPlantas
tados erróneos. Los estudios
muestran que las diferencias que
existen en el tiempo de adición Figura 11-3. Jarras de precipitado de 2 litros (9)
de los reactivos químicos de las
soluciones a los diferentes vasos
pueden afectar significativamente los resultados, particularmente cuando se usan
ayudantes de coagulación. También puede alterar los resultados la velocidad de
adición, que debe ser lo más rápida posible.
La práctica usual de adicionar coagulantes a cada vaso mediante el uso de
una pipeta graduada no puede ser desechada en forma radical, pero la velocidad
de adición del reactivo químico es muy lenta y pueden presentarse diferencias
considerables en el tiempo de adición y en la rapidez requerida para avanzar con
la dosificación.
Una manera simple de evitar estas dificultades es medir las cantidades de
coagulante que se van a aplicar a cada jarra con una pipeta y verterlo en vasitos,
de los cuales se succiona mediante jeringas hipodérmicas desechables, provistas
de su aguja. Se llena cada jeringa con la dosis respectiva, se retira la aguja y se la
coloca delante la jarra correspondiente, en un soporte de madera especialmente
Criterios para la selección de los procesos y de los parámetros óptimos
223
acondicionado que se instala en el puente superior del equipo, en el cual se han
horadado de 6 a 12 agujeros en los que se colocan las jeringas hipodérmicas. Al
momento de aplicar el coagulante, con el equipo funcionando y programado con
los tiempos y gradientes adecuados, se aplasta una banda de madera que presiona
los émbolos de todas las jeringas lo más rápido posible (máximo: 5 segundos).
Esto permite la aplicación simultánea e instantánea en todas las jarras. Este equipo auxiliar permite que una sola persona ejecute toda la prueba. Si no se dispone
de este equipo, se requiere de por lo menos tres personas para efectuar una aplicación correcta, considerando que cada una aplica a dos jarras, una de ellas da la
voz indicando el tiempo de inicio de la prueba y la otra acciona el equipo.
En general, se recomienda aplicar la dosis de coagulante muy cerca del
agitador, con el equipo operando con el gradiente de mezcla y aplicando exactamente lo que se debe efectuar en el mezclador de la planta. Los equipos de prueba de jarras automáticos, que permiten velocidades de hasta 300 revoluciones por
minuto, son ideales para efectuar simulación de procesos, y en ellos la bondad de
los resultados depende mucho de la exactitud con la que se ejecuta la prueba.
Utilizando estos equipos y estatores o deflectores en las jarras, se pueden obtener
gradientes dentro del rango recomendable para mezcla rápida, con tiempos tan
breves como 5 segundos, al cabo de los cuales el equipo automáticamente cambia
para el gradiente de floculación programado.
2.2.4 Sistema de agitación
•
Descripción del sistema
La variable que más importancia tiene en la prueba de jarras es la intensidad de agitación expresada como gradiente de movimiento del agua. Se utilizan
paletas o rotores, accionados en forma mecánica o magnética, y pueden utilizarse
una o más paletas. En el cuadro 11-1 se detallan las características de las paletas.
224
Manual I: Teoría
Cuadro 11-1. Características de agitadores (9)
Tipo de
paleta
Número de
paleta
Diámetro
(D-cm)
Área proyectada
(a-cm)
Observaciones
Plana-1
2
7y6
17,5
a
Plana-2
2
7,2
28,8
b
Plana-3
2
7,2
18,4
c
Hélice
3
5,0
4,50
d
Doblada
2
5,0
2,80
a)
b)
c)
d)
Utilizada en el modelo Phipps y Bird.
Tipo impulsor marino.
Utilizada por Florida 1-Environmental specialities.
Utilizada por Florida 2-Environmental specialities.
Cuando no se utilizan estatores, es necesario elevar la velocidad a valores
superiores a los que normalmente operan los equipos. La inercia producida durante el ensayo de
floculación ocasiona la formación de un heliPaletas
Latón
coide que afecAlambre
Vaso 2 L
grueso
ta el proceso y
que se evidencia
1,875
en una disminu4,
37
5
ción de la efi15,00
25 11,75
cm
5,75
1 cm
ciencia en el en5
6,00
7
3,
sayo de sedi1,875
mentación. Por
esta razón, se
Planta
Cortes
recurre al uso
de estatores o
deflectores fijos
Figura 11-4. Estatores o deflectores (9)
de tipo continuo
o discontinuo,
tales como los indicados en la figura 11-4.
Criterios para la selección de los procesos y de los parámetros óptimos
a)
225
Condiciones teóricas
El esfuerzo cortante producido entre dos láminas de agua que se deslizan
con diferente velocidad está dado por la siguiente fórmula:
γ = υ
dv
ds
(1)
en la cual
dv
ds
= gradiente de velocidad absoluta
La potencia consumida para mover las láminas de agua estará dada por:
P = γ
dv
ds
(2)
Reemplazando el valor de Y, obtenemos:
P = υ
dv
ds
(3)
Para un reactor cualquiera, la potencia unitaria dispensada en unidad de
tiempo sería:
P = υ G2
(4)
siendo
G
=
gradiente de velocidad media;
ecuación que permite calcular el valor de G en función de P.
G
P
V
P
=
υ
=
=
ó
G =
P
υ V'
(5)
potencia total
volumen del reactor
En el equipo de jarras, la potencia teórica está dada por:
P
=
K. a. Cf. N3
(6)
226
Manual I: Teoría
en la cual
K
a
Cf
=
=
=
coeficiente
área proyectada de las paletas normal a la dirección tangencial
coeficiente de dragado
N3
=
velocidad
El coeficiente K involucra tanto la forma de las paletas como la geometría
del vaso.
b)
Determinación del gradiente de velocidad
Ruey, Hudson, Singley y Camp determinaron los gradientes de velocidad
para diferentes tipos de rotores y deflectores. En la figura 11-5 se muestra el
ábaco correspondiente a jarras de 2 litros con o sin deflectores.
Los valores indicados en el gráfico pueden ser modificados para cualquier
temperatura o volumen, siempre y cuando se mantengan las relaciones geométricas
por medio de las relaciones siguientes:
G
=
gradiente de velocidad producida por el equipo normalmente utilizado
(Phipps y Bird) y vasos de 2 litros de capacidad.
Gx = G
Gx
=
υ
υx
gradiente de velocidad para una temperatura (X)
G' x = G
G'x
=
(7)
V1
V2
(8)
gradiente de velocidad para un volumen (X)
y específicamente para frascos de un litro estará dado por:
G' = 1.4 G
G'
=
gradiente de velocidad de un vaso de 1 litro
(9)
Criterios para la selección de los procesos y de los parámetros óptimos
227
o para cualquier área de rotores, por la siguiente expresión:
G' ' x = G
G''x =
ax
a
(10)
gradiente de velocidad obtenida para un área de paletas (ax)
Como auxiliar de cálculo para la fórmula (7), se incluye el cuadro 11-2.
Nomenclatura:
µ
=
µx
V1
=
=
V2
=
a
=
Viscosidad absoluta del agua para una temperatura (t), la cual determina un gradiente (G).
Viscosidad absoluta del agua para una temperatura diferente de (t).
Volumen del recipiente para un gradiente (G) que normalmente es de
2 litros.
Volumen para el cual se desea determinar el nuevo gradiente de velocidad (G'x).
Área de paletas del equipo normalmente utilizado (Phipps y Bird).
2.2.5 Descripción de las jarras
Las jarras o vasos que se van a usar deben poder ser acomodados en el
aparato y tener 2.000 mL de capacidad; en caso de no tenerse vasos de este
tamaño, podría optarse por vasos de 1.000 mL. Se debe evitar usar vasos más
pequeños debido a la dificultad en la adición de pequeños volúmenes de coagulantes
y ayudantes para obtener muestras satisfactorias del agua sedimentada. Podrían
usarse botellas cuadradas, pero antes deben asegurarse las modificaciones producidas por cambio de secciones para el cálculo de gradientes.
En lo posible, debe evitarse el lavado de las jarras con detergentes, ya que
muchos de estos tienen compuestos aniónicos que son fuertemente absorbidos
por las paredes de las jarras de vidrio. Si estos no son completamente removidos,
pueden afectar los resultados de las pruebas en forma significativa.
En la figura 11-6 se detallan las características de los vasos.
Manual I: Teoría
5’’
T
T =3
T = 2 0 °C
T == 10 0 °C
5 °°C
C
1,7
T=
T = 30 °C
T = 20 °
C
T = 10
°
5° C
C
228
0,75’’
2,3’’
4,7’’
0,75’’
Gradiente de velocidad G - S -1
2,35’’
5,75’’
1’’
2,25’’
6,4’’
7,5’’
3’’
Revoluciones por minuto
Figura 11-5. Ábaco que relaciona el gradiente de velocidad con las revoluciones por
minuto de un equipo de prueba de jarras con recipientes de 2 litros. Jarra de sección
circular (9)
Criterios para la selección de los procesos y de los parámetros óptimos
229
1000
900
800
11,5 cm
700
11,5 cm
600
500
400
300
21 cm
10 cm
200
Gradiente de velocidad G - S -1
D = 7,6 cm
100
90
80
70
60
50
40
30
20
T = 23 oC
15
T = 3 oC
10
9
8
7
6
5
4
3
2
Revoluciones por minuto
Figura 11-6. Ábaco que relaciona el gradiente de velocidad con las revoluciones por
minuto de un equipo de prueba de jarras con recipientes de 2 litros. Jarra de sección
cuadrada. Desarrollado por la Universidad de Michigan
230
Manual I: Teoría
Cuadro 11-2. Valores auxiliares para el cálculo de gradientes de velocidad (9)
Temperatura °C
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
14
15
16
17
18
19
20
21
22
23
24
25
26
27
28
29
30
Viscosidad absoluta
µ (poise)
0,01792
0,01732
0,01674
0,01619
0,01568
0,01519
0,01473
0,01429
0,01387
0,01348
0,01310
0,01274
0,01239
0,01206
0,01175
0,01145
0,01116
0,01088
0,01060
0,01034
0,01009
0,00984
0,00961
0,00938
0,00916
0,00898
0,00875
0,00855
0,00836
0,00818
0,00800
µ
0,1339
0,1316
0,1294
0,1272
0,1252
0,1232
0,1214
0,1195
0,1178
0,1161
0,1145
0,1129
0,1113
0,1098
0,1084
0,1070
0,1056
0,1043
0,1030
0,1017
0,1004
0,0992
0,0980
0,0969
0,0957
0,0946
0,0938
0,0928
0,0914
0,0904
0,0894
2.2.6 Sistema de toma de muestras
Después de la mezcla rápida y la floculación, se tiende a sedimentar en
condiciones adecuadas. Los estatores descritos anteriormente ayudan a minimizar la rotación persistente del agua dentro del vaso durante el periodo de sedimentación. Luego se succiona el sobrenadante con una pipeta volumétrica de 50 mL a
Criterios para la selección de los procesos y de los parámetros óptimos
231
la misma profundidad en todos los vasos o por medio de un sifón de 3 mm de tubo
de vidrio (véase la figura 11-6). Este sifón debe ser torcido en dirección horizontal
en el punto de muestreo para que sea representativo de una profundidad determinada. El sifón debe ser construido como para dar iguales velocidades de flujo en
cada vaso y así disminuir la posibilidad de arrastre de sedimentos. El flujo puede
ser regulado mediante una pinza de presión. El sifón está sostenido por un flotador
de tecnopor, que va a ayudar a mantener constante la altura de toma de la muestra y el nivel del agua.
