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Contenido i

Lima, 2004

OPS/CEPIS/PUB/04.109 Original: español

Tratamiento de agua paraconsumo humano

Plantas de filtración rápida

Manual I: TeoríaTomo I

Ing. Lidia de Vargas (coordinadora)

Contenido ii

© Centro Panamericano de Ingeniería Sanitaria y Ciencias del Ambiente, 2004

El Centro Panamericano de Ingeniería Sanitaria y Ciencias del Ambiente (CEPIS/OPS) sereserva todos los derechos. El contenido de este documento puede ser reseñado, reprodu-cido o traducido, total o parcialmente, sin autorización previa, a condición de que se espe-cifique la fuente y de que no se use para fines comerciales.

El CEPIS/OPS es una agencia especializada de la Organización Panamericana de laSalud (OPS/OMS).

Los Pinos 259, Urb. Camacho, Lima, PerúCasilla de correo 4337, Lima 100, PerúTeléfono: (511) 437 1077Fax: (511) 437 [email protected]://www.cepis.ops-oms.org

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INTRODUCCIÓN

Este volumen, Tratamiento de agua para consumo humano. Plantasde filtración rápida. Manual I: Teoría, está orientado al personal profesionalque labora en las plantas de tratamiento de agua para consumo humano. En él sehan sintetizado los más recientes conceptos teóricos correspondientes a la calidaddel agua de las fuentes superficiales de abastecimiento y de los procesos utilizadosen su purificación.

Se ha buscado explicar en forma profunda y a la vez sencilla los complejosprocesos de tratamiento utilizados en los sistemas de purificación de agua, con elfin de que los profesionales de diversa formación que se encuentran laborando eneste campo —ingenieros sanitarios, civiles, químicos y agrícolas, biólogos, geógra-fos, arquitectos e incluso zootecnistas— tengan una clara comprensión del tema y,de este modo, mediante el estudio y dedicación, puedan llegar a convertirse enespecialistas.

La experiencia acumulada en el programa de capacitación desarrolladopor el CEPIS/OPS en este campo nos permite asegurar que de esta forma, seráposible obtener proyectos de mejor calidad y formar supervisores de operación ymantenimiento más conscientes de la problemática del agua, para que afrontencon responsabilidad la importante función de producir el agua que beberán loshabitantes de América Latina y el Caribe.

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RECONOCIMIENTOS

Este libro, elaborado por el CEPIS/OPS, reúne y actualiza los textos pu-blicados por el mismo Centro en 1992 con los títulos Manual I: El agua. Calidady tratamiento para consumo humano, Manual II: Criterios de selección yManual III: Teoría.

En este proceso de actualización participaron los profesores que confor-man el equipo técnico encargado de los cursos de capacitación sobre tratamientode agua para consumo humano en el CEPIS/OPS, bajo la coordinación de laIng. Lidia Cánepa de Vargas, Asesora en Tratamiento de Agua para ConsumoHumano, bajo la dirección del Dr. Mauricio Pardón, Director del Centro.

En esta edición se contó con la colaboración del Ing. Víctor MaldonadoYactayo, de la Facultad de Ingeniería Ambiental de la Universidad Nacional deIngeniería, de Lima, Perú, de la Quím. Ada Barrenechea y de la Bióloga Marga-rita Aurazo.

Igualmente, se reconoce la asistencia del editor del CEPIS/OPS, Lic. LuisAndrade, y de las Sras. Inés Barbieri e Irma Sánchez, del cuerpo de secretariasdel Centro, quienes apoyaron en el procesamiento del texto, así como la ayuda delSr. Washington Macutela, responsable de la impresión.

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CONTENIDO

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INTRODUCCIÓN .............................................................................................. iiiAGRADECIMIENTOS ...................................................................................... v

TOMO I

CAPÍTULO 1. ASPECTOS FISICOQUÍMICOSDE LA CALIDAD DEL AGUAQuím. Ada Barrenechea Martel ........................................................................ 1

1. Introducción .............................................................................................. 31.1 El agua: un disolvente universal .................................................... 31.2 Las fuentes de agua de origen superficial ..................................... 31.3 Aspectos fisicoquímicos ................................................................ 4

2. Calidad del agua ........................................................................................ 42.1 Características físicas ..................................................................... 5

2.1.1 Turbiedad ......................................................................... 52.1.2 Sólidos y residuos ............................................................ 82.1.3 Color ................................................................................. 102.1.4 Olor y sabor ...................................................................... 112.1.5 Temperatura ...................................................................... 132.1.6 pH ..................................................................................... 13

2.2 Características químicas ................................................................. 132.2.1 Aceites y grasas ............................................................... 162.2.2 Agentes espumantes ........................................................ 162.2.3 Alcalinidad ....................................................................... 172.2.4 Aluminio ........................................................................... 182.2.5 Amonio ............................................................................. 182.2.6 Antimonio ......................................................................... 192.2.7 Arsénico ........................................................................... 202.2.8 Asbesto ............................................................................ 212.2.9 Bario .................................................................................. 212.2.10 Boro .................................................................................. 222.2.11 Cadmio .............................................................................. 222.2.12 Cianuro ............................................................................. 242.2.13 Cinc ................................................................................... 252.2.14 Cloruros ............................................................................ 262.2.15 Cobre ................................................................................ 26

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2.2.16 Cromo ................................................................................ 282.2.17 Dureza ............................................................................... 292.2.18 Fenoles ............................................................................. 302.2.19 Fluoruros .......................................................................... 312.2.20 Fosfatos ............................................................................ 322.2.21 Hidrocarburos ................................................................... 332.2.22 Hierro ................................................................................ 332.2.23 Manganeso ....................................................................... 342.2.24 Materia orgánica ............................................................... 352.2.25 Mercurio ........................................................................... 372.2.26 Nitritos y nitratos .............................................................. 392.2.27 Oxígeno disuelto (OD) ...................................................... 412.2.28 pH ..................................................................................... 422.2.29 Plaguicidas ....................................................................... 442.2.30 Plata .................................................................................. 442.2.31 Plomo ................................................................................ 452.2.32 Selenio .............................................................................. 462.2.33 Sulfatos ............................................................................. 47

3. Criterios de calidad para la selección de una fuente de agua cruda .......... 483.1 Criterios fisicoquímicos .................................................................. 48

3.1.1 Contaminantes inorgánicos .............................................. 483.1.2 Contaminantes orgánicos ................................................. 483.1.3 Contaminantes radiológicos ............................................. 49

3.2 Criterios de selección de la fuente de agua cruda tomando encuenta los aspectos fisicoquímicos ............................................... 50

4. El agua potable .......................................................................................... 514.1 Aspectos fisicoquímicos ................................................................ 514.2 Criterios de calidad del agua para consumo humano: las Guías de

Calidad para Aguas de Consumo Humano de la OMS .................. 52Referencias bibliográficas .................................................................................. 54

CAPÍTULO 2. ASPECTOS BIOLÓGICOS DE LA CALIDAD DEL AGUABióloga Margarita Aurazo de Zumaeta ............................................................ 57

1. Introducción ............................................................................................. 592. Características biológicas de las aguas superficiales ................................ 60

2.1 Organismos propios de las aguas superficiales ............................. 602.2 Bacterias patógenas ....................................................................... 66

2.2.1 Escherichia coli ............................................................... 682.3 Virus entéricos ................................................................................ 69

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2.4 Enteroparásitos .............................................................................. 712.4.1 Protozoarios patógenos .................................................... 732.4.2 Helmintos enteropatógenos ............................................. 82

2.5 Cyanobacterias (algas azul-verdes) ............................................... 862.6 Organismos cuya presencia en el agua tratada origina reclamos

en los usuarios ............................................................................... 882.7 Indicadores microbiológicos de la calidad del agua ...................... 89

3. Criterios biológicos de calidad para la selección de una fuente de aguacruda .......................................................................................................... 93

4. El agua potable. Aspectos biológicos ....................................................... 955. Las guías de calidad de la OMS. Aspectos microbiológicos .................... 96Referencias bibliográficas .................................................................................. 98

CAPÍTULO 3. PROCESOS UNITARIOS Y PLANTAS DE TRATAMIENTOIng. Lidia de Vargas .......................................................................................... 103

1. Introducción ............................................................................................. 1052. Principales operaciones unitarias empleadas en el tratamiento del agua .. 105

2.1 Transferencia de sólidos ................................................................ 1062.2 Transferencia de iones ................................................................... 1072.3 Transferencia de gases .................................................................. 1082.4 Transferencia molecular ................................................................. 1082.5 Otros procesos utilizados .............................................................. 109

3. Plantas de tratamiento de agua o plantas potabilizadoras ........................ 1103.1 Tipos de plantas de tratamiento de agua ....................................... 110

3.1.1 Plantas de filtración rápida ............................................... 1103.1.2 Plantas de filtración lenta ................................................. 114

4. Clasificación de las plantas de filtración rápida por el tipo de tecnologíautilizada...................................................................................................... 1164.1 Sistemas convencionales ............................................................... 1174.2 Sistemas convencionales de alta tasa o de tecnología CEPIS/OPS 1194.3 Tecnología importada, de patente o plantas paquete .................... 121

5. Selección de la tecnología de tratamiento de agua .................................... 1245.1 Criterios de selección de una solución tecnológica ....................... 1255.2 Selección de procesos de tratamiento considerando las

condiciones socioeconómicas de la comunidad ............................ 1275.2.1 Fase predictiva ................................................................. 1285.2.2 Fase evaluativa ................................................................. 135

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5.2.3 Aplicación ........................................................................ 140Referencias bibliográficas .................................................................................. 150CAPÍTULO 4. COAGULACIÓNQuím. Ada Barrenechea Martel ........................................................................ 151

1. Introducción .............................................................................................. 1532. Partículas coloidales .................................................................................. 154

2.1 Tipos de coloides de acuerdo con su comportamiento en el agua 1562.2 Características de las partículas coloidales y las sustancias

húmicas .......................................................................................... 1562.3 Características de las arcillas ......................................................... 1572.4 Propiedades de los coloides .......................................................... 159

2.4.1 Propiedades cinéticas ....................................................... 1592.4.2 Propiedad óptica: Efecto Tyndall-Faraday ....................... 1612.4.3 Propiedad de superficie: adsorción .................................. 1612.4.4 Propiedad electrocinética: electroforesis .......................... 162

2.5 Naturaleza de la turbiedad y el color .............................................. 1622.5.1 Turbiedad ......................................................................... 1622.5.2 Color ................................................................................. 163

2.6 Estabilidad e inestabilidad de los coloides .................................... 1652.6.1 Carga eléctrica de los coloides. Fuerza de estabilización . 1652.6.2 La doble capa eléctrica ..................................................... 1682.6.3 Energía potencial de interacción de las partículas coloidales 1712.6.4 Efecto del aumento de la concentración iónica ................ 172

3. Sustancias químicas empleadas en la coagulación ................................... 1743.1 Coagulantes ................................................................................... 174

3.1.1 Sulfato de aluminio ........................................................... 1743.1.2 Cloruro férrico FeCl3 ......................................................... 1763.1.3 Sulfato ferroso FeSO4 .7 H2O ............................................ 1773.1.4 Sulfato férrico Fe2 (SO4)3 .................................................. 1773.1.5 Interacción de los coagulantes inorgánicos con el agua

y la alcalinidad .................................................................. 1783.2 Modificadores de pH ..................................................................... 1833.3 Ayudantes de coagulación ............................................................ 184

4. Mecanismos de coagulación ..................................................................... 1884.1 Compresión de la doble capa ......................................................... 1884.2 Adsorción y neutralización de la carga .......................................... 1904.3 Captura en un precipitado de hidróxido metálico o captura por

barrido .......................................................................................... 1914.4 Adsorción y puente interparticular ................................................ 192

5. Cinética o etapas de la coagulación .......................................................... 195

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Contenido xi

6. Mecanismos de coagulación predominantes ............................................ 1966.1 Coagulación por adsorción ............................................................ 1976.2 Coagulación por barrido ................................................................. 198

7. Diagramas de coagulación ......................................................................... 1997.1 Diagrama de coagulación con sulfato de aluminio ........................ 1997.2 Aplicabilidad de los diagramas de solubilidad del sulfato de

aluminio en la coagulación ............................................................. 2017.2.1 Mecanismos de coagulación-remoción de turbiedad ....... 2017.2.2 Restricciones del uso del diagrama de coagulación de

sulfato de aluminio (figura 4-26) ....................................... 2038. Diagrama de coagulación para remoción del color .................................... 2059. Diagrama de coagulación para filtración directa ....................................... 207

9.1 Diagrama de coagulación con hierro .............................................. 21010. Factores que influyen en el proceso ......................................................... 213

10.1 Influencia de la concentración de coagulante ............................... 21310.2 Factores de mayor influencia en el desarrollo del proceso ............ 213

10.2.1 La calidad del agua cruda ................................................. 21310.2.2 Temperatura ...................................................................... 21410.2.3 Variables químicas ............................................................ 216

11. Uso de polímeros como auxiliares ............................................................. 21911.1 Consideraciones generales ............................................................ 21911.2 Polímeros como auxiliares de filtración .......................................... 219

Referencias bibliográficas .................................................................................. 220Bibliografía adicional .......................................................................................... 220

CAPÍTULO 5. MEZCLA RÁPIDAIng. Lidia de Vargas ........................................................................................... 225

1. Introducción .............................................................................................. 2272. Mezcla rápida para coagulación de barrido ............................................... 2273. Mezcla rápida turbulenta para neutralización de cargas ........................... 2284. Desestabilización de partículas en campos turbulentos ........................... 229

4.1 Comprobación experimental ........................................................... 2334.2 Evidencia práctica .......................................................................... 234

5. Mezcla rápida con polímeros ..................................................................... 2356. Parámetros operacionales .......................................................................... 236

6.1 Gradiente de velocidad ................................................................... 2367 Factores que modifican el proceso ............................................................ 238

7.1 Intensidad y tiempo de mezcla ....................................................... 2387.2 Sistema de aplicación del coagulante ............................................. 2407.3 Tipo de dispositivo de mezcla ........................................................ 242

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8 Mezcladores .......................................................................................... 2428.1 Hidráulicos ..................................................................................... 2438.2 Mecánicos ...................................................................................... 2578.3 Ventajas y desventajas de los mezcladores hidráulicos y mecánicos 260

Referencias bibliográficas .................................................................................. 262

CAPÍTULO 6. FLOCULACIÓNIng. Lidia de Vargas ........................................................................................... 263

1. Mecánica del proceso ................................................................................ 2652. Teoría básica .............................................................................................. 266

2.1 Parámetros operacionales ............................................................... 2813. Factores que influyen en la floculación ..................................................... 282

3.1 Naturaleza del agua ........................................................................ 2823.2 Influencia del tiempo de floculación. Compartimentalización ........ 2843.3 Influencia del gradiente de velocidad ............................................ 2853.4 Influencia de la variación del caudal .............................................. 286

4. Floculadores ............................................................................................. 2884.1 Floculadores de contacto de sólidos ............................................. 2884.2 Floculadores de potencia ............................................................... 290

4.2.1 Hidráulicos ....................................................................... 2904.2.2 Mecánicos ........................................................................ 298

Referencias bibliográficas .................................................................................. 304

TOMO II

CAPÍTULO 7. SEDIMENTACIÓNIng. Víctor Maldonado Yactayo ........................................................................ 1

1. Conceptos generales ................................................................................. 31.1 Sedimentación de partículas discretas ........................................... 31.2 Sedimentación de partículas floculentas ........................................ 41.3 Sedimentación por caída libre e interferida .................................... 41.4 Expresiones de velocidad de sedimentación ................................. 4

1.4.1 Partículas discretas con caída libre ................................... 41.4.2 Sedimentación interferida ................................................. 91.4.3 Sedimentación de partículas floculentas .......................... 12

1.5 Factores que influyen en el proceso .............................................. 181.5.1 Calidad de agua ................................................................ 18

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Contenido xiii

1.5.2 Condiciones hidráulicas ................................................... 191.5.3 Factores externos .............................................................. 22

2. Clasificación de unidades .......................................................................... 222.1 Sedimentadores y decantadores estáticos ..................................... 23

