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 Casilla de correo 4337, Lima 100, Perú Teléfono: (511) 437 1077 Fax: (511) 437 8289 [email protected] http://www.cepis.ops-oms.org 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. Contenido 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 Contenido vii 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 13 16 16 17 18 18 19 20 21 21 22 22 24 25 26 26 Contenido viii 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 35 37 39 41 42 44 44 45 46 47 48 48 48 48 49 50 51 51 52 54 57 59 60 60 66 68 69 Contenido 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 98 103 105 105 106 107 108 108 109 110 110 110 114 116 117 119 121 124 125 127 128 135 Contenido x 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 .......................................................... 151 156 157 159 159 161 161 162 162 162 163 165 165 168 171 172 174 174 174 176 177 177 178 183 184 188 188 190 191 192 195 Contenido 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 ........................................................ 196 197 198 199 199 201 201 227 227 228 229 233 234 235 236 236 238 238 240 242 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 23 24 25 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 92 93 93 93 96 99 100 100 103 104 106 106 108 111 112 112 113 113 113 113 114 114 115 115 116 116 117 119 119 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. 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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 dulce. Barcelona: Omega. (4) Fujioka. R. S. y Yonoyama, B. S. 2001. Assessing the Vulnerability of Groundwater Sources to Fecal Contamination. Journal of the American Water Works Association, agosto, pp. 62-71. (5) Difco Laboratorios. 1996-1997. Product Catalog for Microbiology. (6) OMS. 1992. 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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 REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS (1) Christman, R. F.; Ghassemi, M. The nature of organic color in water. Journal of the American Water Works Association, 58(6), 1966, pp. 623. (2) Di Bernardo, Luiz. Metodos e tecnicas de tratamento de agua. Asociación Brasilera de Ingeniería Sanitaria y Ambiental. (3) Grim, R. E. Clay mineralogy. Segunda edición. Nueva York, McGraw Hill, 1968. (4) Kirchmer, C.; Pérez Carrión, J. Coagulación. Programa Regional OPS/ HPE/CEPIS de Mejoramiento de la Calidad del Agua para Consumo Humano. Versión preliminar. 1981. (5) Black, A. P.; Christman, R. F. 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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 REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS (1) Bratby, J. R. Interpreting laboratory results for the design of rapid mixing and flocculation systems. Journal of the American Water Works Association, vol. 73, n.o 6, junio, 1981, pp. 312–318. (2) Smoluchowski, M. Drei Vortrage über Diffusion, Brownische Molekular Bewegung und Koagulation von Kolloidteilchen. Physik. Z., vol. 17, 1916. (3) Smoluchowski, M. 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(22) Ministerio de Vivienda y Construcción del Perú, Dirección General de Obras Sanitarias-Centro Panamericano de Ingeniería Sanitaria y Ciencias del 306 Manual I: Teoría Ambiente. Diseño de la planta de tratamiento de agua de Barranca. Lima, 1978. (23) Richter, C. A. y Moreira, R. B. Floculadores de pedras: experiências em filtro piloto. Curitiba, SANEPAR, 1980. (24) Camp, T. R. Flocculation and flocculation basins. Trans. ASCE, vol. 120, febrero, 1955. (25) TeKippe, R. J. y Ham, R. K. Velocity-gradient paths in coagulation. Journal AWWA, julio, 1971. (26) Carcedo, M. Floculador hidráulico. Citado en Richter, C. A. Sistemas simplificados de floculação. En ACODAL, Seminario Internacional sobre Tecnología Simplificada para Potabilización del Agua. Cali, Acodal, 1987. (27) Richter, C. A. Fundamentos teóricos da floculação em meio granular. Curitiba, SANEPAR, 1977. (28) Richter, C. A. Sistemas de floculación acelerada. Curitiba, SANEPAR, 1982. 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 REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS (1) CEPIS–Programa de Protección de la Salud Ambiental-HPE Evaluación de plantas de tratamiento de agua. Tomo I, Manual DTIAPA C-5, 1981. (2) Pérez, J. M. 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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. 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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 BIBLIOGRAFÍA Arboleda, J. Teoría y práctica de la purificación del agua. Vol. 2. Tercera Edición. 2000. Arboleda, J. Teoría, diseño y control de los procesos de clarificación del agua. Lima, CEPIS/OPS, 1981. Serie Técnica 13. Arboleda, V. J. Hydraulic control systems of constant and declining flow rate in filtration. Journal of the American Water Works Association, 66(2), febrero, 1974, pp. 87-94. Armitharajah, A. y Wetstein, P. Initial degradation of effluent quality during filtration. Journal of the American Water Works Association, 72(9), setiembre, 1980, pp. 518-524. Aultman, W. W. Valve operating devices and rate-of-flow controllers. Journal of the American Water Works Association, 51(11), noviembre, 1959, pp. 14671469. Azevedo Netto J. M. y Di Bernardo, L. Instalação piloto de superfiltração. Engenharia Sanitária, 28(2), octubre-diciembre, 1974, pp. 66-75. 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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) Richter, C. Desinfección. Manual DTIAPA C-5. Evaluación de Plantas de Tratamiento de Agua, tomo I. Lima, CEPIS, 1984. BIBLIOGRAFÍA ADICIONAL Arboleda V., Jorge. Manual de desinfección del agua. Bogotá, ACODAL, 1976. Arboleda V., Jorge. Seminario Latinoamericano sobre nuevos conceptos sobre diseños de plantas de tratamiento. Tomo 4. Teoría de la desinfección del agua. Bogotá, Pontificia Universidad Javeriana- ACODAL-OPS, 1990. AWWA-Chemical Manufacturers Association-EPA. Chlorine dioxide; drinking water issues. Denver, 1993. Azevedo Netto, J. M. Desinfeção de águas. São Paulo, CETESB, 1978 Caceres, Óscar. Desinfección del agua. Lima, Ministerio de Salud del PerúOPS/OMS, 1990 Castro, R. y Reiff, F. Water quality in Latin America: Balancing the microbial and chemical risk in drinking water disinfection. Buenos Aires, ILSIArgentina, OPS/OMS, 1996. Degremont. Manual técnico del agua. Cuarta edición. Bilbao, Grijelmo, 1979. Geldreich, E. Microbial quality issues for drinking water. Security of Public Water Supply. Pacheco, V. y Rodríguez, V. Manual III. Filtración rápida y lenta. Tomo IV: 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 REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS (1) Stumm, W. y O’Melia, C. R. Stechiometry of coagulation. Journal of the American Water Works Association. 1978. (2) Andreu–Villegas, R. y Letterman, R. D. Optimizing flocculator power input. Journal of the Environmental Division, abril, 1976. (3) Argaman, Y. y Kaufman, W. J. Turbulence and Flocculation. Journal of the Sanitary Engineering Division, Proceedings, ASCE, 1970. (4) Hudson, H. E. Physical aspects of flocculation. 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