Antes de tomar la muestra, se debe descartar, a través del sifón, aproximadamente 10 mL de agua y luego tomar algo más de 30 mL de muestra para la
determinación de la turbiedad. Se debe tener un abastecimiento de más o menos
50 vasitos para tomar las muestras. Con algo de práctica y la ayuda de un cronómetro, se pueden obtener controles precisos del tiempo.
2.2.7 Iluminación
Para observar el
flóculo formado en los
vasos, es conveniente,
aunque no esencial, una
buena iluminación.
Poroflex de 1/2’’
de espesor
4 cm
6 cm
Tubo de vidrio
de φ 4 mm
Idealmente, los
vasos deben estar proManguera φ 4 mm
vistos con una base
Interruptor de flujo
blanca y una iluminación en ángulo recto a
la dirección del observador; por ejemplo,
Figura 11-6. Sifón para la toma de muestras (9)
arriba o abajo de los
vasos (figura 11-7). Se
deben evitar fuentes de luz que generen mucho calor y con un efecto significativo
en la coagulación y sedimentación, lo que ocasiona diferencias de temperaturas
entre el agua del modelo y la realidad. Ello redundará en la obtención de resultados erróneos.
232
Manual I: Teoría
2.2.8 Equipo auxiliar
Además de la unidad de agitación, es necesario un cronómetro para controlar el tiempo que demoran las diferentes operaciones comprendidas en las pruebas. También se requieren medidores de turbiedad, pH y color.
Turbidímetro
0m
0,3
0,20 m
a)
1,00 m
Figura 11-7. Base iluminada sobre la cual se coloca el equipo de
prueba de jarras (9)
La medición de la turbiedad del agua se considera como el parámetro más
importante para caracterizar los procesos. La medición de la turbiedad se
logra mediante el uso de un turbidímetro convencional que mide la intensidad de la luz que pasa a través de una muestra de agua o la intensidad de la
luz que es dispersada por las partículas en suspensión que están presentes
en la muestra, generalmente desde una dirección situada a 90° de la dirección original del haz de luz. Un ejemplo de un turbidímetro que en su diseño
usa el principio de transmisión es el Hellige. De los que miden la dispersión
de la luz, denominados turbidímetros nefelométricos, tenemos el Hach
2100-A y el DRT 100 de Estados Unidos. En estos equipos, los resultados
deben ser reportados redondeando las cifras, como se indica a continuación:
Criterios para la selección de los procesos y de los parámetros óptimos
233
Cuadro 11-3. Forma de reportar los resultados en turbidímetros nefelométricos
Turbiedad (UT)
Usar intervalos de
0 – 10
0,05
0,1
1,0
5,0
10,0
50,0
100,0
1 – 10
10 – 40
40 – 100
100 – 400
400 – 1.000
> 1.000
b)
Medidor de pH
Desde tiempo atrás, es conocido que la efectividad de la coagulación depende directamente del pH. Debido a ello, la medición de este parámetro
antes y después de la floculación tiene importancia básica, por lo cual debe
disponerse de un medidor de pH de preferencia potenciométrico. Como
alternativa, podría usarse uno colorimétrico.
El pH es un indicador de la concentración de los iones hidrógeno en solución pH = log10 (H+) y debería ser leído con una sensibilidad de 0,01 unidades en el medidor de pH con electrodos de vidrio y para referencia de
calomel, que dispone de un compensador de temperatura. Este medidor
debe ser calibrado con una solución amortiguadora fresca, cuyo pH está en
el rango de operación deseada. En general, para la medición de aguas naturales y tratadas en plantas de potabilización, se requiere una precisión de
0,05 unidades.
c)
Comparador de cloro
En muchos casos existe interés en la remoción del color en lugar de la
turbiedad. En estos casos la medición del color residual del agua después
de floculada y sedimentada puede servir para caracterizar el ensayo.
Este parámetro puede ser determinado mediante comparación visual con
soluciones coloreadas de concentraciones conocidas. También puede compararse con discos especiales de color que han sido previamente calibra-
234
Manual I: Teoría
dos. El método de comparación del platino-cobalto es el establecido como
método normalizado y la unidad de color es la producida por un mg/L de
platino en la forma de ion de cloroplatinato. La comparación del color se
efectúa mediante el uso de tubos Nessler (de la forma alta y de 50 mL).
El color del agua también puede ser determinado, como ya se ha mencionado, por comparación con discos de color ubicados dentro de una caja metálica o de otro material que contiene los tubos comparadores de la muestra y
del agua destilada incolora.
Los discos de vidrio dan resultados acordes con los obtenidos por el método
de platino-cobalto y su uso es reconocido.
El resultado de la medición de color se expresa como sigue:
Cuadro 11-4. Forma de expresar los resultados de la medición de color
Unidades de color
Aproximación a
1 – 50
51 – 100
101 – 250
251 – 500
1
5
10
20
Junto con estos resultados, también se deben reportar los resultados del pH,
parámetro del cual depende el color.
d)
Vidriería
Además de los seis vasos de precipitado o jarras adecuadas, que de preferencia son de 2 litros de capacidad, debe disponerse de pipetas de Mohr de
2 y 10 mL para la adición de coagulantes a los vasos, seis frascos de vidrio
de 120 mL, dos buretas con sus respectivos soportes y, por lo menos, 50
vasitos de 50 mL. En lo posible, esta prueba debe efectuarse a la misma
temperatura que tiene la planta de tratamiento y es necesario controlarla en
diferentes puntos del proceso, para lo cual es conveniente tener un termómetro adecuado.
Criterios para la selección de los procesos y de los parámetros óptimos
235
2.2.9 Precauciones y limitaciones
Con la prueba de jarras se trata de reproducir las condiciones en las cuales
se desarrollan los procesos de floculación y sedimentación en la planta de tratamiento.
Sin embargo, dado el pequeño volumen (1 a 2 L) que tienen los vasos de
precipitado, en comparación con el gran volumen de los tanques de floculación
reales, la prueba de jarras constituye una reproducción parcial del proceso.
Las razones para esto son de orden físico y químico, y, entre otras, son las
siguientes:
a)
En los reactores existe un flujo continuo; en cambio, en las jarras no hay
flujo. Esto hace que en los primeros la masa de agua sufra un tratamiento
desigual, debido a que parte de ella queda retenida durante largo tiempo,
mientras que otra parte pasa casi de inmediato. En cambio, en la prueba de
jarras, el agua queda retenida durante todo el tiempo que dura el ensayo
(reactor del tipo de tanda o cochada).
b)
La escala de las jarras no guarda relación con la escala del flóculo, por
cuanto este se produce a escala natural y, en cambio, las jarras son cientos
de veces más pequeñas que los floculadores. Por tanto, la proporción entre
la escala de la turbulencia que se produce en uno y otro caso y el tamaño
del flóculo es diferente, lo que afecta la velocidad de aglutinamiento de las
partículas.
c)
La dosificación de los coagulantes y la agitación de la masa de agua pueden
ser mucho mejor controladas en la prueba de jarras que en la planta de
tratamiento.
No obstante estas deficiencias, la prueba de jarras sigue siendo el método
más usual de los que hasta ahora disponemos para controlar los factores químicos
involucrados en los procesos de coagulación y floculación.
Hay que tener en cuenta, sin embargo, que el hecho de que la prueba de
jarras sea un ensayo rutinario en la operación de las plantas no significa que pueda
ejecutarse descuidadamente, lo que, por desgracia, suele ser bastante común.
236
2.3
Manual I: Teoría
Consideraciones generales para la ejecución de ensayos
en la prueba de jarras
En los ensayos experimentales se imponen ciertos controles que sirven para
evaluar los efectos producidos al variar el valor del parámetro que está siendo
medido. Cuando los ensayos se efectúan con el equipo de prueba de jarras, se
deben tomar en cuenta los siguientes aspectos:
1)
2)
3)
4)
5)
6)
7)
8)
9)
10)
equipo usado para la prueba;
análisis de laboratorios requeridos;
dosis de coagulante;
concentración del coagulante;
sistema de adición del coagulante;
dosificación del ayudante de floculación;
sistema de adición del ayudante de floculación;
tiempo de duración y gradiente de velocidad de la mezcla rápida;
tiempo de duración y gradiente de velocidad de la mezcla lenta;
sistema de toma de muestra.
Entre las observaciones generales que se deben tener en cuenta al ejecutar
la prueba de jarras, tenemos:
a)
El tiempo y secuencia de dosificación: en algunas oportunidades el coagulante
se adiciona a cada vaso (muestra) a diferentes tiempos según su turno. Tal
procedimiento es inefectivo, particularmente cuando se usan ayudantes de
coagulación, debido a que el tiempo entre la adición del coagulante y el
ayudante siempre es crítico.
b)
En todos los casos, después de dosificados y mezclados los coagulantes
con el agua, se deben tener en cuenta las siguientes observaciones:
2.3.1 Soluciones químicas empleadas (1)
Las soluciones de coagulantes, ayudantes de coagulación y otros productos
químicos que se van a usar en las pruebas de coagulación deben ser preparados
en concentraciones tales que puedan ser medidas de manera conveniente y precisa. Véase el cuadro 11-5.
Criterios para la selección de los procesos y de los parámetros óptimos
237
En los laboratorios de las plantas de tratamiento es mejor preparar las soluciones para los ensayos con los mismos coagulantes que se usan en la planta y no
con reactivos purificados de laboratorio.
Cuadro 11-5. Soluciones patrón para la prueba de coagulación (9)
Prepare una
Concentración de
Producto químico la solución patrón solución nueva
después de
o suspensión
Notas
Al2(SO4)3 16 H2O
10% (0,86% Al)
1 ó 2 meses
Fe2(SO4)3 9 H2O
10% (2% Fe)
1 mes
Renovar la solución si se
pone opalescente.
Almidón soluble
0,5%
2 días
Diluir 10 veces inmediatamente antes del uso.
Derivados de
poliacrilamida
0,05%
1 mes
La solución debe tener, por
lo menos, un día. Diluir 10
veces antes de su uso.