2.1.1 Criterios generales ............................................................ 232.1.2 Componentes de una unidad ............................................ 242.1.3 Tipos de unidades ............................................................ 25

2.2 Decantadores dinámicos ................................................................ 312.2.1 Criterios generales ............................................................ 312.2.2 Componentes de una unidad ............................................ 322.2.3 Tipos de unidades dinámicas ........................................... 32

2.3 Decantadores laminares ................................................................. 382.3.1 Teoría de la sedimentación laminar ................................... 382.3.2 Trayectoria de una partícula en placas paralelas .............. 412.3.3 Factores que influyen en el proceso ................................ 432.3.4 Tipos de decantadores laminares ..................................... 54


CAPÍTULO 8. FLOTACIÓNIng. Lidia de Vargas .......................................................................................... 63

1. Conceptos teóricos .................................................................................... 652. Ecuaciones de la velocidad ascensional ................................................... 673. Sistemas de flotación ................................................................................. 69

3.1 Flotación por aire disperso ............................................................ 703.2 Flotación electrolítica ..................................................................... 703.3 Flotación por aire disuelto ............................................................. 70

4. Parámetros de proyectos ........................................................................... 724.1 Relación aire-sólidos ...................................................................... 724.2 Cámara de presurización y recirculación de agua clarificada ......... 734.3 Cámara de flotación ........................................................................ 754.4 Pretratamiento ................................................................................ 76


CAPÍTULO 9. FILTRACIÓNIng. Víctor Maldonado Yactayo ........................................................................ 81

1. Introducción .............................................................................................. 832. Mecanismos de la filtración ....................................................................... 83

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Contenido xiv

2.1 Mecanismos de transporte ............................................................. 842.1.1 Cernido ............................................................................. 842.1.2 Sedimentación .................................................................. 852.1.3 Intercepción ...................................................................... 852.1.4 Difusión ............................................................................ 862.1.5 Impacto inercial ................................................................. 862.1.6 Acción hidrodinámica ....................................................... 872.1.7 Mecanismos de transporte combinados .......................... 87

2.2 Mecanismos de adherencia ............................................................ 882.2.1 Interacción combinada de las fuerzas electrostáticas y las

de Van der Waals .............................................................. 892.2.2 Enlace químico entre las partículas y la superficie de los

granos ............................................................................... 923. Cinética de la filtración .............................................................................. 93

3.1 Introducción ................................................................................... 933.2 Balance de masas ........................................................................... 93

3.3 Modelos para la remoción de partículas suspendidas .............................. 963.4 Retención y arrastre de partículas .................................................. 993.5 Coeficiente de filtración modificado ............................................... 1003.6 Modelos matemáticos que relacionan λ con σ ............................... 1003.7 Pérdida de carga en un medio filtrante ........................................... 103

3.7.1 Pérdida de carga inicial ..................................................... 1043.8 Lavado de medios filtrantes ........................................................... 106

3.8.1 Fluidificación de medios porosos ..................................... 1063.8.2 Expansión de medios porosos .......................................... 1083.8.3 Pérdida de carga en medios filtrantes expandidos ........... 111

4. Factores que influyen en la filtración ........................................................ 1124.1 Características de la suspensión .................................................... 112

4.1.1 Tipos de partículas suspendidas ...................................... 1134.1.2 Tamaño de las partículas suspendidas ............................. 1134.1.3 Densidad de las partículas suspendidas .......................... 1134.1.4 Resistencia o dureza de los flóculos ................................ 1134.1.5 Temperatura del agua por filtrar ........................................ 1144.1.6 Concentración de partículas suspendidas en el afluente . 1144.1.7 Potencial zeta de la suspensión ........................................ 1154.1.8 pH del afluente ................................................................. 115

4.2 Características del medio filtrante .................................................. 1164.2.1 Tipo del medio filtrante ..................................................... 1164.2.2 Características granulométricas del material filtrante ....... 1174.2.3 El peso específico del material filtrante ............................ 1194.2.4 El espesor de la capa filtrante ........................................... 119

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4.3 Características hidráulicas ............................................................. 1204.3.1 Tasa de filtración .............................................................. 1204.3.2 Carga hidráulica disponible para la filtración ................... 1244.3.3 El método de control de los filtros .................................... 1244.3.4 Calidad del efluente .......................................................... 124

5. Tipos de unidades de filtración ................................................................. 1265.1 Clasificación ................................................................................... 1265.2 Filtración por gravedad .................................................................. 126

5.2.1 Filtración ascendente ........................................................ 1275.2.2 Filtración descendente ..................................................... 1275.2.3 Filtración ascendente-descendente .................................. 128

5.3 Métodos de control operacional .................................................... 1305.3.1 Tasa constante y nivel variable ........................................ 1315.3.2 Tasa y nivel constantes .................................................... 1325.3.3 Tasa declinante ................................................................. 135

5.4 Medios filtrantes ............................................................................ 1405.4.1 Filtros de lecho simple ...................................................... 1405.4.2 Filtros de lecho múltiple ................................................... 1415.4.3 Filtración a presión ........................................................... 141

6. Filtración directa ........................................................................................ 1436.1 Clasificación de la filtración directa ................................................ 1436.2 Ventajas de la filtración directa ...................................................... 1446.3 Desventajas de la filtración directa ................................................ 144

Bibliografía ......................................................................................................... 145

CAPÍTULO 10. DESINFECCIÓNQuím. Ada Barrenechea e Ing. Lidia de Vargas ................................................ 153

1. Introducción ............................................................................................. 1532. La desinfección.......................................................................................... 153

2.1 Utilidad de la desinfección ............................................................. 1563. Teoría de la desinfección ........................................................................... 156

3.1 Factores que influyen en la desinfección ...................................... 1573.1.1 Los microorganismos presentes y su comportamiento .... 1573.1.2 La naturaleza y concentración del agente desinfectante .. 1573.1.3 La temperatura del agua .................................................... 1573.1.4 La naturaleza y calidad del agua ....................................... 1583.1.5 El pH ................................................................................. 1583.1.6 El tiempo de contacto ....................................................... 158

3.2 Variables controlables en la desinfección ...................................... 1593.3 Acción de los desinfectantes ......................................................... 160

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Contenido xvi

3.4 Cinética de la desinfección: la ley de Chick ................................... 1604. Formas de desinfección ............................................................................. 162

4.1 Agentes físicos .............................................................................. 1624.1.1 Sedimentación natural ...................................................... 1624.1.2 Coagulación–floculación–sedimentación ........................ 1634.1.3 La filtración ....................................................................... 1654.1.4 El calor .............................................................................. 1654.1.5 La luz y los rayos ultravioleta ........................................... 165

4.2 Agentes químicos .......................................................................... 1674.2.1 Características de un buen desinfectante químico ........... 1674.2.2 Los agentes oligodinámicos de desinfección: Ag+ .......... 1684.2.3 Los agentes oxidantes ...................................................... 1684.2.4 Estabilidad de los desinfectantes químicos ..................... 173

5. La cloración ............................................................................................... 1735.1 Características del cloro como desinfectante ................................. 1745.2 Comportamiento del cloro en el agua ............................................. 174

5.2.1 Reacciones del cloro en el agua ....................................... 1755.2.2 Reacciones del cloro con el amoniaco .............................. 1775.2.3 Reacciones del cloro con otros componentes del agua ... 1785.2.4 Resumen de las reacciones del cloro en el agua y su

relación con el proceso de cloración ................................ 1785.3 Otros compuestos de cloro ............................................................ 180

5.3.1 Cal clorada ........................................................................ 1805.3.2 Hipoclorito de calcio ......................................................... 1805.3.3 Hipoclorito de sodio ......................................................... 1815.3.4 Dióxido de cloro ................................................................ 181

5.4 Cálculo de la cantidad de cloro activo de acuerdo con las especiesusadas ............................................................................................ 182

5.5 El gráfico del punto de quiebre ...................................................... 1825.6 Eficacia del cloro ............................................................................ 1835.7 Algunos aspectos toxicológicos de la cloración ........................... 186

5.7.1 Los trihalometanos ........................................................... 1865.7.2 Clorofenoles ..................................................................... 1875.7.3 Cloraminas y sus derivados ............................................. 1875.7.4 Dióxido de cloro ................................................................ 188

5.8 Estaciones de cloración .................................................................. 1885.8.1 Almacén ............................................................................ 1885.8.2 Sala de cloración ............................................................... 1915.8.3 Cámara de contacto .......................................................... 210

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Referencias bibliográficas .................................................................................. 214Bibliografía adicional .......................................................................................... 214CAPITULO 11. CRITERIOS PARA LA SELECCIÓN DE LOS PROCESOSY DE LOS PARÁMETROS ÓPTIMOS DE LAS UNIDADESIng. Lidia de Vargas ........................................................................................... 215

1. Selección de alternativas de tratamiento en función de la calidad de lafuente ......................................................................................................... 217

2. Selección de parámetros óptimos de los procesos .................................... 2192.1 Fundamentos ................................................................................. 2192.2 Equipos utilizados .......................................................................... 220

2.2.1 Antecedentes ................................................................... 2202.2.2 Descripción del equipo de prueba de jarras utilizado ....... 2212.2.3 Sistema de dosificación .................................................... 2222.2.4 Sistema de agitación ......................................................... 2232.2.5 Descripción de las jarras .................................................. 2272.2.6 Sistema de toma de muestras ............................................ 2302.2.7 Iluminación ....................................................................... 2312.2.8 Equipo auxiliar .................................................................. 2322.2.9 Precauciones y limitaciones ............................................. 235

2.3 Consideraciones generales para la ejecución de ensayos en laprueba de jarras .............................................................................. 2362.3.1 Soluciones químicas empleadas ....................................... 2362.3.2 Tamaño del flóculo producido .......................................... 2382.3.3 Tiempo inicial de formación del flóculo ............................ 2382.3.4 Determinación de pH, alcalinidad, coagulante y

turbiedad o color residuales ............................................. 2392.4 Parámetros de dosificación ............................................................ 239

2.4.1 Selección del coagulante .................................................. 2403. Aplicaciones prácticas .............................................................................. 265

3.1 Caso del proyecto de una planta nueva ......................................... 265Referencias bibliográficas .................................................................................. 277Bibliografía adicional .......................................................................................... 278

Página

Contenido xviii

CAPÍTULO 1

ASPECTOS FISICOQUÍMICOS DE LA CALIDAD DEL AGUA

Quím. Ada Barrenechea Martel

Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua 3

1. INTRODUCCIÓN

1.1 El agua: un disolvente universal

El agua es el constituyente más importante del organismo humano y delmundo en el que vivimos. Tiene una gran influencia en los procesos bioquímicosque ocurren en la naturaleza. Esta influencia no solo se debe a sus propiedadesfisicoquímicas como molécula bipolar sino también a los constituyentes orgánicose inorgánicos que se encuentran en ella.

Se considera que el agua es un solvente universal, debido a que es capaz dedisolver o dispersar la mayoría de sustancias con las que tiene contacto, seanestas sólidas, líquidas o gaseosas, y de formar con ellas iones, complejos solublese insolubles, coloides o simplemente partículas dispersas de diferente tamaño ypeso.

Desde el punto de vista de la salud humana, el agua ayuda a eliminar lassustancias resultantes de los procesos bioquímicos que se desarrollan en elorganismo humano, a través de los órganos excretores, en especial la orina y elsudor. Sin embargo, por esta misma propiedad, puede transportar una serie detóxicos al organismo que pueden afectar a diferentes órganos, de manera reversibleo irreversible.

1.2 Las fuentes de agua de origen superficial

Debido a que las principales fuentes de agua para el tratamiento con finesde consumo humano son de origen superficial, en el presente manual se trataránlos temas específicamente relacionados con este tipo de agua.

En la sección anterior, destacamos la importancia que tiene el agua comosolvente universal y señalamos que, debido a esta propiedad, es capaz de transportarcasi la totalidad de sustancias que encuentra a su paso.

4 Manual I: Teoría

Por otro lado, la contaminación de los recursos hídricos superficiales es unproblema cada vez más grave, debido a que se estos se usan como destino final deresiduos domésticos e industriales, sobre todo en las áreas urbanas e incluso ennumerosas ciudades importantes del continente. Estas descargas son las principalesresponsables de la alteración de la calidad de las aguas naturales, que en algunoscasos llegan a estar tan contaminadas que su potabilización resulta muy difícil ycostosa.

Debido a la amplia gama de contaminantes, a los diferentes niveles decontaminación, así como a la cinética química de las sustancias, elementos, materiaorgánica y microorganismos que se incorporan en el cuerpo de agua, esindispensable conocer las características físicas, químicas y biológicas del aguaantes de seleccionarla como fuente de agua cruda.

1.3 Aspectos fisicoquímicos

La presencia de sustancias químicas disueltas e insolubles en el agua —quepueden ser de origen natural o antropogénico— define su composición física yquímica.

Algunos procesos fisicoquímicos que ocurren en el agua pueden serevaluados si se recurre a los principios de equilibrio químico, incluida la Ley deAcción de Masas y la Ecuación de Nerst o al conocimiento de los mecanismos dereacción y de las proporciones para los procesos irreversibles.

2. CALIDAD DEL AGUA

El término calidad del agua es relativo y solo tiene importancia universalsi está relacionado con el uso del recurso. Esto quiere decir que una fuente deagua suficientemente limpia que permita la vida de los peces puede no ser aptapara la natación y un agua útil para el consumo humano puede resultar inadecuadapara la industria.

Para decidir si un agua califica para un propósito particular, su calidad debeespecificarse en función del uso que se le va a dar.

Bajo estas consideraciones, se dice que un agua está contaminada cuandosufre cambios que afectan su uso real o potencial.


Es importante anotar que la evaluación de la calidad del agua se realizausando técnicas analíticas adecuadas para cada caso. Para que los resultados deestas determinaciones sean representativos, es necesario dar mucha importanciaa los procesos de muestreo y a las unidades y terminología empleadas.

Para una correcta interpretación de los datos obtenidos, los resultados delos análisis deben manejarse estadísticamente, teniendo en cuenta la correlaciónde iones, los factores que gobiernan el comportamiento de los componentes delagua, etcétera. El uso de gráficos ayuda a mostrar las relaciones físicas y químicasentre el agua, las fuentes probables de contaminación o polución y el régimen decalidad y, por tanto, a realizar adecuadamente la evaluación de los recursos hídricos.

A continuación se tratan en detalle las principales característicasfisicoquímicas y biológicas que definen la calidad del agua, el origen de losconstituyentes, su importancia en la salud, su relación con los principales procesosde tratamiento y los límites de concentración establecidos por las normasinternacionales de calidad de agua para consumo humano.

2.1 Características físicas

Las características físicas del agua, llamadas así porque pueden impresionara los sentidos (vista, olfato, etcétera), tienen directa incidencia sobre las condicionesestéticas 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 laspartículas en el agua de acuerdo con su tamaño. La turbiedad es causada por laspartículas 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 mayorgrado.

La medición de la turbiedad se realiza mediante un turbidímetro onefelómetro. Las unidades utilizadas son, por lo general, unidades nefelométricasde turbiedad (UNT).

Últimamente, ha cobrado importancia la presencia de fibras de asbestodesprendidas de los accesorios de asbesto-cemento de los sistemas de distribucióncomo 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 llevara cabo en una planta de clarificación de agua; sin embargo, es uno de los que másinfluye en los costos de producción, porque, por lo general, requiere usar coa-gulantes, acondicionadores de pH, ayudantes de coagulación, etcétera.

El diseño de los sistemas de remoción de turbiedad debe considerar no soloel tipo de partículas existentes (origen, estructura, composición y forma) sinotambién 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 rechazode los consumidores. Por otra parte, como señala Castro de Esparza (1), losestudios elaborados por Tracy y por Sanderson y Kelly han demostrado que en elproceso de eliminación de los organismos patógenos, por la acción de agentesquímicos como el cloro, las partículas causantes de la turbiedad reducen la eficienciadel proceso y protegen físicamente a los microorganismos del contacto directocon el desinfectante. Por esta razón, si bien las normas de calidad establecen uncriterio para turbiedad en la fuente de abastecimiento, esta debe mantenerse mínimapara garantizar la eficacia del proceso de desinfección.