H2SO4
0,1 N
3 meses
NaOH
0,1 N
1 mes
Tierra fuller
0,5%
3 meses
Agitar bien antes de usar.
El reactivo principal es la solución de sulfato de aluminio, cloruro o sulfato
férrico. Se prepara agregando agua destilada a 100 g de coagulante hasta completar el volumen de 1.000 mL, con lo que se obtiene una solución de 10% que se
puede conservar como solución patrón, por uno, dos o tres meses.
El ensayo de prueba de jarras se hace diluyendo 10 mL de la solución
patrón hasta completar 100 mL con agua destilada. Queda una solución al 1% que
no se puede conservar por más de 24 horas pues corre el riesgo de hidrolizarse
y perder buena parte de su capacidad de coagulación.
Cuando es necesario, debido a la baja alcalinidad de la muestra, hay que
preparar una suspensión de cal añadiendo agua destilada a 10 g de dicho material
hasta completar un volumen total de 1.000 mL. Debe anotarse el compuesto de
cal que se ha utilizado, CaO o Ca (OH)2, y evitar el contacto de la suspensión así
preparada con el aire, cuyo contenido de CO2 puede reaccionar con el óxido de
238
Manual I: Teoría
calcio para formar carbonato que precipita. Antes de usar la suspensión, hay que
agitarla.
2.3.2 Tamaño del flóculo producido
Se observa el tamaño del flóculo producido y se lo evalúa cualitativamente
según sus características. Su tamaño puede expresarse en mm de acuerdo con el
comparador desarrollado por el Water Research Institute de Inglaterra o según el
índice de Willcomb, que se incluye en el cuadro 6 y la figura 11-9. Se escoge como
dosis óptima la de la jarra que produce una partícula más grande, aunque no siempre el mayor tamaño de partículas produce la mayor velocidad de asentamiento
aparente y que deje ver el agua más cristalina entre los flóculos.
2.3.3 Tiempo inicial de formación del flóculo
Determinar, en segundos, el tiempo que tarda en aparecer el primer indicio
de formación de flóculo es uno de los sistemas para cuantificar la velocidad de la
reacción. La iluminación de la base del agitador ayuda en esta determinación, que
ni aún así suele ser fácil, pues cuando el flóculo recién se forma, es casi incoloro.
Por otra parte, el flóculo que se forma más rápido no necesariamente es el mejor.
En esta evaluación debe tenerse en cuenta la diferencia de tiempo con que
se agregaron los coagulantes a los vasos de precipitado. Si no se dispone de un
sistema de aplicación simultánea que vierta la solución en la seis jarras al mismo
tiempo, el coagulante tiene que agregarse con intervalos de 10 a 30 segundos en
cada vaso y debe marcarse en los mismos, con lápiz de cera, el tiempo de aplicación en la forma siguiente: t = 0 (para el vaso 1), t = 10 s (para el vaso 2), t = 20 s
(para el vaso 3), etcétera. El tiempo de aparición del primer flóculo será igual al
tiempo inicial de aplicación del coagulante a la primera jarra, hasta que se note el
primer indicio de flóculo, menos el tiempo que tarde en hacerse la aplicación a la
jarra considerada.
Esta determinación es bastante subjetiva y depende del criterio del observador.
Criterios para la selección de los procesos y de los parámetros óptimos
239
Cuadro 11-6. Índice de floculación de Willcomb (9)
Número del
índice
0
2
4
6
8
10
Descripción
Flóculo coloidal. Ningún signo de aglutinación.
Visible. Flóculo muy pequeño, casi imperceptible para un observador
no entrenado.
Disperso. Flóculo bien formado pero uniformemente distribuido. (Sedimenta muy lentamente o no sedimenta.)
Claro. Flóculo de tamaño relativamente grande pero que precipita con
lentitud.
Bueno. Flóculo que se deposita fácil pero no completamente.
Excelente. Flóculo que se deposita completamente, dejando el agua
cristalina.
2.3.4 Determinación de pH, alcalinidad, coagulante y turbiedad o color
residuales
La determinación de estos parámetros se hace 10 a 20 minutos después de
suspendida la agitación. Se extraen las paletas del agitador, se deja sedimentar el
agua durante este tiempo y se succiona la muestra con una pipeta volumétrica de
100 mL, a la misma profundidad en todos los vasos (3 a 10 cm) o por medio de un
sifón como el que se presenta en la figura 11-6.
A la muestra así extraída se le determina: (a) el pH, (b) la alcalinidad total,
(c) la turbiedad o el color, y (d) el contenido de coagulante residual.
Sin embargo, no siempre se obtiene la más baja concentración de coagulante
residual con la dosis que produce la más baja turbiedad, en especial, cuando se
usan pequeñas cantidades de coagulante. Además, hay que tener presente que el
aluminio es soluble en un rango de 0,2 a 0,4 mg/L, según sea el pH del agua.
2.4
Parámetros de dosificación
Los principales ensayos de dosificación que se deben determinar en el laboratorio son los siguientes:
240
•
•
•
•
•
•
Manual I: Teoría
selección del coagulante apropiado;
rango de dosis óptimas necesarias;
concentración óptima del coagulante;
pH óptimo de coagulación;
dosis de modificador de pH;
selección de ayudante de coagulación y dosis óptima.
2.4.1 Selección del coagulante
Consiste en efectuar ensayos con todos los coagulantes comercialmente
disponibles, para seleccionar el que proporciona la mayor eficiencia al más bajo
precio, para una determinada fuente.
Con cada coagulante se efectuará un estudio completo de dosis óptima,
concentración y pH óptimo de coagulación, y se sopesará eficiencia versus costo
de la sustancia química y de las instalaciones necesarias para su manipulación y
dosificación, para seleccionar el coagulante más apropiado. A continuación se
indican los procedimientos que se deberán aplicar en cada caso.
•
Determinación de la dosis óptima
a)
Propósito
El objetivo de este ensayo es determinar la dosis de coagulante que produce la más rápida desestabilización de las partículas coloidales, que permita la formación de un flóculo grande, compacto y pesado, que pueda ser fácilmente retenido en los decantadores y que no se rompa y traspase el filtro. Debe observarse
que no necesariamente el flóculo que sedimenta con rapidez es el que queda
retenido en el filtro. El flóculo que se busca es el que dé el mayor rendimiento, con
todo el conjunto de procesos.
b)
Equipos, materiales y reactivos
•
Equipo de prueba de jarras con 6 jarras de 2 litros, 6 deflectores, 6 tomadores
de muestras y 6 jeringas hipodérmicas desechables de 10 cm3, con sus
agujas.
Criterios para la selección de los procesos y de los parámetros óptimos
•
241
•
•
•
•
•
Turbidímetro con la sensibilidad suficiente para determinar con precisión
turbiedades menores de 10.
UNT, de preferencia un equipo nefelométrico de tipo digital.
Colorímetro.
Medidor de pH.
Seis vasitos de 50 y 100 mL, de vidrio o plástico.
El coagulante seleccionado.
c)
Procedimiento
1)
Determinar la temperatura, la turbiedad, el color, el pH, la alcalinidad y la
dureza total del agua cruda con la que se va a trabajar. Determinar también
la presencia de hierro y manganeso si esta es significativa.
2)
Calcular la cantidad de coagulante que se va a aplicar a cada jarra mediante la ecuación de balance de masas:
P=DxQ=qxC
Donde:
P
D
Q
q
C
=
=
=
=
=
peso de coagulante por aplicar
dosis de coagulante en mg/L
capacidad de la jarra en litros
volumen de solución por aplicar (mL)
concentración de la solución en mg/L
Ejemplo:
Se debe aplicar una dosis de 10 mg/L a una jarra de 2 litros con una solución
al 2%.
Calcular el volumen de solución que debe colocarse en la jeringa.
q=
10 (mg/L) x 2(L) x 1.000
; q = 1,0 mL
20.000 (mg/L)
242
Manual I: Teoría
3)
Colocar las cantidades del coagulante que se va a aplicar a las jarras en
cada vasito mediante una pipeta. Succione el contenido del vasito con una
jeringa hipodérmica con la aguja puesta, para extraer hasta la última gota.
4)
Retire la aguja y coloque la jeringa delante de la jarra correspondiente.
Ponga en funcionamiento el equipo de prueba de jarras programando las
memorias de la siguiente manera:
Memoria 1 = tiempo: 5 segundos, Velocidad = 300 rpm
Memoria 2 = tiempo: 20 minutos, Velocidad = 40 rpm
Si en el ábaco de la figura 5 entramos a las curvas que corresponden a una
prueba con estatores con una velocidad de 300 rpm y temperatura promedio de 20 °C, podemos comprobar que en estas condiciones se consigue un
gradiente de velocidad de aproximadamente 770 s-1. Asimismo, durante la
etapa de floculación con 40 rpm se estará aplicando un gradiente de velocidad de 52 s-1 que corresponde a un gradiente de floculación promedio.
5)
Inicie el funcionamiento del equipo, aplicando en forma simultánea e instantánea el coagulante a todas las jarras. Cuide de que la solución penetre
profundamente para que la dispersión sea más rápida. Recuerde que para
que el proceso sea bien simulado, el coagulante debe aplicarse en el punto
de máxima turbulencia.
6)
Si el agua requiere un alcalinizante, este debe añadirse antes del coagulante.
No es necesario contabilizar el tiempo entre la aplicación de ambos. La
dosis de alcalinizante se decidirá en una prueba especial, en la que manteniendo la dosis de coagulante constante, se aplicarán dosis variables de una
suspensión de cal al 1% (10 gramos de cal en un litro de agua).
7)
Cuando el proceso de floculación se inicie, estaremos atentos a identificar
en qué jarra aparece primero formación de flóculos y anotaremos el tiempo
en que esto ha ocurrido.
8)
Instantes antes de que el proceso de floculación concluya, observe el tamaño del flóculo que se ha desarrollado y compárelo con la tabla de la figura
11-8.
Criterios para la selección de los procesos y de los parámetros óptimos
A
B
0,3 - 0,5 mm
E
C
0,5 - 0,75 mm
F
1,5 - 2,25 mm
D
0,75 - 1,0 mm
G
2,25 - 3,0 mm
243
1,0 - 1,5 mm
3,0 - 4,5 mm
Figura 11-8. Comparador para estimar el tamaño del flóculo producido en la
coagulación (según WRA)
9)
Una vez que el equipo ha concluido con los tiempos de mezcla y floculación,
se apaga automáticamente y se procede a retirar las jarras, colocar los
tomadores de muestras, cebar los sifones utilizando una jeringa, atracar el
extremo del sifón utilizando una liga o bandita (colocada alrededor de la
jarra), y dejaremos sedimentar el agua entre 5 y 15 minutos.
10)
Cumplido el tiempo de sedimentación seleccionado, descartar los primeros
10 mL de muestra retenidos en el sifón y tomar las muestras a todas las
jarras en un volumen de aproximadamente 30 mL. Medir turbiedad y color.
Si se requiere mayor cantidad de muestra para análisis adicionales (pH,
hierro, manganeso, etcétera), tomarla posteriormente.
11)
Los resultados se grafican en papel aritmético. Se selecciona como dosis
óptima aquella que produce la menor turbiedad.
12)
Se analizan los diversos datos de dosis óptima para cada turbiedad de agua
cruda y, mediante la teoría de mínimos cuadrados, se determina la recta de
mejor ajuste que será de la forma: y = a + bx.
244
Manual I: Teoría
Donde:
y
x
=
=
turbiedad de agua cruda y
dosis óptima de coagulante
para obtener la curva de dosificación de coagulante para el agua en estudio.
d)
Aplicación práctica. Determinación de dosis óptima
Cuadro 11-7. Turbiedad remanente (1)
Dosis de
coagulante
(mg/L)
22,5
25
27,5
30
32,5
37,5
40
42,5
45
47,5
50
52,5
55
57,5
Turbiedad de agua cruda (UNT)
50
4,5
2,8
2,4
(2,1) 1
2,3
2,7
150
10
4,2
(3,2) 2
3,5
4,2
7,1
240
3,5
3
2,7
(2,5) 3
2,8
3,2
320
4
7
5,5
5,2
(3,4) 4
4,1
Utilizando el equipo de prueba de jarras, se determinó la variación de la
calidad del agua en función de la dosis de coagulante (en este caso, sulfato de
aluminio), para diferentes turbiedades que se presentaron en la fuente. Véase el
cuadro 11-7.
Los puntos 1, 2, 3 y 4 del cuadro anterior muestran las dosis óptimas para
tratar las turbiedades correspondientes, con las cuales se efectúa el gráfico de la
figura 11-9.
Este gráfico es necesario para diseñar o evaluar todas las instalaciones de
dosificación de una planta de filtración rápida y, por supuesto, para operarla.
Criterios para la selección de los procesos y de los parámetros óptimos
245
Si los operadores disponen de un gráfico como este, pueden cambiar rápidamente la dosificación del coagulante cada vez que cambia la turbiedad del agua
cruda.
•
Determinación de la concentración óptima
a)
Antecedentes
Diversos estudios han demostrado que la concentración del coagulante influye en la eficiencia de la mezcla rápida, lo que modifica los resultados del proceso de coagulación.
Es necesario trasladar esta experiencia a las plantas de tratamiento, previa
selección del valor óptimo a nivel de laboratorio.
b)
Propósito
Determinar la concentración de coagulante que optimice el proceso.
Procedimiento
1)
Determinar la dosis óptima.
Para esto, debe emplearse una
solución de coagulante al 1%
(10 g/L), la cual tiene un pH de
4,0 a 4,5.
2)
Preparar una solución patrón
del coagulante al 10% (100
g/L), preparar soluciones al 0,5;
1,0; 2,0; 3,0; 5,0 y, finalmente,
se utilizará también la solución
patrón al 10%.
350
300
y = 10.943x - 288,77
R2 = 0,9771
250
Turbiedad (UNT)
c)
200
150
100
50
3)
Llenar las jeringas de acuerdo
con el procedimiento indicado
para la dosis óptima, pero colocando en todas la misma dosis óptima ya determinada, con
las diferentes concentraciones
de solución preparadas.
0
0
20
40
Dosis óptima (mg/L)
Figura 11-9. Correlación turbiedad
versus dosis óptima
60
246
Manual I: Teoría
4)
Efectuar la mezcla rápida, la floculación y la decantación de acuerdo con lo
indicado en la prueba anterior.
5)
Durante el proceso, evalúe el tamaño del flóculo (índice de Willcomb)
y la velocidad de
la reacción.
7)
d)
Determine la turbiedad o el color
residual de cada
muestra.
Con los datos obtenidos, dibuje un
histograma como
el de la figura 11-9.
Turbiedad (UNT)
6)
3,5
3,0
2,5
2,0
1,5
1,0
0,5
0,0
10
5
2
1
0,1
0,01
C (%)
Figura 11-10. Concentración óptima del coagulante
Aplicación práctica
Se determinó una dosis óptima de 20 mg/L para una turbiedad preparada
con caolinita y se prepararon las soluciones indicadas en la primera columna del
cuadro 11-8 para efectuar la prueba, y se obtuvieron los resultados indicados en el
cuadro.
La mecánica de la prueba es similar a la prueba de dosis óptima. La diferencia está en que a cada jarra se le aplica la dosis óptima a una diferente concentración, de manera que la concentración del coagulante es la única variable y
cualquier diferencia en los resultados se debe a la concentración.
Criterios para la selección de los procesos y de los parámetros óptimos
247
Cuadro 11-8. Resultados de la prueba de concentración óptima
Concentración de la
solución (%)
pH
Turbiedad residual
(UNT)
10
5
2
1
0,1
0,01
2,65
2,84
3,32
3,50
3,73
4,12
2,8
2,6
2,0
1,5
1,7
3,0
Sin lugar a dudas, es más difícil mezclar un volumen pequeño de solución
con una gran masa de agua que un volumen mayor. Cuando el coagulante está
más diluido, se facilita la mezcla, pero también se va incrementando el pH, hasta
llegar a la hidrólisis del coagulante, con lo cual su efectividad se reduce notablemente.
En la prueba realizada se puede observar que con altas concentraciones de
10% y 5%, la turbiedad residual que se obtuvo no fue tan buena como con concentraciones bajas de 1 a 0,1 %. En cambio, al llegar a una concentración de 0,01,
en que el pH fue de 4,12, los resultados se deterioraron notablemente debido a la
hidrólisis parcial del coagulante. Véase la figura 11-10.
•
Determinación del pH óptimo de coagulación
a)
Propósito
Determinar el rango de pH óptimo de la muestra estudiada, en relación con
el coagulante o ayudante de coagulación utilizado.
b)
Equipos y materiales
Equipo de prueba de jarras, con todos los aditamentos indicados en las
pruebas anteriores; turbidímetro, de preferencia nefelométrico; equipo para determinar el pH de la muestra; colorímetro con sensibilidad para determinar con
precisión las unidades de color remanente en el agua tratada. Ácido sulfúrico
diluido 0,1 N, hidróxido de sodio diluido 0,1 N y el coagulante seleccionado.
248
Manual I: Teoría
Procedimiento
1)
Si el problema del agua es turbiedad, efectuar la prueba dentro de un rango de pH de 6 a 9. Si el problema es color, en un rango de 4 a 7.
2)
Se prepararán los diferentes pH colocando el agua para las seis jarras en
un solo recipiente y si el pH que se desea obtener en esta muestra es más
bajo que el pH natu14
ral del agua, agre12
gar ácido sulfúrico.
Si es mayor, aplicar
10
hidróxido de sodio.
8
Se agregará gota a
6
gota el modificador,
4
agitando con una va2
rilla para homogeneizar. Se puede man0
tener el bulbo del
10
15
20
25
30
35
6
7
8
9
medidor de pH dentro de la muestra
Figura 11-11. Determinación del pH y la
para determinar el
dosis óptima
cambio del pH.
3)
Una vez ajustado el pH, se efectúa una prueba de dosis óptima y se determina la dosis que produce el efluente de mejor calidad.
4)
Se continúa de igual forma con los demás pH. Se dibujan todas las curvas
en un solo gráfico. La curva que presente el punto de mínima más bajo
—es decir, el efluente más claro— estará indicando el pH y la dosis óptimos.
5)
Se recomienda efectuar un estudio económico considerando el consumo de
coagulante en el caso de efectuar el tratamiento con el pH natural del agua
versus el tratamiento con modificadores de pH y dosis óptima generalmente menor. También convendría evaluar si la reducción de turbiedad y color
es significativa, así como la mayor duración de las carreras de filtración que
se obtendrían, y compararlas con el mayor costo de operación, mantenimiento e instalaciones adicionales.
Turbiedad (UNT)
c)
Criterios para la selección de los procesos y de los parámetros óptimos
d)
249
Aplicación práctica
Se efectuó esta prueba con un agua que presentaba 80 UNT de turbiedad
y pH de 7,0. Se prepararon muestras con pH de 6, 8 y 9, y se efectuó una dosis
óptima con cada muestra. Los resultados obtenidos se pueden apreciar en las
curvas de la figura 11-11.
Al analizar el gráfico, podemos apreciar que los mejores resultados se obtuvieron con el pH natural del agua y que la dosis óptima es de 20 mg/L.
Como se puede apreciar con valores de pH menores o mayores, la calidad
del efluente se deteriora.
•
Selección de ayudantes de coagulación
a)
Antecedentes
Existe una gran variedad de ayudantes de coagulación. Algunos solo se
pueden usar en procesos industriales o en aguas servidas, porque son tóxicos o
cancerígenos. Otros, en cambio, están aprobados para uso en agua potable. Por
tanto, la primera condición que debe reunir un polielectrolito es que no sea
peligroso para la salud. La EPA publica periódicamente las listas de polielectrolitos que pueden usarse en aguas para consumo humano.
Asimismo, aunque un determinado ayudante de coagulación esté aprobado
para el uso en tratamiento de agua, ello no garantiza que dé buenos resultados con
cualquier tipo de agua. Por el contrario, algunos de ellos no solo no mejoran sino
que pueden perjudicar el proceso, debido a que en cierto tipo de aguas dispersan
el flóculo. Todo depende de la carga eléctrica que posean (pueden ser catiónicos,
aniónicos o no iónicos), así como de la carga eléctrica de las partículas en suspensión y de la energía necesaria para la absorción de los polímeros.
La única forma de seleccionar el polímero más efectivo para cada tipo de
agua es hacer pruebas de jarras en el laboratorio con un buen número de ellos
para determinar cuál es el que más conviene, tanto técnica como económicamente. Muchas veces el resultado puede indicar que no conviene usar un ayudante de
coagulación, porque no es suficientemente eficiente o porque encarece demasiado el costo de producción. Con la finalidad de evitar el riesgo que siempre existe
por el empleo generalizado de sustancias químicas, también se recomienda ensa-
250
Manual I: Teoría
yar primero con productos naturales como almidones, celulosas, alginato, goma de
cactus y gelatina común.
a)
Objetivo
Comparar la eficiencia de remoción de turbiedad y/o color de varios
polielectrolitos, a fin de escoger el que mejor se adapte a las características del
agua que se quiere analizar.
b)
Equipos y materiales
Los mismos equipos y materiales indicados en las pruebas anteriores y los
polielectrolitos entre los cuales se efectuará la selección.
c)
Procedimiento
1)
Efectuar una prueba de jarras en forma convencional para determinar la
dosis óptima de coagulante metálico (sulfato de aluminio o cloruro férrico).