Los estándares internos de la Agencia de Protección Ambiental de EstadosUnidos (EPA) establecen que las aguas de consumo humano deben tenerpreferentemente una UNT y en ningún caso más de 5 UNT. Las Guías de Calidadpara Agua de Bebida del Canadá y las Guías de Calidad para Aguas de ConsumoHumano de la Organización Mundial de la Salud (OMS) recomiendan como valorguía 5 UNT. La OMS indica, sin embargo, que para una desinfección eficiente, elagua filtrada debería tener una turbiedad promedio menor o igual a una UNT.


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8 Manual I: Teoría

2.1.2 Sólidos y residuos

Se denomina así a los residuos que se obtienen como materia remanenteluego de evaporar y secar una muestra de agua a una temperatura dada.

Según el tipo de asociación con el agua, los sólidos pueden encontrarsesuspendidos o disueltos.

La figura 1-1 muestra la distribución de partículas en el agua según sutamaño. Las partículas pueden estar:

— Disueltas (hasta un milimicrómetro), en cuyo caso físicamente noinfluirán en la turbiedad, pero sí podrían definir su color u olor.

— Formando sistemas coloidales (1 a 1.000 milimicrómetros), que sonlas causantes de la turbiedad neta del agua.

— En forma de partículas suspendidas (por encima de 1.000milimicrómetros), las cuales caen rápidamente cuando el agua sesomete a reposo.

— Es necesario aclarar que las pruebas analíticas para determinar lasformas de los residuos no determinan sustancias químicas específicasy solo clasifican sustancias que tienen propiedades físicas similares ycomportamiento semejante frente a las diferentes condicionesambientales.

Sólidos totales. Corresponden al residuo remanente después de secar unamuestra de agua. Equivalen a la suma del residuo disuelto y suspendido. El residuototal del agua se determina a 103–105 ºC.

Equivalencias:

Sólidos totales = sólidos suspendidos + sólidos disueltos

Sólidos totales = sólidos fijos + sólidos volátiles


Sólidos disueltos o residuos disueltos. Mejor conocidos como sólidosfiltrables, son los que se obtienen después de la evaporación de una muestrapreviamente filtrada.

Comprenden sólidos en solución verdadera y sólidos en estado coloidal, noretenidos en la filtración, ambos con partículas inferiores a un micrómetro (1 µ).

Sólidos en suspensión. Corresponden a los sólidos presentes en un aguaresidual, exceptuados los solubles y los sólidos en fino estado coloidal. Se consideraque los sólidos en suspensión son los que tienen partículas superiores a unmicrómetro y que son retenidos mediante una filtración en el análisis de laboratorio.

Sólidos volátiles y fijos. Los sólidos volátiles son aquellos que se pierdenpor calcinación a 550 ºC, mientras que el material remanente se define comosólidos 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 presentarseindependientemente de ella.

Aún no es posible establecer las estructuras químicas fundamentales de lasespecies responsables del color. Esta característica del agua se atribuye común-mente a la presencia de taninos, lignina, ácidos húmicos, ácidos grasos, ácidosfúlvicos, etcétera. Se considera que el color natural del agua, excluyendo el queresulta 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 loscompuestos coloreados.

Se denomina color aparente a aquel que presenta el agua cruda o natural ycolor verdadero al que queda luego de que el agua ha sido filtrada.

Existen muchos métodos de remoción del color. Los principales son lacoagulación por compuestos químicos como el alumbre y el sulfato férrico a pHbajos y las unidades de contacto o filtración ascendente.

Debido a que el color del agua se origina, en muchos casos, por la presenciade compuestos de naturaleza orgánica, se recomienda que la desinfección se realiceluego de que este haya sido removido, para evitar que la aplicación de cloro comodesinfectante pueda dar origen a la formación de trihalometanos, compuestos quetienen efecto cancerígeno en animales.

El valor guía de la OMS y del Canadá es 15 unidades de color (UC) paraaguas de bebida.

2.1.4 Olor y sabor

El sabor y el olor están estrechamente relacionados; por eso es comúndecir que “A lo que huele, sabe el agua”.

Estas características constituyen el motivo principal de rechazo por partedel consumidor.

En términos prácticos, la falta de olor puede ser un indicio indirecto de laausencia de contaminantes, tales como los compuestos fenólicos. Por otra parte,la presencia de olor a sulfuro de hidrógeno puede indicar una acción séptica decompuestos orgánicos en el agua.

El cuadro 1-1 presenta un resumen de algunos olores característicos delagua, de acuerdo con su origen.


Cuadro 1-1. Olores característicos del agua y su origen

Olor balsámico FloresDulzor CoelosphaeriumOlor químico Aguas residuales industrialesOlor a cloro Cloro libreOlor a hidrocarburo Refinería de petróleoOlor medicamentoso Fenol, yodoformoOlor a azufre Ácido sulfhídrico, H2SOlor a pescado Pescado, mariscosOlor séptico AlcantarillaOlor a tierra Arcillas húmedasOlor fecaloide Retrete, alcantarillaOlor a moho Cueva húmeda

Olor a legumbres Hierbas, hojas en descomposición

Las sustancias generadoras de olor y sabor en aguas crudas pueden sercompuestos orgánicos derivados de la actividad de microorganismos y algas oprovenir 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 ycompuestos presentes en el agua.

Naturaleza Origen


Cuadro 1-2. Límites de percepción de algunas salesy compuestos en el agua (mg/L)

Sustancia Netamente Debidamente No apreciablereconocible perceptible

CaCl2; NaCl 600 300 150

MgCl2 100 60 —FeSO4 — 3,5 1,75CuSO4 7 3,5 1,75H2S 1,15 0,55 0,30H2SO4 4 2 1Cl2 0,1 0,05 0,05

Ca(OCl) 2 0,5 0,20 0,20

En algunos casos, la eliminación de los olores puede realizarse mediante laaereación o la adición de carbón activado.

La cloración en presencia de compuestos fenólicos puede imprimir un malsabor en el agua, por la formación de derivados clorados que producen un sabor aderivados fenólicos.

La EPA y la OMS recomiendan como criterio que por razones organo-lépticas, las fuentes de abastecimiento deben estar razonablemente exentas deolor y sabor; es decir, en términos generales, que se encuentren en un nivelaceptable.


2.1.5 Temperatura

Es uno de los parámetros físicos más importantes en el agua, pues por logeneral influye en el retardo o aceleración de la actividad biológica, la absorciónde oxígeno, la precipitación de compuestos, la formación de depósitos, ladesinfección y los procesos de mezcla, floculación, sedimentación y filtración.

Múltiples factores, principalmente ambientales, pueden hacer que latemperatura del agua varíe continuamente.

2.1.6 pH

El pH influye en algunos fenómenos que ocurren en el agua, como la corrosióny las incrustaciones en las redes de distribución.

Aunque podría decirse que no tiene efectos directos sobre la salud, sí puedeinfluir 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 elrango de 5 a 9.

Cuando se tratan aguas ácidas, es común la adición de un álcali (por logeneral, cal) para optimizar los procesos de coagulación. En algunos casos, serequerirá volver a ajustar el pH del agua tratada hasta un valor que no le confieraefectos corrosivos ni incrustantes.

Se considera que el pH de las aguas tanto crudas como tratadas deberíaestar entre 5,0 y 9,0. Por lo general, este rango permite controlar sus efectos en elcomportamiento de otros constituyentes del agua.

Las guías canadienses han establecido el rango de pH 6,5 a 8,5 para el aguapotable.

2.2 Características químicas

El agua, como solvente universal, puede contener cualquier elemento de latabla periódica. Sin embargo, pocos son los elementos significativos para eltratamiento del agua cruda con fines de consumo o los que tienen efectos en lasalud del consumidor.


Guidelines forDrinking-Water

QualityOMS, 1996 (3)

Valor guíaNivel máximodel contaminante

Guías de Calidadpara el Agua de

Bebida delCanadá-1978 (2)

Concentraciónmáxima aceptable

ParámetrosRegulaciones

InternasPrimarias

Cuadro 1-3. Criterios de calidad para el agua potable

Unidades

FísicosColor TCU — 15 15Sabor y olor Aceptable — AceptableTurbiedad UNT 5a 5 5b

Inorgánicos Aluminio mg/L — — 0,2Amonio mg/L — — 1,5Antimonio mg/L 0,006 — 0,005(P)

Arsénico mg/L 0,05 0,05 0,01c

Bario mg/L 2,0 1,0 0,7Boro mg/L — 5,0 0,3Cadmio mg/L 0,005 0,005 0,003Cianuro mg/L 0,2 0,2 0,07Cinc mg/L — 5,0 3Cloro mg/L — — 5d

Cloruro mg/L — 250 250Cobre mg/L 1,3na 1,0 2d

Cromo (total) mg/L 0,1 0,05 0,05(P)

Fluoruro mg/L 4 1,5 1,5Hierro mg/L — 0,3 0,3Manganeso mg/L — 0,05 0,5(P)

Mercurio mg/L 0,002 0,001 0,001Nitrato (como N) mg/L 10 10 f 50 j

Nitrito (como N) mg/L 1 1,0 3pH — — 6,5 – 8,5 —Plata mg/L — 0,05 (I)

Plomo mg/L 0,015na 0,05 0,01Selenio mg/L 0,05 0,01 0,01Sulfato mg/L — 500 250Sulfuros (H2S) mg/L — 0,05 0,05@

Sólidos disueltos mg/L — 500 1.000


Nivelmáximo permitido

Guías de Calidadpara el Agua de

Bebida delCanadá-1978 (2)Concentración

máxima aceptable

Guidelines forDrinking-Water

QualityOMS, 1996 (3)

Valor guíaUnidadesµg/LOrgánicos

ParámetrosRegulaciones

Internas PrimariasEPA (2000)

Aldrín + dieldrín µg/L 0,7 0,03Benceno µg/L 5 — 10c

Carbofurano µg/L 40 5Clordano µg/L 2 7 0,2Clorobenceno µg/L 100 — —Cloroformo µg/L — 100 200c

DDT µg/L 30 2Dioxina µg/L 0,00003 — —Endrín µg/L 2 0,2 —Fenoles µg/L — 2 —Heptacloro + µg/L 0,6 3 0,03heptaclor-epóxidoLindano µg/L 0,2 4 2Metoxycloro µg/L 40 100 20Monocloramina µg/L — — 3.000Parathión µg/L 35 —PCB µg/L 0,5 — —Plaguicidas (total) µg/L — 100h —Tetracloruro de µg/L 5 2carbonoTolueno µg/L 1.000 — 700d

Toxafeno µg/L 3 5 —2,4-D µg/L 70 100 302,4,5-TP µg/L 50 10 9Trihalometanos µg/L 100 350 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 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 quefiltran 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. Enningún momento la turbiedad (enturbiamiento del agua) puede superar las 5 UNT (los sistemas filtrantes deben asegurar que la turbiedadno 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.

b Turbiedad promedio para una efectiva desinfección: = 1 UNT. Muestra simple: = 5 UNT.c Por ser consideradas sustancias cancerígenas.d Concentraciones establecidas porque a concentraciones mayores, se pueden ver afectados el sabor, el olor y la apariencia del agua.f Cuando nitrato y nitrito están presentes, la suma de las dos concentraciones no debe exceder 10 mg/L.g La suma de la razón entre la concentración de cada uno y su respectivo valor guía no debe exceder de 1.h 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.na 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 detratamiento si los niveles de las muestras de agua superan en más de 10% los valores permitidos.


A continuación se sustentan las características e importancia de losprincipales parámetros químicos relacionados con las fuentes de abastecimiento.Asimismo, se citan las recomendaciones que, como criterios de calidad, ha publicadola EPA en el año 2000 (4) en Estados Unidos, así como las Guías de Calidad paraAgua de Bebida del Canadá-1978 y las Guías de Calidad para Aguas de ConsumoHumano 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 laboratoriomediante la extracción de todo el material soluble en un solvente orgánico talcomo el hexano. Los resultados se reportan como mg/L de MEH (material extraíbleen hexano).

Las normas de calidad de agua recomiendan que los aceites y grasas esténausentes en el agua para consumo humano, más por razones de aceptabilidad queporque exista algún riesgo de daño a la salud.

2.2.2 Agentes espumantes

Entre los agentes espumantes se agrupa a todos los compuestos tensoactivosque, por su naturaleza, en mayor o en menor grado, producen espuma cuando elagua es agitada. La causa principal reside en la presencia de residuos de losdetergentes domésticos, como el alquil-sulfonato lineal (LAS) y el alquil-sulfonatobencénico ramificado (ABS), entre los más comunes.

Su acción más importante en las aguas superficiales está relacionada con lainterferencia en el poder autodepurador de los recursos hídricos, debido a lainhibición de la oxidación química y biológica. Como consecuencia de esto, aunen aguas fuertemente contaminadas, la determinación de la carga orgánicabiodegradable (DBO) suele presentar valores bajos. Esto se debe, entre otrascausas, a que las bacterias en presencia de detergentes se rodean de una películaque las aísla del medio e impide su acción.

Por otro lado, la solubilidad del oxígeno en aguas que contienen detergenteses menor que en aguas libres de ellos. Se disminuye, en consecuencia, la difusióndel oxígeno del aire a través de la superficie del agua.


Frente a la presencia de aceites y grasas, los detergentes juegan un papelemulsionante, lo que depende fundamentalmente de la estructura del grupo liófilodel detergente.

Asimismo, los “agentes tensoactivos” presentes en el agua pueden dispersarlas sustancias insolubles o absorbidas, debido a la disminución de la tensiónsuperficial del agua. Interfieren así en los procesos de coagulación, sedimentacióny filtración.

Aunque los detergentes pueden tener estructuras químicas diversas o sermás o menos biodegradables, se ha demostrado que concentraciones menores de0,5 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 unvalor guía referido al contenido de detergentes en el agua de bebida, perorecomiendan que el agua no presente espuma ni problemas de olor ni saborrelacionados con este parámetro.

2.2.3 Alcalinidad

Es la capacidad del agua de neutralizar ácidos. Sin embargo, aniones deácidos débiles (bicarbonatos, carbonatos, hidróxido, sulfuro, bisulfuro, silicato yfosfato) 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 decarbonatos y bicarbonatos con el ácido carbónico, con tendencia a que prevalezcanlos iones de bicarbonato. De ahí que un agua pueda tener baja alcalinidad y un pHrelativamente alto o viceversa.

La alcalinidad es importante en el tratamiento del agua porque reaccionacon coagulantes hidrolizables (como sales de hierro y aluminio) durante el procesode coagulación. Además, este parámetro tiene incidencia sobre el carácter corrosivoo incrustante que pueda tener el agua y, cuando alcanza niveles altos, puede tenerefectos sobre el sabor.


Durante el tratamiento, las aguas crudas de muy baja alcalinidad puedenrequerir la adición de un alcalinizante primario (como el hidróxido de calcio).

La EPA no hace recomendaciones respecto a la alcalinidad en fuentes deagua, ya que esta se liga a factores como el pH y la dureza, pero concluye que unafuente no debe mostrar cambios bruscos o repentinos en el contenido de laalcalinidad, 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 formaparte de la estructura de las arcillas. Puede estar presente en sus formas solubleso en sistemas coloidales, responsables de la turbiedad del agua. Las concentracionesmás frecuentes en las aguas superficiales oscilan entre 0,1 y 10 ppm.

El problema mayor lo constituyen las aguas que presentan concentracionesaltas de aluminio, las cuales confieren al agua un pH bajo, debido a sus propiedadesanfóteras, 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 tenermucho control del pH, pues si este sube excesivamente, podría producirse laformación de aluminatos, nuevamente solubles. La coagulación, en este caso, serealiza mediante polímeros orgánicos, por lo general aniónicos.

Cuando el aluminio se encuentra en el agua cruda, se recomienda usarcomo coagulantes sales de hierro o polímeros sintéticos. Los coagulantes alumínicosdejan un remanente de metal que, en algunos casos, puede llegar a niveles nodeseados.

En el caso del aluminio, la OMS ha establecido un valor guía de 0,2 mg/Lpara aguas de consumo humano.

2.2.5 Amonio

Es el producto final de la reducción de las sustancias orgánicas e inorgánicasnitrogenadas y debe su origen a los siguientes factores:

— El nitrógeno atmosférico, por fijación química.


— Las proteínas animales o vegetales, por putrefacción mediante acciónbacteriana.

— La reducción de nitritos.

El amoniaco se encuentra en cantidades notables cuando el medio esfuertemente reductor. En un medio oxidante, el ion amonio se transforma en nitrito.

Se le considera un constituyente normal de las aguas superficiales y estáíntimamente relacionado con descargas recientes de desagües. Cuando suconcentración es mayor de 0,1 mg/L (como N), podría constituirse en un indicadorde contaminación por aguas residuales domésticas o industriales.

El amoniaco en las aguas residuales es producido en su mayor parte por laeliminación de compuestos que tienen nitrógeno orgánico y por la hidrólisis de laurea o úrea. En casos menos frecuentes, se puede producir por reducción denitratos en condiciones anaeróbicas.

El amoniaco es un micronutriente para microorganismos y algas en lossistemas de distribución. Su presencia en el agua favorece la multiplicación deestos.

Este compuesto influye en los procesos de desinfección con cloro eincrementa su demanda debido a la formación de cloramidas.

Por lo general, la eliminación del amoniaco a concentraciones altas se realizamediante la oxidación con cloro.

La OMS establece como valor guía para aguas de bebida 1,5 mg/L, referidomás 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 elagua puede encontrarse bajo el estado de oxidación III ó V y a concentracionespromedio 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 conantimonio son las descargas de la industria petrolera, cerámica, electrónica, entreotras.


Debido a que su comportamiento químico es parecido al del arsénico, suproceso de remoción es similar al de este.

Respecto al agua potable, el valor guía provisional dado por la OMS es de0,005 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 muytóxico para el hombre.

Se encuentra en forma trivalente o pentavalente, tanto en compuestosinorgánicos como orgánicos.

Las concentraciones de As en aguas naturales usualmente son menores de10 µg/L. Sin embargo, en zonas mineras pueden encontrase concentraciones entre0,2 y 1 g/L.

La toxicidad del As es compleja, pues depende de la vía de exposición, delestado 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 intoxicaciónen seres humanos.

En cuanto a las especies oxidadas, generalmente las sales inorgánicas deAs(III) son más tóxicas que las de As(V) y la solubilidad de los compuestos dearsénico inorgánico está relacionada con su toxicidad; todos los compuestos solublesson tóxicos.

Se sospecha que el arsénico tiene efectos cancerígenos por la correlaciónencontrada entre la incidencia de hiperquetosis y cáncer de la piel por un lado y laingestión de aguas con más de 0,3 mg/L de arsénico por otro. Esta relación fuecomprobada por Trelles (5) en la Argentina.

El metabolismo del As se realiza principalmente en el hígado, aunque sumecanismo no está bien establecido.

La remoción de arsénico del agua se basa principalmente en su oxidación asu forma pentavalente antes de la coagulación con sulfato férrico a pH de 6 a 8,


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 informaciónsobre su remoción del agua, la EPA y las guías canadienses recomiendan que elcontenido 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. Bajociertas condiciones de calidad del agua y debido a la erosión, las fibras de asbestopueden desprenderse de las tuberías de asbesto-cemento presentes en los sistemasde distribución. Sin embargo, una vez identificado el problema, es posible mitigarel efecto mediante el control y la reducción de la corrosividad del agua.

Estudios realizados en el Canadá encontraron cantidades que varían desdemenos de 105 hasta 2 x 109 fibras de asbesto por litro en agua cruda y cantidadesde 9,5 x 106 fibras de asbesto por litro en el agua filtrada (6).

La EPA reporta que concentraciones superiores a 7 millones de fibrasmayores de 10 micrómetros por litro (nivel máximo permitido) en el agua potablepodrían significar un alto riesgo de desarrollar pólipos intestinales benignos.

Sin embargo, la OMS considera que no es necesario recomendar un valorguía para el asbesto en el agua de bebida, debido a que las concentracionesnormalmente 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 dosisde 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 losresiduos de perforaciones, de efluentes de refinerías metálicas o de la erosión dedepósitos naturales.


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 elbario puede ser absorbido por óxidos e hidróxidos de hierro y manganeso, lo cualexplicaría su eliminación durante la coagulación. Sin embargo, existen pruebasque demuestran que el tratamiento convencional mediante coagulantes de aluminioy hierro, con filtración posterior, no es un método particularmente efectivo para laremoción de bario en el agua. Sorg y Logsdon (7) encontraron una eficienciamenor de 30% en pruebas de laboratorio.

Por otro lado, un control adecuado del pH en la planta de ablandamiento delagua 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 deBebida del Canadá han fijado tentativamente como límite 2 y 1 mg/L,respectivamente, en las fuentes de aguas de consumo humano. La OMS da unvalor 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 lasplantas.

Estudios realizados en plantas piloto han demostrado gran eficiencia deremoción 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 insuficienteinformación 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 puedeprovenir de la corrosión de los tubos galvanizados, de la erosión de depósitos


naturales, de los efluentes de refinerías de metales o de líquidos de escorrentía debaterías usadas o pinturas. Muchos pigmentos usados para la coloración de plásticoso la formulación de pinturas contienen concentraciones elevadas de cadmio.

Este metal pesado es potencialmente tóxico y su ingestión tiene efectosacumulativos en el tejido del hígado y los riñones.

En el organismo, algunos iones Ca2+ de los huesos pueden ser reemplazadospor iones Cd2+, pues ambos iones tienen el mismo estado de oxidación y casi elmismo tamaño. Esta sustitución puede causar fragilidad en los huesos y sus-ceptibilidad a las fracturas.

La ingestión de agua y alimentos que contengan el metal representa de 5 a10% del total de cadmio absorbido en el organismo. Estas concentraciones dependende la ingestión de proteínas y de la presencia de vitamina D; incluso, se relacionacon 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 hierrohepático.

La vida media del cadmio en el organismo es muy larga y se calcula entre10 y 30 años, periodo en el cual permanece almacenado en varios órganos, enparticular 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 cercanaa 100%, debido a que se lleva a cabo a pH alto.

La EPA recomienda como margen de seguridad un límite máximo permisiblede 0,005 mg/L para aguas de consumo humano. Los valores guía dados por laOMS 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 enel agua tratada sea la menor posible.


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 importantesde cianuro en procesos que generan efluentes con estos residuos, la mayor partede 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 enlos peces y una de 50–60 mg/L puede ser fatal para los seres humanos. Losefectos del cianuro sobre la salud están relacionados con lesiones en el sistemanervioso 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 oxidaciónen carbonatos alcalinos, lo cual hace que disminuyan extraordinariamente suspropiedades tóxicas.

El organismo humano convierte el cianuro en tiocianato, sustancia de menortoxicidad y de fácil excreción.

Es importante anotar que la flora bacteriana no muere, sino que se inhibecon la presencia de pequeñas concentraciones de cianuro, y vuelve a desarrollarsu actividad normal cuando desaparece.

Cuando un agua que contiene cianuros o sulfocianuros se clora, se formacloruro de cianógeno (ClCN), muy tóxico, que persiste durante 24 horas a pH 9 sino hay cloro residual.

Bajo condiciones ácidas, la ozonización o cloración de aguas contaminadascon tiocianato puede favorecer la formación de ácido cianhídrico (HCN).

En la cloración con cloro gas o hipoclorito, el cianuro libre (HCN y CN-) sedestruye y se transforma en cianato (11, 12). La cloración efectuada hasta obtenercloro residual, a pH neutro o ligeramente alcalino, reduce los niveles de cianuropor debajo de los límites propuestos como deletéreos.


El ozono es también particularmente efectivo para la oxidación del cianuro.

Hay poca información reciente sobre la remoción de cianuro durante eltratamiento del agua con fines de consumo, tal vez porque debería estar ausenteen el agua cruda seleccionada para su potabilización.

La EPA y las Guías de Calidad para Agua de Bebida del Canadá recomiendanun contenido no mayor de 0,2 mg/L en aguas destinadas a consumo público. LaOMS propone una concentración menor: 0,07 mg/L.

2.2.13 Cinc

Las aguas naturales pueden contener cinc en concentraciones bastantebajas. En el agua de suministro, el cinc proviene generalmente del contacto conaccesorios y estructuras galvanizadas o de bronce.

El cinc es un elemento esencial y benéfico para el metabolismo humano, yaque muchas enzimas dependen de él para la descomposición del ácido carbónicoy 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 lasalud en concentraciones tan altas como 40 mg/L, pero que tiene un marcadoefecto sobre el sabor; por ello su contenido debe limitarse.

Por ser un elemento anfótero, el cinc puede estar en sus formas solublestanto con pH ácido como alcalino. Debido a esto, su remoción es difícil, aunquehay poca información al respecto.

Estudios de remoción de cinc en aguas residuales reportan que la coagulacióncon sulfato no es efectiva (30%). El ablandamiento cal-soda con un pH de 9,5puede 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 suremoción, las Guías de Calidad para Agua de Bebida del Canadá recomiendanque la concentración de cinc en aguas de consumo no exceda los 5 mg/L. LaOMS limita esta recomendación a 3 mg/L.


2.2.14 Cloruros

Las aguas superficiales normalmente no contienen cloruros enconcentraciones tan altas como para afectar el sabor, excepto en aquellas fuentesprovenientes de terrenos salinos o de acuíferos con influencia de corrientesmarinas.

En las aguas superficiales por lo general no son los cloruros sino los sulfatosy los carbonatos los principales responsables de la salinidad.

A partir de ciertas concentraciones, los cloruros pueden ejercer una accióndisolvente sobre ciertas sales presentes en el agua y también sobre algunoscomponentes del cemento, al impartirles una acción corrosiva y erosionante, enespecial a pH bajo.

Por sus características químicas y la gran solubilidad de la mayoría de loscloruros, su remoción requiere métodos sofisticados y costosos, muchos de ellosimpracticables, especialmente cuando se trata de volúmenes relativamente altos.El método tradicional, que puede resultar más eficiente y práctico, es el de ladestilación. Actualmente se está trabajando en este campo para lograr unidadesque aprovechen la energía solar y eliminen los cloruros de manera eficiente y abajo costo. Este sistema puede resultar especialmente útil en comunidades costerascuya única fuente sea el agua del mar.

Los límites fijados en el agua por las normas de calidad se sustentan más enel gusto que le imparten al agua que en motivos de salubridad.

Tomando en cuenta el límite de percepción del sabor de los cloruros en elagua (cuadro 1-3), se ha establecido un límite de 250 mg/L en aguas de consumo,concentración que puede ser razonablemente excedida según las condicioneslocales y la costumbre de los consumidores. La OMS considera que por encimade 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 cobreno tiene efectos nocivos para la salud.


Se trata de un elemento benéfico para el metabolismo, esencial para laformación de la hemoglobina. La deficiencia de cobre ha sido asociada con laanemia nutricional de los niños.

Sin embargo, si se ingiere agua contaminada con niveles de cobre que superanlos límites permitidos por las normas de calidad, a corto plazo pueden generarsemolestias gastrointestinales. Exposiciones al cobre a largo plazo podrían causarlesiones hepáticas o renales.

Los peces (principalmente la trucha) son especialmente sensibles a esteelemento y se ven indirectamente afectados cuando, al actuar el cobre comoalguicida, elimina la capacidad de captación de oxígeno del agua y disminuye elOD a concentraciones tan pequeñas que ya no es posible el desarrollo de estasespecies.

La presencia del cobre en el agua está relacionada principalmente con lacorrosión de las cañerías en la vivienda, la erosión de depósitos naturales y elpercolado de conservantes de madera, entre otros.

En algunos sistemas se aplica sulfato de cobre en dosis controladas comomecanismo 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 aluminioy el cinc y cambiar el sabor del agua.

Pruebas de coagulación en laboratorio han reportado una eficiencia en laremoción 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 denominanivel de acción; es decir, una concentración límite que sirve como un aviso paraque los sistemas públicos de suministro de agua tomen medidas de tratamiento (sies necesario, adicionales) cuando los niveles de las muestras de agua superan enmás de 10% los valores permitidos.

Las Guías de Calidad para Agua de Bebida del Canadá han recomendadoun límite de un mg/L de cobre en aguas destinadas al consumo humano. El valorguía dado por la OMS es 2 mg/L.


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 menoresde 0,05 mg/L de Cr (VI) en el agua.

El cromo metálico y los derivados del cromo (VI) usualmente son de origenantropogénico.

Por su naturaleza química, el Cr (III) difícilmente se encuentra con un pHmayor de 5, donde el cromo está, por lo general, en forma hexavalente.

La erosión de depósitos naturales y los efluentes industriales que contienencromo (principalmente de acero, papel y curtiembres), se incorporan a los cuerposde aguas superficiales. La forma química dependerá de la presencia de materiaorgánica en el agua, pues si está presente en grandes cantidades, el cromo (VI) sereducirá a cromo (III), que se podrá absorber en las partículas o formar complejosinsolubles.

Estos complejos pueden permanecer en suspensión y ser incorporados alos sedimentos. La proporción de cromo (III) es directamente proporcional a laprofundidad de los sedimentos.

En teoría, el cromo (VI) puede resistir en este estado en aguas con bajocontenido de materia orgánica, mientras que con el pH natural de las aguas, elcromo (III) formará compuestos insolubles, a menos que se formen complejos. Sedesconoce la proporción relativa de cromo (III) y cromo (VI) en las aguas.

En el tracto gastrointestinal de los humanos y los animales, se absorbe menosde 1% del cromo (III) y alrededor de 10% del cromo (VI). La forma química, lasolubilidad del compuesto en agua y el tiempo de permanencia en los órganosmodifican la velocidad de la absorción.

Los compuestos de cromo (VI), que son fuertes agentes oxidantes, tiendena ser irritantes y corrosivos; también son considerablemente más tóxicos que loscompuestos de cromo (III) si la dosis y la solubilidad son similares. Se ha postulado


que esta diferencia en la toxicidad puede estar relacionada con la facilidad con laque el cromo (VI) atraviesa las membranas celulares y con su subsecuente reduc-ción 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 clasificarserespecto 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 unproblema en el tratamiento del agua.

A escala experimental, la remoción del cromo trivalente puede ser efectivamediante la coagulación con alumbre o sulfato férrico, y en los sistemas deablandamiento 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 quea 9,2, la eficiencia baja a 70%.

La remoción del Cr (VI) es muy difícil mediante el tratamiento convencionalde coagulantes. Se ha encontrado que el sulfato ferroso es razonablemente efectivocomo reductor del Cr (VI) a Cr (III) (13). El ablandamiento cal-soda puederemover 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 enfuentes de agua destinadas a consumo humano no exceda 0,1 mg/L como cromototal. 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 lacantidad equivalente de carbonato de calcio, de los cuales los más comunes sonlos 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.


Un agua dura puede formar depósitos en las tuberías y hasta obstruirlascompletamente. Esta característica física es nociva, particularmente en aguas dealimentación de calderas, en las cuales la alta temperatura favorece la formaciónde sedimentos.

La remoción de la dureza en el tratamiento se lleva a cabo mediante laprecipitación con cal o mediante el proceso combinado cal-carbonato, conocidocomo ablandamiento cal-soda.

En términos generales, puede considerarse que un agua es blanda cuandotiene dureza menor de 100 mg/L; medianamente dura, cuando tiene de 100 a 200mg/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 enel agua para consumo humano.

2.2.18 Fenoles

Se definen como los hidróxidos derivados del benceno y su núcleocondensado.

Su presencia en el agua está relacionada con la descomposición de hojas ymateria orgánica, ácidos húmicos y fúlvicos, pero principalmente se los asocia aprocesos 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 elhombre a concentraciones altas. Pero aun en cantidades muy pequeñas, cambianlas condiciones organolépticas del agua debido a su intenso olor y sabor, ambosdesagradables.

Los compuestos fenólicos son muy difíciles de remover con los tratamientosconvencionales.

Si un agua filtrada que contiene fenoles es sometida a la cloración, losderivados fenólicos clorados pueden cambiar el olor y el sabor del agua, lo que nonecesariamente será percibido en la planta de tratamiento, pero sí puedemanifestarse en las conexiones domiciliarias.