2)
Preparar una nueva prueba de jarras en la que se adicionará a cada jarra la
dosis óptima de coagulante seleccionada, además de dosis variables de
polielectrolito (entre 0,1 y 1,0 mg/L o entre 0,01 y 0,5 mg/L, de acuerdo con
las recomendaciones de los fabricantes), excepto a la primera jarra, para
que sirva de comparación con las demás.
3)
Durante el proceso, determinar el índice de Willcomb y el tiempo inicial de
formación del flóculo en cada jarra.
4)
Suspendida la agitación al cabo de 15 a 30 minutos, dejar sedimentar el
agua por 10 minutos, tomar el sobrenadante y determinar la turbiedad o
color residual y el pH. Repetir con el mayor número de polielectrolitos disponibles a fin de hacer una selección preliminar.
5)
Una vez seleccionado el polielectrolito que dio los mejores resultados, se
efectúan nuevos ensayos disminuyendo la dosis de coagulante metálico (por
ejemplo, 75% de la óptima) y agregar polielectrolito en cantidad variable, o
mantener constante la dosis de polielectrolito determinada con anterioridad,
variando la dosis de coagulante hasta obtener la combinación más econó-
Criterios para la selección de los procesos y de los parámetros óptimos
251
mica. Si la calidad del agua varía durante el año, deben hacerse ensayos
para diferentes condiciones de turbiedad y color.
Por lo general, se obtienen resultados diferentes cuando se agrega el
polielectrolito antes y después del coagulante. Comúnmente esta última alternativa es la mejor, pero deben ensayarse ambas, a fin de constatar cuál es la secuencia más apropiada.
d)
Aplicación práctica
Se incluye parte
de un estudio sobre
polielectrolitos realizado
en los laboratorios del
CEPIS/OPS, en Lima,
Perú. Los ensayos presentados fueron hechos
con aguas del río Rímac
en época de baja turbiedad (15 a 30 UNT) y
aguas con turbiedad artificial (50 UNT). Se
empleó una cantidad
menor de sulfato de aluminio (15 mg/L) que la
dosis óptima (20 mg/L),
cuando se varió la dosis
de polielectrolito. Véase
la figura 11-12 .
12
10
8
6
4
2
0
0
0,2
0,4
0,6
0,8
1
1,2
Dosis de polímero (mg/L)
Welgum
Alginato Lessonia
Alginato macrocystis
Figura 11-12. Selección de ayudantes de coagulación
Como puede apreciarse, la adición adecuada de polielectrolitos como ayudantes de coagulación y/o floculación puede contribuir a bajar costos de tratamiento por las pequeñas dosis que se emplean y el aumento de la eficiencia, con lo
que se alargan las carreras de filtración. Por otro lado, si se elige el tipo adecuado
de polielectrolito, el flóculo que se obtiene permite la formación de lodos cuyos
sedimentos son fácilmente disponibles.
252
Manual I: Teoría
•
Determinación de los parámetros de floculación
a)
Propósito
El propósito de este ensayo es la determinación de los parámetros de
floculación: gradiente de velocidad (G) y tiempo de retención (T), en función de
las dosis óptimas determinadas y empleando el método de Villegas y Letterman (2).
b)
Equipos y materiales
Los mismos indicados anteriormente.
c)
Procedimiento
1)
Se toma la muestra de agua cruda y se determinan los parámetros básicos
de calidad: turbiedad y/o color, pH y alcalinidad.
2)
Se llenan las 6 jarras con una muestra del agua cruda que se va a flocular.
3)
Se pone a funcionar el equipo con la máxima velocidad de rotación de las
paletas (por ejemplo, 300 rpm).
4)
Se aplica la dosis de modificador de pH y la dosis óptima de coagulante, de
acuerdo con lo determinado en el ensayo correspondiente.
5)
A partir de la aplicación del coagulante, se realizará la mezcla rápida durante un tiempo instantáneo de aproximadamente 5 segundos.
6)
Al finalizar la mezcla rápida, se iniciará el proceso de floculación, para lo
cual se habrá ajustado la memoria del equipo para uno de los gradientes de
velocidad seleccionados. El rango de gradientes de velocidad óptimas para
esta prueba fluctúa entre 80 y 20 s-1. Cuando el estudio corresponda a una
planta de gran capacidad, se tomarán intervalos de 10 s-1; cuando se trate
de una planta pequeña, se tomarán intervalos de 20 s-1.
7)
Luego de iniciada la floculación, a los 5 minutos se retira la primera jarra, se
coloca el tomador de muestras y se deja sedimentar durante 10 minutos.
Después de 10 minutos, se retira la segunda; luego de 15, la tercera; y así
sucesivamente, hasta que a los 30 minutos se retira la última. Con cada
jarra se procede de modo similar.
Criterios para la selección de los procesos y de los parámetros óptimos
253
8)
Se determina la turbiedad residual (Tf) a cada muestra, se calcula la eficiencia remocional (Tf/To) y se registran los datos en un cuadro similar al
cuadro 11-9.
9)
Se repite el ensayo incrementando el gradiente de velocidad de acuerdo
con el intervalo seleccionado.
10)
Se repite el procedimiento con cada una de las condiciones de turbiedad o
color, representativas de la calidad de agua cruda existente.
11)
Se grafica en escalas aritméticas la eficiencia remocional (Tf/To) versus
los tiempos de floculación de cada una de las jarras de las que proceden las
muestras analizadas. En este gráfico se determina el tiempo total de
floculación, en función del punto en que se produce el menor valor de (Tf/To).
12)
Posteriormente, se grafican los valores de Tf/To versus gradientes de velocidad, para cada tiempo de floculación analizado. En cada curva de tiempo
se produce un punto mínimo (punto de infección de la parábola), que corresponde al gradiente de velocidad que optimiza con ese tiempo de retención. Este punto mínimo es el de máxima eficiencia remocional para el
tiempo de retención correspondiente. En cada curva de tiempo se identifica
el punto mínimo tomando el gradiente de velocidad óptimo correspondiente.
13)
Se grafican en papel doble logarítmico los valores de tiempo versus
gradientes de velocidad óptimas. Se determina la línea de mejor ajuste de
estos puntos aplicando mínimos cuadrados y se determina la ecuación de
correlación y el grado de ajuste. Si el grado de ajuste es aceptable
(r2 = 0,90), se continúa el calculo; en caso contrario, deberá repetirse el
procedimiento de laboratorio, y se deberá trabajar con más cuidado para
mejorar los datos.
14)
El tiempo de retención determinado en el primer gráfico se divide para el
número de tramos que tiene el floculador (en el caso de que estemos evaluando una unidad) o bien para el número de tramos que hemos seleccionado en la unidad que estamos proyectando y con cada tiempo entramos al
gráfico y determinamos la gradiente de velocidad correspondiente.
254
d)
Manual I: Teoría
Observaciones
Tomar en cuenta las siguientes precauciones para obtener información
confiable:
•
e)
Exactitud en los tiempos de toma de muestras.
Realizar los ensayos a la temperatura normal del agua. La temperatura ha
sido reconocida como un factor muy importante en el tratamiento. Camp et
al. (2) estudiaron los efectos de la temperatura en la coagulación con
coagulantes férricos. La necesidad de llevar a cabo los ensayos a la temperatura del agua en la planta es especialmente importante con aguas que
tienen bajas temperaturas y elevadas turbiedades.
Manipular cuidadosamente el tomador de muestras para no alterar las condiciones de reposo de la masa de agua, lo que malograría la sedimentación.
Aplicación práctica
Se estudiaron las
aguas que abastecen a
una ciudad para realizar
el proyecto de ampliación y mejoramiento del
sistema existente (3).
Con una turbiedad de 30
UNT se realizaron los
ensayos de floculación
y se obtuvieron los datos indicados en el cuadro 11-9, con los que se
graficaron las curvas de
la figura 11-13.
30
25
Turbiedad (UNT)
•
•
20
15
5
0
5
10
15
20
-1
G = 60 s
-1
G = 20 s-1
G = 80 s
G = 40 s
25
-1
Tiempo (min)
Figura 11-13. Tiempo total de floculación
30
Criterios para la selección de los procesos y de los parámetros óptimos
255
Cuadro 11-9. Resultados de ensayos de floculación
Turbiedad residual (UNT)
Gradientes de
velocidad G s-1
5
10
15
20
25
30
80
60
40
20
28
17
24
11
15
7
20
9
7,5
4,5
8,7
7,0
5,6
4,2
7,5
8
4,8
3,5
2,7
5,0
3,2
1,7
7,4
9
30
Turbiedad (UNT)
25
20
15
10
5
0
20
40
60
Gradientes de velocidad (s-1)
5
10
15
80
20
Figura 11-14. Gradientes de velocidad óptimas
La figura 11-13 está
mostrando las curvas de
gradiente de velocidad
obtenidas a partir de los
datos de turbiedad residual versus tiempo. La
curva más baja del gráfico (40 s-1) esta indicando que el proceso optimiza con un tiempo total de
floculación de 21 minutos.
A partir de las curvas de gradientes de velocidad del gráfico de la figura
11-13, se obtienen las curvas de tiempo de la figura 11-14. Ubicando los puntos de
máxima remoción con cada uno de estos tiempos, se obtienen los gradientes de
velocidad con los que cada tiempo de retención optimiza. Véase el cuadro 11-10.
Cuadro 11-10. Gradientes de velocidad óptimas de floculación (10)
T (min)
5
10
15
20
25
G (s-1)
80
60
50
40
20
Aplicando mínimos cuadrados a los datos del cuadro 10, se obtiene la correlación de la figura 11-15.
256
Manual I: Teoría
100
G (S-1)
Como la unidad de
floculación tiene 600 L/s
de capacidad, se eligió un
floculador vertical de 3
tramos. Siendo el tiempo
de retención total de 21
minutos, cada tramo tendrá un tiempo de retención aproximado de 7 minutos.
y = -20,193Ln(x) + 108,14
R
10
1
10
Tiempo (min)
100
Figura 11-15. Correlación de G y T
Entrando con un
tiempo de 7 minutos a la
correlación del gráfico de la figura 11-15, se encuentra que con este tiempo optimiza
un gradiente de velocidad de 60 s-1 y entrando con 20 minutos, el gradiente correspondiente es de 35 s-1.
Como regla general, si se agrega un gradiente de 20 s-1 en la etapa terminal
del proceso de floculación, se logra un flóculo más pesado y compacto, con el que
se obtienen las metas de calidad del proceso con una tasa de sedimentación más
alta. Por lo tanto, el rango de gradientes de velocidad recomendable para esta
agua estaría entre 60 y 20 s-1, rango dentro del cual deberán estar las gradientes
de velocidad de los cinco compartimentos.