Las Guías de Calidad para Agua de Bebida del Canadá recomiendan que elcontenido 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 deconsumo 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 generarmanchas en los dientes (“fluorosis dental”) y dañar la estructura ósea.

Algunos países como el Canadá y Estados Unidos han implementadoprogramas de fluorización del agua de consumo como una medida para prevenir lacaries dental infantil.

El cuadro 1-4 muestra las recomendaciones referidas al contenido de flúoren el agua, teniendo en cuenta la temperatura promedio anual del lugar.

Cuadro 1-4. Recomendación del contenido de flúoren el agua de consumo

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 elagua son los efluentes de fábricas de acero y metales o de fábricas de plásticos yfertilizantes.

Nivel óptimo de flúor en mg/L

Promedio anual de temperaturamáxima del ambiente, ºC*


Los procesos convencionales de coagulación con aluminio no son efectivospara la remoción de fluoruros. Sorg (9) reportó que para reducir la concentraciónde 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 latemperatura del agua, la EPA recomienda un rango máximo de 4 mg/L en aguaspara consumo humano.

Las guías de calidad de agua para consumo humano, tanto del Canadácomo 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 or-tofosfatos, los fosfatos condensados (piro-, meta- y polifosfatos) y los fosfatosorgánicos. Estos fosfatos pueden estar solubles como partículas de detritus o enlos cuerpos de los organismos acuáticos.

Es común encontrar fosfatos en el agua. Son nutrientes de la vida acuáticay limitantes del crecimiento de las plantas. Sin embargo, su presencia está asociadacon la eutrofización de las aguas, con problemas de crecimiento de algas indeseablesen embalses y lagos, con acumulación de sedimentos, etcétera.

Para una buena interpretación de la presencia de fosfatos en las fuentes deaguas crudas, es recomendable la diferenciación analítica de las especies químicasexistentes en ellas.

La fuente principal de los fosfatos orgánicos son los procesos biológicos.Estos pueden generarse a partir de los ortofosfatos en procesos de tratamientobiológico o por los organismos acuáticos del cuerpo hídrico.

Otra fuente importante de fosfatos en las aguas superficiales son lasdescargas de aguas que contienen como residuo detergentes comerciales.

Concentraciones relativamente bajas de complejos fosforados afectan elproceso de coagulación durante el tratamiento del agua.

Las normas de calidad de agua no han establecido un límite definitivo. Sinembargo, es necesario estudiar la concentración de fosfatos en el agua, su relación


con la productividad biológica y los problemas que estos pueden generar en elproceso de filtración y en la producción de olores.

2.2.21 Hidrocarburos

La mayor parte de los hidrocarburos que se pueden encontrar en el aguason tóxicos. Sin embargo, concentraciones que no llegan a repercutir en la saludpueden causar molestias e inconvenientes, ya que comunican al agua propiedadesorganolépticas (sabor y olor) indeseables, interfieren en el tratamiento y atraviesanlos filtros de arena.

En algunos casos, estos compuestos presentes en el agua pueden llegar aproducir dermatitis.

Su presencia en el agua superficial se debe a descargas de desechosindustriales y a derrames accidentales.

El agua de lluvia puede arrastrar cantidades notables de hidrocarburos ensuspensión, derivados de la combustión, de desechos de automotores, asfalto,etcétera. Algunos de estos productos de combustión son carcinógenos y debenestar ausentes en el agua de consumo humano.

Las normas de calidad del agua especifican que estos compuestos tienenque estar ausentes en el agua de consumo humano.

2.2.22 Hierro

El hierro es un constituyente normal del organismo humano (forma parte dela hemoglobina). Por lo general, sus sales no son tóxicas en las cantidadescomúnmente encontradas en las aguas naturales.

La presencia de hierro puede afectar el sabor del agua, producir manchasindelebles sobre los artefactos sanitarios y la ropa blanca. También puede formardepósitos en las redes de distribución y causar obstrucciones, así como alteracionesen la turbiedad y el color del agua.

Tiene gran influencia en el ciclo de los fosfatos, lo que hace que suimportancia sea muy grande desde el punto de vista biológico. En la naturaleza sepresenta en dos formas: asimilable y no asimilable.


En las aguas superficiales, el hierro puede estar también en forma decomplejos organoférricos y, en casos raros, como sulfuros. Es frecuente que sepresente en forma coloidal en cantidades apreciables.

Las sales solubles de hierro son, por lo general, ferrosas (Fe II) y la especiemás frecuente es el bicarbonato ferroso: Fe (HCO3)2.

En contacto con el oxígeno disuelto en el agua, las sales ferrosas seconvierten 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 loes con un pH mayor de 6. De acuerdo con ello, las aguas subterráneas —que, porestar fuera del contacto con el aire, se encuentran en un medio natural fuertementereductor— podrán tener en solución cantidades notables de hierro ferroso.

Este metal en solución contribuye con el desarrollo de microorganismosque pueden formar depósitos molestos de óxido férrico en la red de distribución.

La remoción del hierro de las aguas crudas superficiales es relativamentefácil con los procesos comunes de remoción de la turbiedad, mediante los cualessu concentración puede bajar de 10 mg/L a 0,3 mg/L, que es la concentraciónrecomendada para el agua de consumo. Sin embargo, es posible que hayaproblemas si el hierro está presente en complejos orgánicos inestables.

Por consideraciones de sabor y debido a que los tratamientos convencionalespueden eliminar el hierro en estado férrico pero no el hierro soluble Fe (II), lasguías de calidad de la OMS y del Canadá recomiendan que en las aguas destinadasal 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 comoun activador enzimático. Sin embargo, grandes dosis de manganeso en el organismopueden causar daños en el sistema nervioso central.

Su presencia no es común en el agua, pero cuando se presenta, por logeneral está asociado al hierro.


Comúnmente se encuentra en el agua bajo su estado reducido, Mn (II), y suexposición al aire y al oxígeno disuelto lo transforma en óxidos hidratados menossolubles.

En concentraciones mayores a 0,15 mg/L, las sales disueltas de manganesopueden impartir un sabor desagradable al agua.

La presencia de manganeso en el agua provoca el desarrollo de ciertasbacterias 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 elhierro. Su remoción se realiza formando sales insolubles, para lo cual, en muchoscasos, es necesario el uso de oxidantes y un pH alto.

Las Guías de Calidad para Aguas de Consumo Humano de la OMSestablecen como valor provisional 0,5 mg/L, pero las Guías de Calidad para Aguade Bebida del Canadá recomiendan una concentración diez veces menor: 0,05mg/L, por consideraciones principalmente relacionadas con el sabor y el olor delagua.

2.2.24 Materia orgánica

Las aguas naturales, además de sustancias minerales y disueltas, puedenllevar en suspensión sustancias orgánicas provenientes del lavado de los suelos odel metabolismo de los organismos que viven en ellos. Además, los cuerpos deaguas superficiales pueden recibir descargas de aguas residuales de origendoméstico o industrial, las cuales provocan la polución y la contaminación en nivelesvariables.

Las sustancias provenientes del lavado de suelos son principalmente ácidoshúmicos, mientras que las producidas por el metabolismo de los organismos acuáticosson los hidratos de carbono, las proteínas, las aminas, los lípidos, etcétera, asícomo pigmentos, hormonas y vitaminas, que funcionan como catalizadores oinhibidores de las funciones biológicas.

Las sustancias provenientes de los desechos animales son principalmentederivados de la urea o úrea, la cadaverina y la putrescina, entre otros.


Estas sustancias orgánicas representan una fuente de alimentación para losorganismos (autótrofos y heterótrofos) presentes en el agua. Tienden a desaparecerprogresivamente por oxidación, y pasar a CO2, amoniaco, nitritos, nitratos, etcétera.

Por lo general, las aguas naturales no contaminadas presentan cantidadesmínimas de materia orgánica, salvo aquellas que provienen de bosques o aguasestancadas.

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 tratamientoa fin de hacerla apta para el consumo humano.

Como es muy difícil determinar analíticamente la presencia de estassustancias orgánicas en el agua, se han establecido métodos globales de deter-minación. Estos son los siguientes:

a) Demanda Bioquímica de Oxígeno: DBO5

Corresponde a la cantidad de oxígeno necesario para descomponer la materiaorgánica por acción bioquímica aerobia. Se expresa en mg/L. Esta demandaes ejercida por las sustancias carbonadas, las nitrogenadas y ciertoscompuestos químicos reductores.

Es una prueba que reduce a números un fenómeno natural, muy sencillo enteoría, pero en esencia muy complejo.

El cálculo se efectúa mediante la determinación del contenido inicial deoxígeno de una muestra dada y lo que queda después de cinco días en otramuestra semejante, conservada en un frasco cerrado a 20 ºC. La diferenciaentre los dos contenidos corresponde a la DBO5.

b) Demanda Química de Oxígeno: DQO

Equivale a la cantidad de oxígeno consumido por los cuerpos reductorespresentes en un agua sin la intervención de los organismos vivos.

La eliminación de la materia orgánica se lleva a cabo mediante lacoagulación-floculación, la sedimentación y la filtración. Sin embargo, cuandola 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


una precloración, que debe constituirse en un proceso adecuadamentecontrolado.

Lo deseable es que las fuentes de agua cruda no presenten una cargaorgánica elevada.

Por la naturaleza de estos parámetros, las normas de calidad de aguaestablecen que los causantes de la contaminación orgánica deben estarausentes 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 formasaguda y crónica. En el tracto intestinal las sales mercuriosas son menos solublesque las mercúricas y, por lo tanto, son menos nocivas. Se considera que dosis de20 y 50 mg/L en la forma mercúrica son fatales.

En el agua, el Hg se encuentra principalmente en forma inorgánica, quepuede pasar a compuestos orgánicos por acción de los microorganismos presentesen los sedimentos. De estos, puede trasladarse al plancton, a las algas y, suce-sivamente, a los organismos de niveles tróficos superiores como los peces, lasaves rapaces e incluso al hombre.

El mercurio metálico y el inorgánico se convierten en mercurio metilado pormedio de procesos biológicos que se producen en el agua contaminada con estemetal. 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 sebioacumulan, permanecen durante largos periodos en los tejidos y puedenincorporarse en la cadena alimentaria biomagnificándose.

La permeabilidad del mercurio elemental en los lípidos es más alta que la dela forma ionizada y, en consecuencia, el Hg0 puede atravesar las barrerashematoencefálica y placentaria.

La absorción gastrointestinal de sales de mercurio divalentes o monovalentesa partir de los alimentos es de aproximadamente 20% del Hg ingerido.


En términos de su toxicidad y sus efectos adversos sobre la salud, elmetilmercurio es la forma más importante de mercurio orgánico. Sus efectos sonbásicamente neurotóxicos y genotóxicos.

Los niveles aceptables de ingestión de mercurio se basan en evidenciasepidemiológicas mediante las cuales se sabe que la menor concentración de metil-mercurio en la sangre asociada con síntomas tóxicos es 0,2 microgramos porgramo 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 demercurio inorgánico depende del pH y de la turbiedad del agua y tienen pocadependencia de la concentración de mercurio, cuando se encuentra entre 0,003 y0,016 mg/L.

Experimentalmente, se ha comprobado que el tratamiento convencional decoagulación–filtración mediante aluminio o sulfato férrico puede remover entre70 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 conpH 7 y 97% con pH 8. El sulfato de aluminio es menos eficiente y logra solamente38% de efectividad a pH 8.

La turbiedad desempeña un papel importante en la reducción de lasconcentraciones de mercurio en el agua, pues experimentalmente se ha demostradoque con turbiedades mayores de 100 UNT, la eficiencia crece sustantivamente.

Con respecto al mercurio orgánico, el proceso de ablandamiento con cal esmoderadamente efectivo y dependiente del pH y llega a 30% con pH 9,4 y alcanzaentre 60 y 80% con pH entre 10,7 y 11,4.

Se ha probado experimentalmente que las resinas de intercambio iónico sonefectivas en la remoción de mercurio hasta 98%, tanto en la forma orgánica comoinorgánica.

Sobre la base de las consideraciones mencionadas, la EPA recomienda noexceder el límite de 0,002 mg/L como mercurio total. Las guías de la OMS y delCanadá recomiendan una concentración máxima de 0,001 mg/L.


2.2.26 Nitritos y nitratos

El nitrógeno es un nutriente importante para el desarrollo de los animales ylas 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, elnitrógeno estará presente como nitrógeno orgánico amoniacal, el cual, en contactocon el oxígeno disuelto, se irá transformando por oxidación en nitritos y nitratos.Este proceso de nitrificación depende de la temperatura, del contenido de oxígenodisuelto y del pH del agua.

En general, los nitratos (sales del ácido nítrico, HNO3) son muy solubles enagua debido a la polaridad del ion. En los sistemas acuáticos y terrestres, losmateriales nitrogenados tienden a transformarse en nitratos.

Los nitritos (sales de ácido nitroso, HNO2) son solubles en agua. Setransforman naturalmente a partir de los nitratos, ya sea por oxidación bacterianaincompleta del nitrógeno en los sistemas acuáticos y terrestres o por reducciónbacteriana.

El ion nitrito es menos estable que el ion nitrato. Es muy reactivo y puedeactuar como agente oxidante y reductor, por lo que solo se lo encuentra en cantidadesapreciables en condiciones de baja oxigenación. Esta es la causa de que los nitritosse transformen rápidamente para dar nitratos y que, generalmente, estos últimospredominen en las aguas, tanto superficiales como subterráneas. Esta reacción deoxidación se puede efectuar en los sistemas biológicos y también por factoresabióticos.

El uso excesivo de fertilizantes nitrogenados, incluyendo el amoniaco, y lacontaminación causada por la acumulación de excretas humanas y animales puedencontribuir a elevar la concentración de nitratos en agua. Generalmente, los nitratosson solubles, por lo que son movilizados con facilidad de los sedimentos por lasaguas superficiales y subterráneas.

Después de la absorción, tanto nitratos como nitritos se distribuyen conrapidez a todos los tejidos.


Una vez en la sangre, el nitrito reacciona con el ion ferroso (Fe2+) de ladesoxihemoglobina y forma metahemoglobina, en la cual el hierro se encuentra enestado férrico (Fe3+), por lo que es incapaz de transportar el oxígeno. Por ello serelaciona 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 (comoN) y como resultado de la conversión de nitrato en nitrito. La mayor parte deestos casos se asocian a aguas que contienen más de 45 mg/L de nitrato (10 mg/Lcomo NO3-N).

Aunque se ha comprobado que bebés menores de 6 meses que ingierennitratos en concentraciones altas pueden morir si no reciben tratamiento inmediato,es importante anotar que no todos los niños que ingieren aguas con altos contenidosde nitratos (10 mg/L o más) necesariamente desarrollan la enfermedad. Para ellose requiere una predisposición natural. En este caso, la edad es un factor deter-minante, porque rara vez se presenta en niños de más de seis meses y muchomenos en adultos.

La presencia de nitratos y nitritos no es extraña, especialmente en aguasalmacenadas en cisternas en comunidades rurales.

Aunque la toxicidad relativa de los nitratos es bien conocida, es difícilestablecer cuál es el nivel de una dosis nociva. Los nitritos tienen mayor efectonocivo que los nitratos, pero como generalmente en las aguas naturales no sepresentan niveles mayores de 1 mg/L y la oxidación con cloro los convierte ennitratos, el problema prácticamente queda solucionado.

Es importante destacar que aunque el agente responsable de esta enfermedadson 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 concentraciónde nitratos en el agua y los alimentos. Para dar una idea de la gravedad y magnitudpotencial de este problema, basta mencionar que los datos obtenidos a través delSistema Mundial de Vigilancia del Medio Ambiente (GEMS, por sus siglas eninglés) indican que 10% de los ríos estudiados en todo el mundo teníanconcentraciones de nitratos por encima del límite recomendado por la OMS. Losestudios de GEMS también encontraron que en Europa 15% de los ríos teníanconcentraciones de nitratos hasta 45 veces mayores que la concentración natural.