•
Determinación de los parámetros de decantación
a)
Propósito
Determinar la tasa de diseño y la eficiencia remocional de un decantador
laminar de placas en condiciones ideales.
b)
Equipos y materiales
Los indicados para las pruebas anteriores.
c)
Procedimiento
1)
Llenar las seis jarras del equipo con la muestra de agua en estudio. Encender el equipo y agregar la dosis óptima, realizando la mezcla rápida de
Criterios para la selección de los procesos y de los parámetros óptimos
257
acuerdo con lo indicado anteriormente. Se programará la memoria del equipo con los parámetros de mezcla (300 revoluciones por minuto y 5 segundos) y a continuación se colocan las gradientes y el tiempo de mezcla seleccionados. Véase el cuadro 11-11.
Cuadro 11-11. Parámetros para el ensayo de decantación
Parcial
Total
Gradiente de
velocidad (s-1)
1
2
7
7
7
14
60
40
3
7
21
20
Tramo
Tiempo de retención (min)
2)
Las gradientes y el tiempo de mezcla van a darse en forma consecutiva
simulando el paso del agua por una unidad de floculación. Cuando el equipo
pare, deberá estar todo el material preparado para iniciar el muestreo.
3)
A cada jarra se le tomará una muestra a un tiempo diferente. La primera, al
minuto; la segunda, a los 2 minutos; la tercera, a los 4; la cuarta, a los 5; y
la sexta, a los 10 minutos.
4)
Determinar la turbiedad residual de las muestras y llenar el cuadro 11-12.
5)
Después de media hora, trasegar el sobrenadante de una de las jarras,
colocar el lodo en una probeta, medir el volumen formado y determinar los
mililitros de lodo producidos por cada litro de agua tratada. Este dato es
necesario para diseñar las tolvas de los decantadores.
Cuadro 11-12. Resultados del ensayo de decantación (10)
T (s)
Vs (cm/s)
Tf (UNT)
Co = Tf/To
60
120
180
240
300
480
600
660
0,100
0,050
0,033
0,025
0,020
0,013
0,010
0,09
25,6
16,0
11,0
4,7
5,3
4,6
3,6
3,6
0,73
0,30
0,24
0,17
0,15
0,10
0,10
0,10
258
Manual I: Teoría
6)
Esta prueba debe repetirse con cada una de las turbiedades representativas
de la época crítica o lluviosa.
7)
Se calculan los valores de (h/T) para cada tiempo de toma de muestra. Este
valor corresponde a (Vs), la velocidad de sedimentación en (cm/s). El valor
de (h) es la altura de toma de muestra graduada en el sifón.
8)
Con los valores de (Vs) en cm/s en las abscisas y los valores de (Co =
Tf/To) en las ordenadas, se obtiene la curva de sedimentación para el agua
estudiada. Véase el gráfico de la figura 11-16.
9)
En la columna 1 del cuadro 11-13 se coloca el rango usual de variación de
las tasas de sedimentación de las partículas (20 a 60 m3/m2.d), variándolas
de 10 en 10. Deducir los valores correspondientes de (Vs) en cm/s para
cada tasa y colocar en la columna 2.
10)
Con los valores de (Vs) en cm/s del cuadro, entrar a la curva de sedimentación obtenida en el ensayo (figura 11-16) y determinar los valores correspondientes de (Co = Tf/To), los cuales se colocan en la columna 3.
11)
Tomar de la curva los valores de (Cf) y (a). (Cf) es la porción de turbiedad
que no se removió en el proceso. La curva tiene una porción inicial (lado
izquierdo de la curva, en que se vuelve asintótica; no importa cuán largo sea
el tiempo de sedimentación que demos a la muestra, la turbiedad residual es
la misma. Esta es la porción de turbiedad que solo puede ser removida por
el filtro. El valor de (a) corresponde a esta velocidad a partir de la cual la
Cuadro 11-13. Selección de la tasa de decantación (10)
q
(m3/m2/d)
Vs
(cm/s)
Co
(Tf/To)
Rt
(%)
Tr
(UNT)
Tf
(UNT)
20
30
35
40
50
0,023
0,035
0,041
0,046
0,058
0,14
0,24
0,26
0,32
0,33
0,982
0,944
0,931
0,907
0,894
29,45
28,32
27,93
27,21
26,82
0,55
1,68
2,07
2,79
3,18
60
0,069
0,37
0,873
26,19
3,81
Criterios para la selección de los procesos y de los parámetros óptimos
259
curva comienza a hacerse asintótica. Esta velocidad (a) es la menor velocidad con que se justificaría proyectar un decantador para esa agua, porque
aunque tomáramos valores menores, la remoción será la misma y estaríamos agrandando la unidad sin conseguir mayor eficiencia.
12)
Calcular en la columna 4 el porcentaje total de remoción (Rt), en la columna 5 la turbiedad removida (Tr) y en la columna 6 la turbiedad final o remanente (Tf).
Rt = [ 1 – (Co – Cf) ] + [ (a + Vs)/ 2 Vs ] (Co – Cf )
Tr = Rt x To
Tf = To – Tr
13)
La carga superficial del decantador será aquella que corresponda al valor
de turbiedad final (Tf) deseado en el efluente de la unidad.
d)
Aplicación
Se realizó la prueba de decantación con las gradientes de velocidad y tiempos indicados en el cuadro 11-12.
Se puede observar que la velocidad
(a) con la que se conseguiría la máxima eficiencia remocional es
de 0,09 cm/s y esta
coincide con un valor
de Co = Cf = 0,10,
concentración de turbiedad que no puede
remover el decantador.
Co
Con los datos de las columnas 2 y 4 del cuadro anterior se obtuvo la curva
de decantación de la figura 11-16.
0,8
0,7
0,6
0,5
0,4
0,3
0,2
0,0
0
0,02
To = 35 UNT
0,04
0,06
0,08
0,1
Vs (cm/s)
Figura 11-16. Curva de sedimentación
0,12
260
Manual I: Teoría
La meta de calidad propuesta para el efluente de esta unidad es de 2,0
UNT, por lo que ahora es necesario identificar con qué tasa de decantación se
obtendría un efluente de esta calidad. Para ello elaboramos el cuadro 11-13, con
las directivas anteriormente indicadas.
La tasa con la que se alcanzaría la meta propuesta es de 35 m3/m2.d. Como
esta tasa fue obtenida en condiciones ideales, la tasa con la que se proyectarían
los decantadores debe afectarse de un coeficiente seguridad de 30%. Por lo tanto, la tasa de proyecto sería de 35/1,3 = 29 m3/m2.d.
•
Determinación de los parámetros de filtración directa
La determinación de los parámetros para un proyecto de filtración directa
sigue un procedimiento especial, dado que en esta alternativa de tratamiento los
procesos involucrados son mezcla rápida y filtración y, en algunos casos, un proceso de floculación corto.
Dosis óptima
a)
Propósito
Obtener la dosis de coagulante y el pH óptimo para efectuar el tratamiento
mediante filtración directa.
b)
Equipos y materiales
•
•
•
•
•
•
•
•
•
Equipo de prueba de jarras con vasos de 2 litros de capacidad.
Turbidímetro nefelométrico.
Medidor de pH.
juego de deflectores o estatores para vasos de 2 litros.
6 jeringas desechables de 10 cm3.
6 vasos de plástico para tomar las muestras.
6 embudos con soportes.
Papel de filtro Whatman 40.
Sulfato de aluminio o el coagulante en uso si se trata de un sistema en
operación.
Ácido sulfúrico concentrado o hidróxido de sodio.
•
Criterios para la selección de los procesos y de los parámetros óptimos
261
c)
Procedimiento
•
Ejecutar varias pruebas de dosis óptima variando el pH de la muestra de
agua cruda entre 4 y 7. Véase el cuadro 11-14.
Seleccionar la dosis óptima de coagulante para cada valor de pH. Véase la
figura 11-17.
En cada ensayo proceder del siguiente modo:
•
•
1)
2)
3)
4)
5)
6)
7)
8)
9)
10)
11)
Graduar la muestra al pH seleccionado para la prueba, utilizando
ácido sulfúrico o hidróxido de sodio.
Preparar los embudos con el papel Whatman 40.
Llenar las jarras con un litro de la muestra de agua y colocar los
estatores.
Para seleccionar el rango de dosis que se va a aplicar, considerar el
50% de la dosis que se requiere para coagulación de barrido y, tomándola como punto medio, aumentar y disminuir esta dosis para las
seis jarras.
Preparar las jeringas con el rango de dosis seleccionadas.
Colocar en la memoria del equipo los parámetros de la prueba: mezcla rápida, 300 revoluciones por minuto y 3 segundos.
Al tiempo cero, agregar el coagulante simultáneamente a todas las
jarras y prender el equipo.
Apenas se apague el equipo, tomar muestras simultáneamente trasegando suavemente de las jarras a los embudos.
Determinar turbiedad y/o color y pH a las muestras filtradas.
Graficar las curvas de turbiedad y /o color residual versus dosis para
cada pH.
La curva de la dosis menor estará indicando el pH y la dosis óptima
para el proceso.
262
Manual I: Teoría
Cuadro 11-14. Selección de la dosis y pH óptimo para filtración directa (9)
pH = 6
jarras
d)
D
(mg/L)
Tf
(UNT)
pH = 6,5
pH = 7
pH
D
(mg/L)
Tf
(UNT)
pH
D
Tf
(mg/L) (UNT)
pH = 7,5
pH
D
(mg/L)
Tf
(UNT)
pH
1
0
2,5
5,60
0
1,7
6,25
0
2,7
6,50
0
3,5
7,25
2
7
0,9
5,75
3
1,6
6,35
2
2,3
6,11
4
2,5
7,45
3
9
0,8
5,80
6
1,6
6,35
5
1,8
6,45
8
1,5
7,50
4
5
13
15
0,9
1,3
5,80
5,85
8
10
1,5
1,6
6,35
6,40
8
11
0,9
1,4
6,70
6,75
12
16
1,6
1,6
7,40
7,35
6
17
1,5
5,95
12
1,6
6,45
15
1,5
6,75
20
1,8
7,45
7
7,75
Aplicación
Se ensayó en el
laboratorio con una
muestra de agua que
tenía 18 UNT de turbiedad y un pH de
7,75.
4,0
3,5
3,0
2,5
2,0
1,5
Se seleccionaron valores de pH de
6; 6,5; 7 y 7,5 y se ejecutaron 4 pruebas de
jarras.
Los resultados
obtenidos se indican en
el cuadro 11-14.
1,0
0,5
0,0
0
6
5
6,5
10
15
20
Dosis (mg/L)
Figura 11-17. Dosis y pH óptimos
Las curvas de la figura 11-17 (9) reproducen los resultados del cuadro 11-14.