Los métodos tradicionales de floculación e incluso ablandamiento con calno son efectivos para la remoción de nitratos. El más eficiente es el de resinas de


intercambio iónico, que puede remover concentraciones tan altas como 30 mg/L yreducirlas hasta 0,5 mg/L en procesos continuos.

En la práctica, difícilmente los nitritos se encuentran en aguas tratadas debidoa 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 setienen procesos definitivos para su remoción, el contenido de nitratos en aguas deconsumo público no debe exceder, según la EPA, de 10 mg/L. Puesto que losnitritos tienen un efecto tóxico superior a los nitratos, el contenido no debe excederde 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 elprimero 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 contaminaciónelevada, condiciones sépticas de materia orgánica o una actividad bacterianaintensa; 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: “Lasolubilidad de un gas en un líquido es directamente proporcional a la presión parciale inversamente proporcional a la temperatura”. El agua destilada es capaz dedisolver más oxigeno que el agua cruda.

No es posible establecer un contenido ideal de oxígeno en el agua, ya quehay aspectos positivos y negativos de su presencia. Sin embargo, si el agua contieneamoniaco o hierro y manganeso en sus formas reducidas, es preferible que el ODesté cercano al punto de saturación.

Las aguas superficiales no contaminadas, si son corrientes, suelen estarsaturadas de oxígeno y a veces incluso sobresaturadas; su contenido depende dela aereación, de las plantas verdes presentes en el agua, de la temperatura y de lahora del día (mañana o tarde), etcétera.


De la observación de los datos de OD en algunos ríos se deduce que en lamayoría de ellos se presentan contaminaciones esporádicas que no afectan paranada 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 tambiénlo hace la cantidad total de oxígeno disponible y, por tanto, el consumo de este porlos seres vivientes acuáticos aumenta por unidad de volumen. Por eso no es extrañoque haya grandes diferencias entre el verano y el invierno en lo que se refiere alOD.

Igualmente ocurre que este contenido varía del día a la noche, ya que losseres vivientes consumen oxígeno para la respiración las 24 horas del día. Sinembargo, la fotosíntesis solo se realiza con el concurso de la luz solar.

Se ha demostrado la existencia de una estrecha relación entre la distribuciónde oxígeno y la productividad de materia orgánica, viva o muerta. Por otro lado, lacantidad de OD en un cuerpo de agua está relacionada con su capacidad deautodepuración.

En la práctica, se puede comprobar que a 10 ºC, la distribución del oxígenoen el agua está regida por la presencia de materias vivas mediante la respiracióny muertas mediante la descomposición. En cambio, a temperaturas de 20 ºC omayores, es el metabolismo del conjunto de los organismos vivos presentes el quedetermina esta distribución.

El agua potable debe contener cierta cantidad de oxígeno disuelto. Debeestar bien aereada y es muy importante tener en cuenta las variaciones relativasde oxígeno disuelto, ya que si estas son grandes, es síntoma de un probable aumentode vegetales, materia orgánica, gérmenes aerobios, reductores inorgánicos, etcétera.

En algunos casos, el contenido de OD puede influir en las propiedadescorrosivas del agua, dependiendo de la temperatura (a mayor temperatura, mayorcorrosión) y del pH (a menor pH, mayor corrosión). Si este es el caso, en aguasque tienen suficiente contenido en calcio, se reduce la corrosión y se eleva el pHal valor de saturación del carbonato cálcico.

2.2.28 pH

Es un parámetro básico que indica el grado de acidez o basicidad del agua.


Este parámetro tiene mucha influencia en una serie de reacciones queocurren en el agua.

Por lo general, un agua con pH menor de 6,0 es considerada agresiva ycorrosiva 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 enla coagulación, desinfección y estabilización.

Durante la coagulación, la remoción de la turbiedad es eficiente por lo generalen un rango de pH de 6,0 a 7,8, mientras que la remoción del color se consigue conun pH de entre 4 y 6. Sin embargo, es necesario puntualizar que el pH óptimo paraambos casos debe determinarse por medio de la prueba de jarras.

La desinfección con cloro es más efectiva a un nivel bajo de pH. Esto sedebe a la mayor efectividad del ácido hipocloroso comparado con el ion hipocloritoy al hecho de que el ácido hipocloroso predomina con valores de pH bajos.

La estabilidad del agua depende del pH. Una planta de tratamiento debeproducir agua que no sea ni corrosiva ni incrustante. En la práctica, esto significaque 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 variaciónimportante en el transcurso del tiempo, debido a diversas causas, entre las cualesse encuentran la sobresaturación de CO2, como consecuencia de la presencia deplantas acuáticas o su contenido en el aire, reacciones químicas, temperatura,etcétera. La variación del pH entre las mediciones en campo y las realizadas en ellaboratorio puede llegar hasta la unidad, a pesar de haberse efectuado el mismodía.

El Canadá recomienda como valor guía para agua de bebida un rango 6,5 a8,5 para el pH.


2.2.29 Plaguicidas

Este nombre agrupa a un gran número de compuestos orgánicos que seusan con diversos propósitos en el campo agrícola: control de plagas, maleza,hierba, etcétera. Entre los plaguicidas más comunes tenemos los hidrocarburosclorados, los carbamatos, los organofosforados y los clorofenoles. La presenciade estos compuestos en niveles tóxicos genera problemas en el agua y en elambiente.

El efecto de los plaguicidas en la salud humana depende de su naturalezaquímica, pues mientras unos se acumulan en los tejidos, otros son metabolizados.

La remoción de los plaguicidas presentes en las aguas todavía se encuentraen la fase experimental, pero se sabe que su tratamiento con carbón activadoreduce notoriamente los niveles de algunos de estos compuestos.

Las guías de calidad indican valores específicos en cada caso, todos a nivelde 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 excesivasde plata pueden presentar decoloración permanente e irreversible de la piel, losojos y las membranas mucosas.

Todos los estudios que se han hecho sobre este elemento y sus posiblesefectos son preliminares, por lo cual no se puede postular límites sobre los nivelesque 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 pHentre 6 y 8. También ofrece buenos resultados el ablandamiento con cal con unpH entre 7 y 9.

Debido a que no hay suficiente información, las guías canadienses consideranque el límite no debe excederse de 0,05 mg/L en agua de consumo humano. Sinembargo, la OMS considera que no es necesario recomendar un límite de


concentración de plata en el agua de bebida, debido a que con concentracionesnormalmente encontradas en ella, no se han detectado daños en la salud de losconsumidores.

2.2.31 Plomo

Las fuentes naturales por lo general contienen plomo en concentracionesque varían notoriamente. Se pueden encontrar desde niveles tan pequeños comotrazas hasta concentraciones importantes que contaminan definitivamente el recursohídrico.

El plomo es un metal pesado en esencia tóxico; puede provocar en el hombreintoxicaciones agudas o crónicas. Es causa de la enfermedad denominada satur-nismo.

Es un elemento con gran capacidad de bioacumulación; afecta prácticamentea todos los órganos, tanto de los seres humanos como de los animales.

Los sistemas más sensibles a este metal son el nervioso (especialmente, enlos niños), el hematopoyético y el cardiovascular.

En instalaciones antiguas, la mayor fuente de plomo en el agua de bebidaproviene de las tuberías de abastecimiento y de las uniones de plomo. Si el agua esácida, puede liberar gran cantidad de plomo de las tuberías, principalmente enaquellas en las que el líquido permanece estancado por largo tiempo. Aun en elagua estancada por corto tiempo en una tubería de cobre-plomo, la concentraciónde este último metal puede llegar a hasta 100 µg Pb/L.

La remoción del plomo presente en el agua en los procesos convencionalesde floculación o ablandamiento con cal se realiza formando hidróxidos y carbonatosde plomo insolubles. Mediante este método es posible llegar a una eficiencia de98%.

La coagulación con aluminio con un pH de 6,5 a 7 puede lograr una remociónde 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 concentraciónde plomo, el sulfato férrico puede ser más efectivo para su remoción (15).


El ablandamiento cal-soda con un pH entre 7 y 11 puede remover por encimadel 90% de plomo en el agua (16).

Debido a que la exposición al plomo es muy común y por el peligro potencialque representa, las concentraciones de este metal en el agua deben ser las másbajas posibles.

La EPA ha establecido una concentración máxima de 0,015 mg/L, quedenomina nivel de acción; es decir, una concentración límite que sirve como unaviso para que los sistemas públicos de suministro de agua tomen medidas detratamiento (si es necesario, adicionales) cuando los niveles de las muestras deagua superen en más de 10% los valores permitidos.

Las Guías de Calidad para Agua de Bebida del Canadá especifican 0,05mg/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 tambiénpuede provenir de la erosión de depósitos naturales.

Las especies más frecuentes son Se (IV) y Se (VI). Ambas formas sonmuy estables e independientes una de la otra. Los métodos tradicionales de análisisno hacen una distinción especial entre ambas.

Los efectos del selenio en el hombre son similares a los del arsénico y, aligual que este, puede causar intoxicaciones agudas y crónicas que en algunoscasos pueden llegar a ser fatales. Entre los principales síntomas que presentan losintoxicados con selenio están la caída del cabello y de las uñas, el adormecimientode los dedos de las manos y los pies y problemas circulatorios.

Pruebas de laboratorio y en plantas piloto han demostrado que la remocióndel selenio es moderada (70–80%) en el proceso de coagulación con sulfato férricocon un pH entre 6 y 7, y que es menos efectiva con sulfato de aluminio. Losreportes indican que el intercambio iónico o la ósmosis inversa mejoran la efectividadde remoción, que puede llegar a ser superior a 90%.


Debido a que en la práctica el tratamiento solo tiene un efecto moderado enla 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 elementono esté por encima de 0,05 mg/L. El valor guía propuesto por la OMS y por elCanadá es 0,01 mg/L.

2.2.33 Sulfatos

Los sulfatos son un componente natural de las aguas superficiales y por logeneral 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, enfunción del contenido de calcio, podrían impartirle un carácter ácido.

Los sulfatos de calcio y magnesio contribuyen a la dureza del agua yconstituyen la dureza permanente. El sulfato de magnesio confiere al agua unsabor amargo.

Un alto contenido de sulfatos puede proporcionar sabor al agua y podríatener un efecto laxante, sobre todo cuando se encuentra presente el magnesio.Este efecto es más significativo en niños y consumidores no habituados al agua deestas condiciones.

Cuando el sulfato se encuentra en concentraciones excesivas en el aguaácida, le confiere propiedades corrosivas.

La remoción de sulfato puede resultar costosa y requerir métodoscomplicados, por lo cual es preferible elegir fuentes naturales con niveles de sulfa-to por debajo de los límites aconsejados.

Por sus efectos laxantes, su influencia sobre el sabor y porque no hay métodosdefinidos para su remoción, la OMS recomienda que en aguas destinadas alconsumo 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. LasGuías de Calidad para Agua de Bebida del Canadá recomiendan un máximo de500 mg/L.


3. CRITERIOS DE CALIDAD PARA LA SELECCIÓN DE UNAFUENTE 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 contaminantesfisicoquímicos. Los detalles sobre cada contaminante en forma individual se hantratado en la sección anterior.

3.1.1 Contaminantes inorgánicos

Este es el grupo que más dificultades puede presentar, ya que los métodosconvencionales de tratamiento no son efectivos en todos los casos.

Cuando se identifiquen contaminantes inorgánicos muy tóxicos enconcentraciones 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 oremover contaminantes inorgánicos deletéreos, como se expuso anteriormente, laforma química en la que estos se encuentren y el pH del agua son factores críticosque si no se toman en cuenta y no se controlan adecuadamente durante el procesode tratamiento, pueden hacer fracasar el método.

3.1.2 Contaminantes orgánicos

Los contaminantes orgánicos biodegradables son de fácil remoción y noconstituyen problema durante el tratamiento, siempre y cuando se encuentren enconcentraciones no excesivas. En este último caso, la precloración pude constituiruna alternativa que debe ser cuidadosamente controlada para evitar la formaciónde contaminantes aún más peligrosos.

Los contaminantes orgánicos no biodegradables (hidrocarburos, pesticidas,productos aromáticos, etcétera) son un problema difícil de afrontar para plantasde tratamiento convencionales. En la mayoría de los casos, pueden ser controladosmediante la adición de carbón activado pulverizado o el uso de carbón activadogranular dispuesto sobre los lechos de los filtros. Sin embargo, es necesarioconsiderar que esto representa costos adicionales de tratamiento y un mayor control


analítico, en la mayoría de los casos especializado, de los procesos de tratamientoen planta.

Se debe tomar en cuenta, además, que los pesticidas que se mencionan enlas normas de calidad representan a más de 700 compuestos orgánicos que hansido detectados en Estados Unidos en las aguas de bebida y que provienen decontaminaciones por descargas industriales o domésticas, escorrentías de zonasrurales o urbanas o descomposición natural de materia animal o vegetal.

Como se expuso, la descomposición de cierta materia vegetal genera ácidoshúmicos que, en combinación con el cloro usado en la desinfección, da origen a laformación de trihalometanos, compuestos que últimamente están siendo asociadosa la aparición de cáncer en animales de experimentación.

En casos en que se sospeche de la presencia de compuestos que puedandescomponerse en trihalometanos, el sistema de cloración deberá localizarse enotro punto o deberá cambiarse a otro agente desinfectante no halógeno como elozono.

3.1.3 Contaminantes radiológicos

Se deben considerar dos tipos de contaminación radiológica: la natural y laprovocada por el hombre.

Los radionúcleos naturales (emisores alfa) ocurren algunas veces en aguassubterráneas, pero el tratamiento con cal-soda empleado para el ablandamientoes suficiente para eliminarlos, así como la ósmosis reversa.

Los radionúcleos artificiales (emisores beta y gama) son el producto deresiduos de plantas atómicas o de fallas en su control y, por lo tanto, son fácilmentecontrolables si se ejerce una vigilancia permanente sobre ellas, ya que para sueliminación se requieren estudios particulares en cada caso.

No se ha tratado el tema de los contaminantes radiológicos porque se haconsiderado que están fuera de los alcances de este manual.


3.2 Criterios de selección de la fuente de agua cruda tomando en cuentalos aspectos fisicoquímicos

De acuerdo con lo expuesto anteriormente, para la adecuada selección deuna fuente de agua cruda con fines de potabilización, es necesario tener en cuentalas siguientes consideraciones:

a) El origen de la fuente de agua cruda y la identificación de los principalesafluentes y/o probables aportes de contaminación.

b) La calidad del agua cruda, teniendo en cuenta todos los parámetros quepueden influir en la salud de los consumidores.

c) El comportamiento de los constituyentes del agua, teniendo en cuenta losfactores ambientales que pueden influir en él.

d) La eficiencia del tratamiento empleado en la remoción de los tóxicosidentificados.

e) Los límites máximos de cada parámetro establecidos por las normas decalidad para el agua de consumo humano.

Por otro lado, el manejo racional de la calidad del agua requiere elconocimiento básico de los procesos que controlan la composición química delagua, 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 travésde un ciclo hidrológico.

Al evaluar un cuerpo hídrico superficial (río, lago, etcétera) como fuente deagua cruda para el consumo humano después del tratamiento, es necesario realizarinicialmente toda la gama de análisis fisicoquímicos con la finalidad de carac-terizarla. Este proceso no debe consistir en un muestreo puntual sino en todo un


programa de monitoreo que considere las condiciones climáticas, geológicas yambientales del lugar. Si se trata, por ejemplo, de un río, esta consideración ayudaráa solucionar problemas posteriores. Solamente decidir la ubicación más adecuadadel punto de captación del agua puede tener grandes implicancias, pues en muchoscasos será posible identificar descargas que pueden modificar sustancialmente lacomposición del recurso hídrico, por ejemplo. Una vez ubicado el punto de descargadel contaminante, se podrá definir la captación aguas arriba de esta y solucionarasí un problema importante para su potabilización e incluso reducir los costos deltratamiento.

4. EL AGUA POTABLE

4.1 Aspectos fisicoquímicos

Se conoce con este nombre al agua que ha sido tratada con el objetivo dehacerla apta para el consumo humano, teniendo en cuenta todos sus usos do-mésticos.

Algunas especies biológicas, físicas y químicas pueden afectar laaceptabilidad 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, compuestosorgánicos e inorgánicos en general.