Del análisis de las curvas se puede indicar que la mayor eficiencia está
dada por la curva más baja del gráfico, que corresponde al pH 6,0. Asimismo, la
dosis con que este pH tuvo mayor eficiencia fue 8 mg/L.
Criterios para la selección de los procesos y de los parámetros óptimos
263
Floculación corta para filtración directa
a)
Propósito
Obtener los valores de la gradiente de velocidad y los tiempos de retención
que optimizan la formación del microflóculo para filtración directa.
b)
Equipos y materiales
•
•
6 tomadores de muestras
Los demás equipos y materiales son los indicados en la prueba anterior.
c)
Procedimiento
1)
Variar las gradientes de velocidad entre 60 y 150 s-1 y ejecutar un ensayo
con cada gradiente de velocidad.
2)
Variar los tiempos de floculación entre 0 y 10 minutos con cada gradiente
de velocidad.
3)
En cada ensayo se procederá del siguiente modo:
a)
b)
c)
d)
e)
Llenar hasta la mitad (1 litro) las jarras con el agua cruda y colocar los
estatores.
Colocar en la memoria del equipo los parámetros del ensayo: 3 segundos con 300 revoluciones por minuto y 10 minutos con las revoluciones por minuto correspondientes a la gradiente de velocidad seleccionada.
Adicionar el coagulante simultáneamente a todas las jarras, con lo
que se inicia el proceso.
A partir del inicio de la floculación, retirar una por una las jarras en los
tiempos previstos. Así, por ejemplo, al tiempo 0, 2, 4, y así sucesivamente, hasta la sexta jarra a los 10 minutos. Filtrar de inmediato y
trasegar directamente de la jarra al embudo preparado con el papel
Whatman 40.
Determinar la turbiedad remanente a cada muestra.
264
Manual I: Teoría
d)
Análisis de los resultados
1)
Graficar las curvas de turbiedad remanente versus tiempo de floculación
para cada gradiente de velocidad.
2)
Seleccionar el tiempo de retención y la gradiente de velocidad que den la
mayor eficiencia remocional.
e)
Aplicación
2,5
Con un pH de 6,5
y dosis de 8 mg/L se
efectuaron cuatro pruebas de floculación.
1)
2)
2,0
1,5
1,0
Las gradientes de
velocidad seleccionadas fueron
60, 90, 120 y 150
s-1. Los tiempos
variaron entre 0 y
10 minutos.
0,5
0,0
2
60
120
Las gradientes de
velocidad se indican en el cuadro
11-15.
4
8
6
90
150
Tiempo (min)
Figura 11-18. Gradiente de velocidad
óptima para filtración directa
Cuadro 11-15. Selección de gradientes de velocidad y tiempos óptimos de
floculación para filtración directa (9)
Prueba
1
2
3
4
G
s -1
60
90
120
150
Tiempo (min)
0
2,00
9,20
0,62
2,60
2
0,60
2,00
0,52
0,82
4
0,48
0,80
0,62
0,72
6
0,60
0,67
0,47
0,76
8
0,65
0,63
0,72
0,80
10
0,55
0,48
0,68
0,60
10
Criterios para la selección de los procesos y de los parámetros óptimos
265
3)
Las curvas de la figura 11-18 (9) reproducen la variación de la turbiedad
remanente versus tiempo para cada gradiente de velocidad.
f)
Conclusiones
Del análisis de las curvas de la figura 11-18 se puede observar que las
mejores condiciones de calidad de agua se obtienen con una gradiente de velocidad de 60 s-1 y 4 minutos de tiempo de retención, con menor gasto de energía.
3.
APLICACIONES PRÁCTICAS
3.1
Caso del proyecto de una planta nueva
Ejemplo 1
Este estudio corresponde a un río que fue considerado como probable fuente para el abastecimiento de agua de una ciudad. No se contaba con información
de calidad de la fuente ni existía otra planta que estuviera abasteciéndose de la
misma fuente cuya información pudiera ser útil para este estudio. El tiempo y los
recursos disponibles eran muy limitados, por lo que no se pudieron organizar
muestreos durante los meses críticos.
Turbiedad (UNT)
350
Sin embargo, se
300
agotaron esfuerzos para
250
reunir toda la informa200
ción de calidad posible,
150
tanto en los archivos de
100
la empresa de agua como
50
en la universidad local.
0
Se aprovechó informaE
F
M
A
M
J
J
A
S
O
N
D
ción relacionada con estudios de tesis e investi1990
1992
Meses
gaciones. Esta información se complementó con
Figura 11-19. Promedios mensuales de turbiedad
algunos muestreos y de
este modo se llegó a caracterizar el comportamiento de la fuente y a conocer las
variaciones que presentaba la calidad del agua cruda y los parámetros problema
del objeto de tratamiento.
266
Manual I: Teoría
En el cuadro 11-16 se sintetizan los resultados de varios análisis fisicoquímicos y bacteriológicos efectuados para conocer la calidad de la fuente. Del
análisis de esta información podemos concluir que los parámetros problema
—es decir, los que exceden los límites aceptables para consumo humano— son la
turbiedad, el color y la contaminación fecal. Por lo tanto, la fuente requiere para
su tratamiento un sistema de clarificación mediante filtración rápida completa con
alternativa para filtración directa.
Cuadro 11-16. Resumen de análisis físicoquímicos de la fuente (11)
Fecha
Parámetros
Temperatura (°C)
Turbiedad (UNT)
Color (UC)
pH
Dióxido de carbono (mg/L)
Alcalinidad total
Alcalinidad a la fenolftaleína
Dureza total
Calcio (mg/L como Ca++)
Magnesio (mg/L)
Cloruros (mg/L)
Sulfatos (mg/L)
Hierro (mg/L)
Sólidos totales (mg/L)
Coliformes totales/100 mL
Coliformes
termotolerantes/100 mL
Guías
12/II/96
20/III/96
25/III/96
27/III/96
de la
Muestra
Muestra
Muestra
Muestra
OMS
1
2
3
4
5
15
6,5 – 8,5
250
250
0,3
1.000
14
78
>50
7,4
7,4
88
0,0
248
93
4,4
21
88
0,26
1.860
5,2 (10)3
16
49
>50
7,9
6,6
118
0,0
252
65
21,9
63
69
0,0
359
4,5 (10)3
16
30
>50
7,9
6,6
116
0,0
252
69
19,4
52,4
68
0,0
358
2,6 (10)3
14
39
>50
7,9
0,0
102
8,0
208
60,5
13,9
46
45
0,0
500
1,8 (10)3
4,5 (10)2
2,4 (10)2
3,8 (10)2
5 (10)2
Con la información de turbiedad obtenida de un trabajo de investigación y
algunos datos de la empresa de agua, se elaboró el histograma de la figura 11-19.
Se puede apreciar que se presentan turbiedades altas de hasta 330 UNT en promedio, durante unos 4 meses al año, y turbiedades bajas el resto del tiempo. Es
posible operar con filtración directa entre mayo y noviembre o entre junio y octubre, dependiendo de si el año es seco o lluvioso.
Criterios para la selección de los procesos y de los parámetros óptimos
267
Alternativa de filtración rápida completa
Turbiedad (UNT)
Se determinaron
14
en el laboratorio los parámetros óptimos para dise10
ñar las unidades de la planta. Se realizaron las pruebas de dosis óptima y se
4
obtuvieron los resultados
2
indicados en la figura
11-20. Con los resultados
0
10
15
20
25
30
de estas pruebas se graficó
la curva de dosificación
26 UNT
Dosis (mg/L)
35 UNT
230 UNT
que aparece en la figura
11-21, que aunque presenFigura 11-20. Dosis óptima de coagulante
ta un bajo grado de ajuste,
permite conocer el rango dentro del cual pueden variar las dosis de coagulante
para tratar el agua de esta fuente.
Como se puede apreciar, en este
gráfico no se incluyó el resultado obtenido con la turbiedad de 230 UNT,
25
que fue la máxima con la que se pudo
alcanzar una muestra para efectuar
20
el estudio de laboratorio y que, como
se puede observar en el histograma
15
de turbiedad de la figura 11-19, es
representativa de los valores máximos que suelen presentarse en la
10
época de lluvia. La dosis obtenida
para 230 UNT fue de 20 mg/L, más
5
baja que la que se obtuvo para 35,0
y = 0,2978x + 12,754
R 2 = 0,6352
UNT. En una investigación realiza0
da por la universidad local se encon0
10
20
30
40
tró que los estratos del cauce del río
Dosis (mg/L)
son ricos en bentonita, la cual tiene
Figura 11-21. Curva de dosificación
propiedades coagulantes, por lo que
cuando aumenta la turbiedad se incrementa el contenido de bentonita y las dosis
son casi constantes a pesar de que la turbiedad crece.
Turbiedad (UNT)
30
268
Manual I: Teoría
Turbiedad (UNT)
Asimismo, al efectuarse
35
ensayos de sedimentación na30
tural, se encontró que la turbie25
dad fácilmente sedimentaba y
20
se reducía a la mitad en una
15
hora de sedimentación, aun con
10
turbiedades tan bajas como 35
5
UNT. Considerar en este caso
0
un presedimentador en el pro0
5
10
15
20
25
yecto permitiría un gran ahoTiempo (h)
rro de sustancias químicas y
Figura 11-22. Curva de sedimentación natural
daría gran confiabilidad a la
operación de la planta, sobre
todo durante la operación con filtración directa. Ello permitiría, además, ampliar
las carreras de los filtros (figura 11-23).
Turbiedad (UNT)
50
40
30
20
10
0
1
To = 35 UT
1,5
To = 230 UT
2
2,5
3
To = 26 UT
Figura 11-23. Concentración óptima
3,5
%C
Se efectuaron ensayos
de concentración óptima de
acuerdo con lo indicado en el
procedimiento descrito, con
muestras que presentaban 26,
35 y 230 UNT y se obtuvieron
los resultados indicados en la
figura 11-23.
Se puede observar que
con concentraciones mayores
de 2%, la turbiedad residual se
incrementa. Se obtienen los
mejores resultados para concentraciones de 1,0 a 1,5%.
Definidos los parámetros de mezcla, se efectuaron las pruebas de floculación.
Se variaron los gradientes de velocidad entre 20 y 80. Se obtuvieron los resultados
indicados en el gráfico de la figura 11-24. Se puede apreciar que el tiempo de
floculación óptimo es de 20 a 21 minutos.
El gráfico de la figura 11-25 está indicando los gradientes de velocidad con
los que se optimiza el proceso. Tomando un tiempo total de floculación de 21
Criterios para la selección de los procesos y de los parámetros óptimos
269
Turbiedad (UNT)
30
minutos y seleccionando tres tramos de dife25
rentes gradientes de ve20
locidad para la unidad
15
que se va a proyectar,
10
tendríamos que cada
5
tramo deberá tener un
0
tiempo de retención de
5
10
15
20
25
30
7 minutos. Entrando con
estos tiempos al gráfico
G = 80 s
G = 60 s
Tiempo (min)
de la figura 11-25, enG = 40 s
G = 20 s
contramos que los
gradientes con los que
Figura 11-24. Tiempo total de floculación
se optimizarían estos
tiempos son 65, 50 y 45
s-1. También podrían ser 4 de 5 min c/u y gradientes de velocidad de 70, 60, 50 y
20 s-1. Con una gradiente de 20 s-1 al final, se consigue aglomerar mejor el flóculo.
-1
-1
-1
-1
G (s-1 )
100
y = -16,313Ln(x) + 95,809
R2 = 0,855
10
1
10
100
Tiempo (min)
Figura 11-25. Gradientes de velocidad y
tiempos óptimos
Se efectuó la prueba de
decantación aplicando los
parámetros óptimos de dosificación y floculación seleccionados y se obtuvo la
curva de la figura 11-26.
Se analizó la curva para
obtener la velocidad o tasa
de decantación con la cual
se obtendría una turbiedad
final de 2,0 UNT y se obtuvo el cuadro 11-17.
270
Manual I: Teoría
0,40
Co
0,30
0,20
0,10
0,00
0
0,02
0,04
0,06
0,08
0,1
0,12
Vs (cm/s)
Figura 11-26. Curva de decantación
Cuadro 11-17. Selección de la velocidad óptima de decantación (11)
q
m /m2/d
Vs
cm/s
Co
Rt
%
Tr
Tf
10
20
30
40
50
60
0,012
0,023
0,035
0,046
0,058
0,069
0,11
0,15
0,34
0,42
0,48
0,56
0,989
1,001
0,970
0,934
0,760
0,863
35,12
35,53
34,44
33,15
26,98
30,63
0
0
1,07
2,35
8,52
4,87
3
Como se puede apreciar en el cuadro 11-17, se obtiene un flóculo duro que
decanta fácilmente, con una tasa tan alta como 40 m3/m2.d, lo que permite obtener
un efluente con apenas 2,0 UNT, con el cual se podrían alcanzar las recomendaciones de la EPA para alcanzar un efluente exento de huevos de parásitos. Como
este valor es obtenido en condiciones ideales de laboratorio, fue afectado por un
coeficiente de seguridad de 30% y la tasa de proyecto sería de 30 m3/m2/d.
En el cuadro 11-18 se sintetizan los parámetros óptimos de filtración rápida
completa para proyectar la planta.
Criterios para la selección de los procesos y de los parámetros óptimos
271
Cuadro 11-18. Parámetros óptimos para el proyecto (11)
Instalaciones de
tratamiento
Instalaciones de
dosificación
Unidades de
tratamiento
Presedimentador
Mezclador
Floculador
Parámetros óptimos
Rango dosis de coagulante
Concentración
pH óptimo de coagulación
10 – 40 mg/L
1%
el natural del agua
Tiempo de retención
Gradiente de velocidad (s-1)
Una hora
Ideal menos de un segundo
5 min
5 min
5 min
5 min
700 a 1.200
65
50
45
20
30 m3/m2/d
Decantadores
Alternativa de filtración directa
Turbiedad (UNT)
5
Turbiedad (UNT)
Se efectuó la prueba de dosis óptima para filtración directa con una
turbiedad de 7,5 UNT,
alcalinidad: 192 mg/L,
pH = 7,9 y temperatura
= 21 °C. El gráfico de la
figura 11-27 muestra los
resultados de la prueba.
4
3
2
1
0
0
7,5 UNT
5
10
15
20
Dosis
(mg/L)
Dosis
(mg/L)
Se puede apreciar
Figura 11-27. Dosis óptima para filtración directa
que debido a que tanto el
pH como la alcalinidad
natural del agua son altos, la dosis óptima obtenida se encuentra en el valor máximo recomendable para esta alternativa. Sin embargo, es posible que en la práctica
se pueda acondicionar con dosis menores con la ayuda de la presedimentación,
que es efectiva aun con turbiedades bajas, para asegurar la obtención de carreras
de filtración suficientemente largas.
272
Manual I: Teoría
Ejemplo 2
Turbiedad (UNT)
Turbiedad (UNT)
1200
1000
La información que vamos a analizar corresponde al
estudio de una planta de tratamiento de agua que fue proyectada con la asesoría del
CEPIS/OPS (12). En este
caso, por existir otra planta
operando con aguas del mismo río, se dispuso de suficiente información de calidad de
la fuente.
800
600
400
200
0
E
1998
F M A
M
1999
J
J
A
S O
N
D
Meses
Meses
Figura 11-28. Histograma de turbiedad
de agua cruda
Alternativas de tratamiento (12)
700
Colif. total L/100 mL
El histograma de
la figura 11-28 permite
determinar que se presentan turbiedades altas,
de noviembre a mayo,
aproximadamente el
60% del año. El resto del
tiempo las aguas son relativamente claras.
600
500
400
300
200
100
0
E
F
M
A
M
J
J
A
S
O
N
D
Los histogramas
1998
1999
M
eses
Meses
de las figuras 11-29 y
Figura 11-29. Histograma de variación de
11-30 indican cómo vacoliformes totales
ria el NMP de coliformes
totales y termotolerantes
en la fuente, respectivamente. Se puede observar que los termotolerantes presentan un valor máximo de 340/100 mL de muestra. Como las concentraciones máximas de coliformes termotolerantes presentadas son menores de 600/100 mL, no
se requiere considerar precloración.
Del análisis de esta información podemos concluir que la fuente requiere
filtración rápida completa aparentemente el 60% del año, y el tiempo restante,
filtración directa.
Criterios para la selección de los procesos y de los parámetros óptimos
273
Se tomó una muestra que presentaba las siguientes características:
•
•
•
turbiedad = 1.559
UNT
pH = 6,94
alcalinidad = 26
mg/L
Colif. termotol./100 mL
Parámetros de diseño para filtración rápida completa (12)
400
350
300
250
200
150
100
50
0
1998
E F M
1999
A
M
J
J
A
S
O
N
D
MMeses
e s es
Se aisló una porción
de la muestra y se efectuó
Figura 11-30. Coliformes termotolerantes
una prueba de sedimentaen el agua cruda
ción natural tomando
muestras cada hora. En la primera hora la turbiedad bajó a 270 UNT y en la
segunda a 230 (figura 11-31). Se dejó presedimentar toda la muestra y trasegando el sobrenadante se obtuvo una muestra homogénea que presentaba 388 UNT,
con la que se efectuó el estudio completo de parámetros de los procesos.
Turbiedad
(UNT)
Turbiedad(UNT)
(UNT)
Turbiedad
El gráfico de la figura 11-32 está indicando que para el rango de turbiedad
estudiado de 76,4 a 388 UNT, las dosis óptimas varían entre 20 y 30 mg/L. Solo la
muestra con 388 UNT fue producto de una presedimentación. Es posible que si
las otras muestras hubieran sido sometidas a este proceso previo, las dosis obtenidas hubieran sido menores.
2.000
1.500
1.000
500
0
0
0,5
To = 1.736 UNT
1
1,5
2
(h)
TiempoTiempo
(h
)
Tiempo
(h)
Figura 11-31. Curva de sedimentación natural
2,5
El gráfico de correlación de la figura 11-33
fue obtenido del estudio
de floculación. El estudio
indicó que el tiempo total
de floculación necesario
variaba entre 15 y 20 minutos y los gradientes óptimos entre 70 y 45 s-1. Se
efectuó la prueba de de-
274
Manual I: Teoría
cantación con los tiempos y gradientes óptimos determinados y se obtuvo la curva
de la figura 11-34, datos que se incluyen en el cuadro 11-19.
Turbiedad (UNT)
Turbiedad
(UNT)
120
100
80
60
40
20
0
0
20
388 UNT
40
76.4
, UNT
60
80
Dosis
(mg/L)
Dosis
(mg/L)
Figura 11-32. Dosis óptimas de coagulantes
GG (s(s-1-1) )
100
y=-16,313Ln(x) +95,809
2
R0,855=
10
1
10
Tiempo
(min)
Tiempo
(min)
Figura 11-33. Correlación de gradientes de
velocidad versus tiempo
100
Criterios para la selección de los procesos y de los parámetros óptimos
275
Cuadro 11-19. Resultados de la prueba de decantación (12)
T
seg
V
cm/s
Turbiedad
final (Tf)
Co = Tf / To
60
120
180
240
300
480
600
900
0,1000
0,0500
0,0333
0,0250
0,0200
0,0125
0,0100
0,0067
25,6
16
11
4,7
5,3
4,6
3,6
2,83
0,37
0,23
0,16
0,07
0,08
0,07
0,05
0,04
Con los resultados de las columnas 2 y 4 del cuadro anterior, se obtuvo la
curva de decantación de la figura 11-34.
0,40
0,35
Co
0,30
0,25
0,20
0,15
0,10
0,05
0,00
0
0,02
0,04
0,06
0,08
0,1
0,12
Vs (cm/s)
Figura 11-34. Curva de decantación
Analizando la eficiencia que se obtendría tratando las aguas de este río con
tasas de decantación variables entre 10 y 30, se obtuvieron los resultados indicados en el cuadro 11-20.
276
Manual I: Teoría
Cuadro 11-20. Selección de la tasa óptima de decantación (12)
q
m3/m2/d
Vs
(cm/s)
Co
Rt
(%)
Tr
(UNT)
Tf
(UNT)
10
20
25
30
0,012
0,023
0,028
0,035
0,07
0,09
0,13
0,17
0,998
0,986
0,973
0,954
76,21
75,32
74,31
72,85
0
1,08
2,09
3,55
Los resultados del cuadro 11-20 indican que con una tasa de 25 m3/m2.d se
obtendría un efluente con 2,0 UNT. En el cuadro 11-21 se resumen los parámetros
óptimos para el proyecto.
Cuadro 11-21. Parámetros óptimos para el proyecto (12)
Instalaciones de
tratamiento
Instalaciones de
dosificación
Unidades de
tratamiento
Presedimentador
Mezclador
Floculador
Decantadores
Parámetros óptimos
Rango dosis de coagulante
Concentración
pH óptimo de coagulación
8 – 40 mg/L
1%
el natural del agua
Tiempo de retención
Gradiente de velocidad (s-1)
Una hora
Ideal menos de un segundo
6 min
6 min
6 min
25 m3/m2.d
16 m3/m2.d
700 a 1.200
55
35
20
Criterios para la selección de los procesos y de los parámetros óptimos
277
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