Es necesario, asimismo, considerar las transformaciones químicas y bio-químicas 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, físicosy biológicos y sus mecanismos, a pesar de que son indispensables para comprenderlos efectos en la salud del consumidor.

Por citar un ejemplo, aún no se entiende bien la relación que existe entre ladureza 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 relacionadoscon algunas enfermedades de la población en diferentes áreas geográficas.


4.2 Criterios de calidad del agua para consumo humano: las Guías deCalidad para Aguas de Consumo Humano de la OMS

Los programas de control y vigilancia del agua potable requieren normasadecuadas que regulen la calidad del agua de consumo humano, que permitanseleccionar fuentes adecuadas de agua cruda y los procesos de tratamiento ydistribución.

Las Guías de Calidad para Aguas de Consumo Humano de la OMS (cuadro1-3) constituyen una herramienta válida referida a la calidad fisicoquímica delagua destinada al consumo del hombre. A partir de ellas cada país puede establecersus propias normas y tener en cuenta los siguientes criterios básicos:

1) Los valores establecidos para cada parámetro deben asegurar la acepta-bilidad 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 tomaren cuenta todos los usos domésticos.

3) Los valores establecidos sirven como señal para que cuando se supere estevalor:

a) Se investigue la causab) Se consulte con las autoridades responsables de la salud pública.

Las autoridades deben asegurar que la calidad del agua sea aceptable paraser consumida durante toda la vida. Las metas señaladas están dirigidas asalvaguardar la salud del consumidor. Algunas exposiciones a contaminantes porperiodos cortos pueden ser toleradas, siempre que el nivel de toxicidad se controleadecuadamente. El no cumplimiento de las metas señaladas por corto tiempo nosignifica necesariamente que el agua deba ser descartada definitivamente para elconsumo.

La elaboración de las normas nacionales de calidad del agua potable debetomar en cuenta consideraciones locales como la geografía, la situaciónsocioeconómica, la dieta y las actividades industriales.

Aspectos fisicoquímicos. Las normas de calidad fisicoquímica del aguapotable son muy estrictas respecto a sus regulaciones. Solo aquellas relacionadascon la preservación de la vida acuática son más exigentes.


En este manual hemos presentado lo dispuesto por las regulaciones internasde la EPA (4) en Estados Unidos, las Guías de Calidad para Aguas de ConsumoHumano de la OMS (3) y las Guías de Calidad de Agua para Bebida del Canadáde 1978 (2) (cuadro 1-3).


REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS

(1) Castro de Esparza, María Luisa. Parámetros físico-químicos que influyenen la calidad y en el tratamiento del agua. Lima, CEPIS, 1987.

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(9) Sorg, T. J. Treatment technology to meet the interim primary drinking waterregulation for organics. Journal of the American Water Works Association70, 1978, pp. 105-112.

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(11) White, G. C. Handbook of chlorination for potable water, wastewater, coolingwater, industrial processes, and swimming pools. Van Nostrand ReinholdCo., Cincinnati, Ohio, 1972.

(12) Leduc, G.; Pierce, R. C. y McCracken I. R. The effects of cyanides onaquatic organisms with emphasis upon freshwater fishes. Ottawa: AssociateCommittee on Scientific Criteria for Environmental Quality, NationalResearch Council of Canada, NRCC 19246, 1982.

(13) Sorg, T. J. Treatment technology to meet the interim primary drinking waterregulation for organics: Part 4. Journal of the American Water WorksAssociation 71, 1979, pp. 454-466.

(14) Logsdon, G. S. y Symons, J. M. Mercury removal by conventional water-treatment techniques. Journal of the American Water Works Association65, 1973, pp. 554-562.

(15) Agencia de Protección Ambiental de las Naciones Unidas-EPA. In-depthStudies on Health and Environmental Impacts of Selected WaterPollutants. 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.

CAPÍTULO 2

ASPECTOS BIOLÓGICOS DE LA CALIDAD DEL AGUA

Bióloga Margarita Aurazo de Zumaeta

Aspectos biológicos de la calidad del agua 59

1. INTRODUCCIÓN

Las aguas superficiales están expuestas a una amplia gama de factoresque pueden alterar su calidad biológica y ocasionar cambios simples o complejosy con diferentes niveles de intensidad. Esta alteración se puede originar en eventosnaturales o en actividades antropogénicas, como el uso doméstico del agua y laconsiguiente producción de aguas residuales, de la industria, minería y agricultura,entre otras.

La contaminación fecal de las fuentes de aguas superficiales paraabastecimiento de consumo humano es uno de los problemas más preocupantesen los países en vías de desarrollo. En las grandes ciudades esta contaminación sedebe principalmente al vertimiento de los desagües sin ningún tratamiento. Tambiénse ha observado que la contaminación fecal es intensa en las zonas de arrastreprovenientes de los corrales de engorde de bovinos y de las avícolas (1).

Además del vertimiento o infiltración de aguas residuales sin tratar, tam-bién aportan contaminantes los lixiviados de rellenos sanitarios, los efluentes deaguas residuales con tratamiento deficiente, las infiltraciones de tanques sépticos,etcétera. Asimismo, la escorrentía pluvial y las inundaciones ocasionan el deteriorode la calidad del agua de los recursos hídricos. En las zonas rurales la contamina-ción fecal se origina por la defecación a campo abierto y por la presencia de ani-males domésticos y silvestres que actúan como reservorios de agentes patógenos.

El uso de aguas superficiales como fuentes de agua de bebida implica unriesgo de transmisión de enfermedades hídricas. Los agentes patógenos involu-crados con la transmisión por esta vía son las bacterias, virus y protozoos, helmintosy cyanobacterias, que pueden causar enfermedades con diferentes niveles degravedad, desde una gastroenteritis simple hasta serios y a veces fatales cuadrosde diarrea, disentería, hepatitis o fiebre tifoidea. La transmisión hídrica es solo unade las vías, pues estos agentes patógenos también pueden transmitirse a través dealimentos, de persona a persona debido a malos hábitos higiénicos y de los animalesal hombre, entre otras vías.


Los agentes patógenos y los organismos productores de toxinas que puedenestar presentes en aguas superficiales y cuya transmisión hídrica está demostradapertenecen a los siguientes grupos:

Cuadro 2-1. Agentes patógenos y organismos productores detoxinas 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, asícomo su relación con los brotes epidémicos. En algunos casos no se ha detectadola fuente de origen pero, por las características del brote, se presume que sutransmisión ha ocurrido por la vía hídrica. Brotes de Giardia, Cryptosporidium yfiebre tifoidea con transmisión hídrica han sido bien documentados (Craun, 2001).

2. CARACTERÍSTICAS BIOLÓGICAS DE LAS AGUASSUPERFICIALES

2.1 Organismos propios de las aguas superficiales

En las aguas superficiales se encuentra una amplia gama de organismos noperceptibles a simple vista. En condiciones normales, estos organismos permitenel desarrollo de los ciclos biológicos y químicos en el cuerpo de agua y no sonnecesariamente nocivos para la salud o para el tratamiento del agua.

Los organismos propios de las aguas superficiales están en permanenteactividad 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 cualesse 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.


La supervivencia de los microorganismos propios de las aguas superficiales estáligada a la presencia de ciertos factores tales como temperatura, horas luz eintensidad luz, gas carbónico, nutrientes, minerales, entre otros, y precisamente lacontaminación del agua altera dichos factores debido a la introducción de sustan-cias extrañas al ecosistema.

En un ecosistema acuático, la luz solar regula la fotosíntesis y los organismosque tienen clorofila, como las algas, acumulan energía que utilizan para susostenimiento, crecimiento y reproducción. Este grupo de organismos son losproductores primarios, su energía es transmitida a los animales herbívoros, comolos Cladóceros, los Copépodos y los Rotíferos, que se alimentan de las algas y porello se les conoce como consumidores de primer orden. Estos, a su vez, sirvende alimento para los consumidores de los órdenes sucesivos. De este modo, seforma una red alimenticia cuya diversidad aumenta con la organización y complejidaddel ecosistema.

En las aguas superficiales existe un grupo de organismos que actúan en losprocesos de biodegradación. Este grupo está conformado principalmente porbacterias y hongos. Estos organismos transforman la materia orgánica muerta encompuestos inorgánicos simples. La biodegradación de la materia orgánica favo-rece la autodepuración de las aguas, que se produce cuando la materia está consti-tuida por sustancias que pueden ser biodegradadas por los microorganismosresponsables de esta actividad biológica.

Los organismos que en forma normal se encuentran en las aguas superficialesson los siguientes:

Algas. Son plantas de organización sencilla, fotosintéticas. Presentan clorofila.Existen en formas unicelulares, coloniales y pluricelulares. La clasificaciónsanitaria de las algas está basada en sus características más saltantes y defácil observación. Dicha clasificación considera los siguientes grupos: algasazul-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 lanaturaleza de los distintos hábitats, caracterizados a su vez por diferentesfactores ecológicos como la luz, la temperatura, los nutrientes como los nitratosy los fosfatos, el oxígeno, el anhídrido carbónico y las sales minerales (2).


El incremento anormal de las algas se produce por el exceso de nutrientesy cambios en la temperatura. Este fenómeno se conoce como eutrofizacióno eutroficación y tiene como consecuencia múltiples dificultades en eltratamiento y la desinfección del agua por la producción de triahalometanosy otras sustancias químicas que alteran el sabor y el olor del agua tratada.

Cuando las algas traspasan ciertos valores por unidad de volumen —valoresque dependen de la especie de alga predominante, la temperatura del agua,el tipo de tratamiento, etcétera—, causan problemas en las plantas detratamiento. 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 elagua; otras, como la Oscilatoria rubens, originan un color rojo.

Toxicidad. Algunos tipos de algas azul-verdes, actualmente denominadascyanobacterias, causan disturbios gastrointestinales en los sereshumanos.

Corrosión. Algas como la Oscillatoria pueden producir corrosión en laspiezas o tubos de concreto armado y en los tubos de acero expuestosa la luz. Algunas veces el agua influye en la modificación química delmedio.

Obstrucción de filtros. Cuando la decantación no se realiza en formaadecuada, pueden pasar organismos al filtro y colmatarlo. Lasdiatomeas constituyen el grupo de algas que causa mayores problemaspor poseer cubiertas de sílice que no se destruyen después de sumuerte.

Dificultad en la decantación química. Existen algunos tipos deCyanobacterias que al envejecer, forman bolas de aire en su citoplas-ma. Los flóculos de hidrógeno de aluminio aglutinan estas algas sindecantar y causan problemas.

Alteración del pH. Esta alteración se produce debido al consumo de CO2con precipitación de CaCO3, lo que aumenta el pH.


El control de la densidad de algas en las fuentes de agua destinadasal abastecimiento debe efectuarse en forma preventiva. Se debelimitar el ingreso de nitrato y de fosfatos a la fuente. En el caso deque se requiera un proceso correctivo, este puede efectuarse medianteel uso de alguicidas como el sulfato de cobre, el cloro o unacombinación de ambos.

En este proceso se deben tomar en cuenta muchos aspectos. Uno deellos es la cantidad de alguicida que se debe emplear. Se debe utilizaruna dosis que no afecte al hombre ni a los peces. La dosis debecalcularse según la especie predominante y su concentración. Elsulfato de cobre es uno de los alguicidas más usados. Debe emplearseen dosis inferiores a una parte por millón.

Bacterias. Son seres de organización simple, unicelulares. Se distribuyen en unaamplia variedad de sustratos orgánicos (suelo, agua, polvo atmosférico). Lamayor parte de bacterias son beneficiosas para el ecosistema acuático. Deellas depende la mayor parte de las transformaciones orgánicas. Favorecenla autodepuración de los cuerpos de agua. Existe otro grupo de bacteriasque son patógenas y que pueden causar enfermedades graves en el hombrey en los animales.

Protozoarios. Son organismos unicelulares, con una amplia distribución en loscuerpos acuáticos. La mayor parte de los protozoarios son beneficiosos,pues contribuyen a preservar el equilibrio de los ecosistemas acuáticos. Suincremento anormal puede ocasionar alteraciones en el ecosistema acuático;otro grupo de protozoarios son parásitos y pueden causar enfermedades enel hombre y en los animales.

Rotíferos, Copépodos y otros Crustáceos. Conforman los grupos predominantesdel zooplancton de aguas superficiales y, al igual que los protozoarios,participan en la cadena alimenticia de los ecosistemas acuáticos. Elincremento anormal del zooplancton causa un desequilibrio en el sistema ytrae 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 desarrollansu ciclo evolutivo en los diferentes estratos de la columna de agua. Otro grupode insectos solo desarrolla parte de su ciclo evolutivo en el agua, y en susestadios larvarios y como huevos conforman el zooplancton en forma temporal.


Los grupos de organismos antes mencionados están en permanente actividaddentro del cuerpo de agua, pero ninguno vive aislado. Su existencia depende delmedio, definido tal como vimos anteriormente.

Como puede observarse, los factores que intervienen en los ecosistemas deaguas superficiales son múltiples. Se considera que la calidad del agua superficiales muy variable y necesita caracterizarse durante un periodo determinado paradefinir los aspectos que deben considerarse en el tratamiento y los parámetrosque servirán para el control del mismo.

En conclusión, la presencia de los organismos de vida libre en condicionesnormales es beneficiosa para las aguas superficiales. Se convierte en un problemacuando su concentración y composición alteran la calidad del agua y se presentandificultades para el uso y tratamiento del recurso hídrico.

En el apartado siguiente se describen los agentes patógenos u organismosproductores de toxinas que pueden estar presentes en las aguas superficiales.

Bacterias Algas azules

12 3 4 5 6 7

8 9

Diatomeas

1213 14

15

1617 18

19

20 21

Crisofíceas

1011


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. Spirulinaplatensis. 8. Oscillatoria rubescens-Oscillatoria agardhii. 9. Oscillatoria redeckei. Crisofíceas: 10. Synurauvella. 11. Uroglena volox. Diatomeas: 12. Melosira granulata-Melosira varians-Melosira italica. 13.Tabellaria fenestrata-Diatoma vulgare-Diatoma elongatum. 14. Fragilaria crotonensis-Fragilariaconstruens. 15. Synedra ulna-Synedra acus. 16. Asterionella formosa. 17. Rhoicosphenia curvata-Stauroneis phoenicenteron. 18. Navicula rhynchocephala. 19. Pinnularia major. 20. Cymbella ventricosa.21. Gomphonema olivaceum-Epithemia turgida-Nitzchia acicularis-Nitzchia stagnorum-Cymatopleurasolea-Cymatopleura elliptica-Surirella biseriata-Surirella ovata-Surirella tenera. Clorofíceas: 22.Pediastrum boryanum. 23. Dictyosphaerium pulchellum-Selenastrum bibraianum-Anikistrodesmusacicularis. 24. Scenedesmus acuminatus. 25. Scenedesmus quadricauda-Enteromorpha intestinalis. 26.Chaetophora elegans.

Clorofíceas

22 23 2425

2627

28

Rotíferos Anélidos

41

40

Conyugadas Amebas Heliozoos

2930

31 32 33

Ciliados

34 39

38373635


2.2 Bacterias patógenas

Las bacterias son microorganismos unicelulares. Miden desde menos de unmicrómetro 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 sonesféricas, llamadas cocos, y otras espirales. Las bacterias se encuentran cubier-tas por una pared celular fuerte y rígida y están provistas de una cápsula viscosaque representa una capa protectora adicional, lo que permite su supervivencia enel ambiente, según las condiciones ambientales, durante varias horas o días.

Las bacterias patógenas de transmisión hídrica provienen de seres humanosy de animales de sangre caliente (animales domésticos, ganado y animalessilvestres). Estos agentes microbianos llegan a los cursos de agua a través de lasdescargas de aguas residuales sin tratar o con tratamiento deficiente, drenaje delluvias, 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 prácticade la defecación a campo abierto también constituye una fuente de contaminaciónde las aguas superficiales. En cambio, las aguas de origen subterráneo tienen unabaja incidencia de contaminación bacteriana (4).

Se ha demostrado la presencia de bacterias patógenas en aguas super-ficiales. Sin embargo, no todas las bacterias patógenas que se transmiten por elagua tienen igual significado para la salud. La presencia de algunas representa unserio riesgo y su eliminación del agua de consumo humano es de alta prioridaddebido a que su ingestión podría ocasionar una epidemia con consecuencias gravespara la salud de la población. Otras se presentan en forma natural en las aguas ynormalmente no son patógenas, pero pueden causar enfermedades en personascon ciertas deficiencias orgánicas que facilitan la infección. Estos microorganismosse denominan bacterias patógenas oportunistas.

Las bacterias patógenas que tienen un alto significado para la salud son elVibrio cholerae, la Escherichia coli enteropatogénica, la Salmonella typhi, laShigella, el Campylobacter jejune y la Yersinia enterocolitica, entre otras.Estas bacterias se transmiten por vía oral. La mayoría tiene un tiempo de persistenciaen el agua que va de corto a moderado, baja resistencia al cloro y una dosisinfectiva alta. Se ha demostrado que en algunas bacterias como la Salmonella, elreservorio animal cumple un papel importante. También se sabe que la mayoría debacterias patógenas no se multiplican en el ambiente, pero algunas, como el Vibriocholerae, pueden multiplicarse en aguas naturales.


Uno de los factores que permiten la transmisión hídrica es el alto número debacterias que elimina un individuo enfermo. En el caso de la Escherichia coli,elimina 108 por gramo de heces; en el dela Salmonella, 106; en el del Campylo-bacter, 107; y en el del Vibrio cholerae,106. Otro factor importante es el tiempode supervivencia en agua: la E. coli y laSalmonella viven 90 días, la Shigella semantiene por 30 días; el Campylobacter,por 7 días; y el Vibrio cholerae, por 30días. Con respecto a la dosis infectiva1 ,factor que debe tenerse en cuenta cuandose trata de interpretar el significado de lapresencia de las bacterias en el agua, lade E. coli está entre 102 y 109; la deSalmonella, en 107; y la de Vibriocholerae, en 103 (6).

La Escherichia coli es unabacteria que habita en forma normal en el intestino de los mamíferos. Algunascepas no son patógenas y otras causan enfermedades gastrointestinales a travésde una variedad de mecanismos. Se presentan formas enteropatógenas,

enteroinvasivas, enterotoxigénicas y las productorasde verocytoxina como la E. coli O157.

La epidemia del cólera ocurrida en Américaevidencia lo que puede suceder cuando un agua tienecalidad deficiente. Hasta 1991 no se habían detectadocasos de cólera en América. En forma repentina seidentificaron los primeros casos en Chimbote (Perú)y a los pocos días la enfermedad se había propagadohacia las ciudades de la costa y rápidamente a lospaíses vecinos. Los principales agentes etiológicosdel cólera son el Vibrio cholerae O1 y el V. choleraeO139. Aún está en estudio el rol que desempeñan elV. cholerae no O1 y el V. cholerae no O139 (7).

Figura 2-2. Aislamiento de Vibriocholerae en medio TSBS (5)

Figura 2-3. Bacilos deE. coli (3)

1 Dosis infectiva es el número de microorganismos necesarios para producir infección.


Se han detectado brotes epidémicos de origen hídrico asociados conSalmonella typhi y con menos frecuencia con S. paratyphi B u otro tipo deSalmonella. La S. typhi es el agente de la fiebre tifoidea. Otros tipos de Salmonellapueden causar gastroenteritis. Se han detectado brotes de salmonelosis causadospor el transporte de sedimentos contaminados en el sistema de distribución de agua.En algunos casos este ingreso se ha presentado por oscilaciones o intermitencias enel sistema. Se recomienda evitar las intermitencias, controlar la turbiedad y el clororesidual 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, colitishemorrágica y síndrome urémico hemolítico. Algunos brotes han sido atribuidos alagua 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 handemostrado la transmisión hídrica de la E. coli O157.

Isaacson (10) efectuó un estudio en aguas superficiales en una comunidadde Sudáfrica y detectó E. coli O157 en 18,4% de las muestras de agua y larelacionó con la ocurrencia de casos de diarrea hemorrágica en la población quese abastecía de dicha fuente. La identificación de E. coli O157 en el agua presentauna serie de dificultades. Una de ellas es que se encuentra en un bajo número demicroorganismos en el agua; por este motivo, las evidencias epidemiológicas sonesenciales para la investigación de un brote de E. coli O157 (8).

2.2.1 Escherichia coli

Estudios recientes han considerado la importancia del Campylobacter comoun 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 ycontaminada con residuos fecales de pájaros silvestres (6).

En las aguas superficiales sin tratar se ha demostrado la presencia de lasbacterias patógenas antes mencionadas. Es muy difícil demostrar que están en elagua tratada. Si se detectase su presencia, ello indicaría que se están presentandoserias fallas en el diseño y el manejo del sistema y también la posible presencia desedimentos en las redes de distribución del agua debido a fluctuaciones en lapresión. Los tratamientos convencionales y la desinfección son eficaces contralas bacterias patógenas.


Las bacterias patógenas oportu-nistas se presentan en forma natural enlas aguas y pueden causar enferme-dades cuando se exponen individuos ensituaciones de riesgo, como ancianos,niños, pacientes que están recibiendoterapias que disminuyen las defensas,individuos inmunodeprimidos y con sida.El agente microbiano puede producir unavariedad de infecciones que ingresan porla piel, las membranas mucosas de losojos, los oídos y la nariz, por vía oral einhalación. Estas bacterias puedenmultiplicarse en el agua tratada, tienenresistencia entre leve y moderada alcloro y no tienen reservorio animal. Lasbacterias hídricas patógenas oportunistas son Legionella, Pseudomonasaeruginosa, Aeromonas y Mycobacterium.

Las bacterias patógenas se encuentran dispersas en los cuerpos de aguasuperficiales. Para su determinación, se requiere alguna técnica de concentración,antes de efectuar el aislamiento e identificación. El análisis se realiza con el auxiliode medios de cultivo y temperaturas específicas.

2.3 Virus entéricos

Los virus son moléculas de ácido nucleico que pueden penetrar en las célulasy replicarse en ellas. Son acelulares y están constituidos por ácido nucleico y porproteínas. Entre las familias de Enterovirus que se han detectado en el agua estánlos Picornavirus, que miden entre 27 y 28 nanómetros; los Reovirus, de 70nanómetros; 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 excretadosen gran número en las heces de los individuos infectados. Algunos virus entéricossobreviven en el ambiente y permanecen infectivos. Es complicado encontrar larelación entre la ocurrencia de virus en el agua y el riesgo para la salud de lapoblación, debido a que en el desarrollo de la enfermedad están involucrados muchosfactores.

Figura 2-4. Microfotografía electrónicade virus (11)


La incidencia de los virus que infectan al hombre, tanto en los ambientesacuáticos como en los procesos de tratamiento, puede ser diferente de la incidenciade los indicadores fecales. Este comportamiento se debe a las siguientes razones:

• El número de virus en los ambientes acuáticos es generalmente inferior, envarios 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 difierefundamentalmente del de las bacterias, lo que determina que el comportamientoy la supervivencia sean diferentes.

En aguas superficiales sin tratar se ha detectado la presencia del grupoPicornavirus, que incluye al virus de la hepatitis A. Estos virus son sumamenteresistentes a la inactivación por los factores ambientales. Esto ocurre cuando losvirus se encuentran adheridos a los sedimentos y partículas propias de las aguassuperficiales. 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 rele-vancia para la salud pública y, en especial, para los niños, que pueden verseafectados por severos cuadros de diarrea. En aguas superficiales también se handetectado Adenovirus, que causan infecciones en la conjuntiva e infeccionesrespiratorias e intestinales; Norwalk virus, que causan infecciones en el yeyuno; yotros virus como los Reovirus, los Parvovirus y los Papovavirus. En general, losvirus entéricos son capaces de producir una variedad de síndromes que incluyengastroenteritis, fiebre, miocarditis, meningitis, enfermedades respiratorias y hepatitis.

Aún no se conoce con certeza la relación entre la presencia de virus en elagua y el riesgo para la salud humana debido a la variedad de factores que influyenen su transmisión por vía hídrica. La dispersión de las infecciones virales se agravapor la posible transmisión secundaria y aun terciaria debido a otras rutas diferentesdel agua, que en determinados casos constituye el origen de la infección. Untratamiento apropiado y la desinfección del agua son pasos esenciales para laeliminación de los virus.

Debido al riesgo que representa la presencia de virus en el agua deabastecimiento humano, es deseable que se incluya el análisis virológico en lavigilancia de la calidad del agua, pero debido al elevado costo de este tipo de


análisis, a la complejidad del procedimiento y al tiempo que demanda, no es posibleincluirlo como un parámetro de rutina en la vigilancia de la calidad del agua y aúnse considera válida la vigilancia en función de la detección de indicadoresbacteriológicos.

Los métodos de detección de virus incluyen la recuperación de pequeñascantidades de virus en volúmenes grandes de agua. Para su identificación, una delas técnicas más usadas es el PCR (13)2 . Sin embargo, se ha comprobado quealgunos compuestos orgánicos e inorgánicos pueden interferir en las reaccionespropias de la técnica de PCR, por lo cual se están introduciendo algunas variacionesen la técnica original como el uso de membranas de filtración electropositivas, queincrementan el nivel de eficiencia del método al favorecer la concentración de losvirus y eliminar los niveles de citotoxicidad de los compuestos orgánicos einorgánicos que pueden estar presentes en el agua (14). El PCR es un métodosensible, específico y rápido, y ha sido utilizado para detectar virus que afectan alos seres humanos, enterovirus, adenovirus y virus de la hepatitis A en aguas derío, 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 queposibilitan la contaminación con enteroparásitos. En primer lugar, se presenta lafalta de protección de las fuentes de agua. En muchos casos, los cursos de aguase convierten en cuerpos receptores de desagües evacuados de las ciudades,pueblos y caseríos; también reciben efluentes de camales y granjas. En las zonasrurales, donde es común que las personas defequen a campo abierto, lasescorrentías arrastran las heces de humanos y animales y las incorporan a loscursos de agua. Además, es común observar letrinas mal diseñadas donde losresiduos fecales son vertidos a las acequias que, a su vez, desembocan en loscursos de agua. Asimismo, en los ríos, lagos y lagunas habitan innumerables animalessilvestres que son reservorios de enteroparásitos.

El problema del enteroparasitismo en los países desarrollados estárelacionado principalmente con la transmisión de protozoarios patógenos comoGiardia y Cryptosporidium y en los países en vías de desarrollo, la poblaciónestá 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 campode la microbiología ambiental se usa para la identificación de especies.


Strongyloides; tenias como T. Solium, T. Saginata, Hymenolepis nana yprotozoarios como Giardia, Cryptosporidium y Entamoeba histolytica, entreotros.

El enteroparasitismo es una dolencia que contribuye a elevar el índice dedesnutrición infantil y produce alteraciones en el crecimiento, interferencias conla absorción de nutrientes, cuadros de anemia y de ulceración de la mucosaintestinal, incremento de casos de alergias, pérdida de energía y letargo, lo quedisminuye la capacidad de trabajo y la productividad y, en general, produce undeterioro de la calidad de vida en la población.

El mecanismo de transmisión de los enteroparásitos es la ingestión de aguao 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 factoresambientales, ecológicos y socioculturales. Se requiere una fuente de infección, ladispersión de los huevos y quistes en el ambiente, la ocurrencia de condicionesambientales que favorezcan su supervivencia y la presencia de huéspedes susceptibles.

Estudios procedentes de países desarrollados indican que la mayoría deaguas superficiales tienen niveles de contaminación parasitaria que deben serconsiderados en los procesos de tratamiento y desinfección del agua de consumohumano. Se afirma que 60% de los casos de giardiasis ocurridos en Estados Unidoshan sido transmitidos por vía hídrica. Diversos estudios epidemiológicos demuestran

Figura 2-5. Huevos y quistes de enteroparásitos (16)


que existe una clara relaciónentre la aparición de los brotesde giardiasis y cryptos-poridiosis y la presencia dequistes u ooquistes de Giardiay Cryptosporidium en elagua de abastecimiento. Ladetección de tasas por encimade los niveles endémicosindica que la epidemia está significativamente ligada a una transmisión hídrica.

Para la detección de quistes y ooquistes de protozoos3 y huevos de helmintosenteroparásitos en aguas superficiales crudas y tratadas, se requiere la concen-tración de un volumen de muestra mayor que el designado para los análisismicrobiológicos debido a que los huevos y quistes de enteroparásitos se encuentrandispersos en los cuerpos de agua superficial y sistemas de agua potable. La ma-yoría de investigadores sugiere 10 litros para aguas sin tratamiento y 100 litrospara aguas tratadas.

Un procedimiento de concentración de enteroparásitos es el equipo defiltración de grandes volúmenes de agua, que cuenta con un cartucho de hilo depolipropileno de un micrómetro de porosidad nominal. Otra alternativa es el uso decápsulas de muestreo. Para la identificación de los quistes, se están usandoanticuerpos monoclonales4 y PCR y, en el caso de los huevos, la observacióndirecta en el microscopio óptico.

2.4.1 Protozoarios patógenos

Las aguas superficiales están expuestas a la contaminación con quistes deGiardia y ooquistes de Cryptosporidium y otros protozoarios enteroparásitoscomo Entamoeba histolytica y Balantidium coli.

Figura 2-6. Cápsula de muestreo deenteroparásitos (17)

3 Los quistes y los ooquistes son estadios evolutivos de los protozoarios que se caracterizan portener una membrana protectora sumamente resistente a los factores ambientales. El trofozoíto esun estadio de los protozoarios; es vegetativo, se reproduce en el huésped y no es resistente a losfactores ambientales.

4 Anticuerpos monoclonales son anticuerpos específicos que permiten identificar especies.


Asimismo, en las aguas superficiales pueden estar presentes las amebaspatógenas de vida libre, como los géneros Naegleria y Acanthamoeba. Estasamebas se introducen por las vías nasales, al nadar o bucear en aguas dulces,especialmente en acequias estancadas o lagunas ubicadas en zonas de clima cálidoo a finales de verano, en manantiales con agua caliente o en grandes masas deagua calentadas por el vertimiento de aguas industriales, o en agua caliente detinas, pozas de aguas termales y piscinas públicas con deficiente mantenimientosanitario. Los trofozoítos de Naegleria colonizan las vías nasales y después invadenel cerebro y las meninges. La Acanthamoeba puede llegar al cerebro por víasanguínea y probablemente utiliza como punto de entrada lesiones en la piel o enla córnea. En personas que usan lentes de contacto blandos, la infección cornealcon Acanthamoeba se ha relacionado con la contaminación de la solución salinacasera que se usa como agente de limpieza o humedecimiento.

La contaminación de las fuentes de agua de origen superficial por parásitoses un aspecto que está siendo evaluado a escala mundial. Estudios procedentesde países desarrollados indican que la mayoría de aguas superficiales tienen nivelesde contaminación parasitaria que deben ser considerados en los procesos detratamiento y desinfección.

Diversos estudios demuestran los niveles de contaminación por parásitosen aguas superficiales. LeChevalier y colaboradores (18), que efectuaron unainvestigación en el este de Estados Unidos, encontraron en 86 muestras ooquistesde 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 muestrasde agua superficial y de Cryptosporidium en 87%, y observó niveles de 2,4 quistesde Giardia por litro y 2,7 ooquistes de Cryptosporidium por litro.

Rose (20) detectó ooquistes de Cryptosporidium en 91% de muestras deaguas residuales, en 77% de muestras de agua de río y de lago y en 83% demuestras 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 enlugares 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 lotanto, su calidad no está influenciada por la contaminación de origen antropogénico.


En los trabajos de Rose (22) y LeChevallier (19), en los cuales se analizaronmuestras de aguas prístinas, se demostró la importancia del aporte de los mamíferossilvestres y del ganado vacuno que pasta en las cuencas, los que constituyen unreservorio importante de protozoos entéricos.

Es difícil precisar el origen biológico de la contaminación por parásitos enaguas superficiales. Se ha demostrado la presencia de Giardia en el ganado vacuno,caballar, en ratas, ratones, castores, chinchillas y otros animales. Se piensa queexisten varios reservorios naturales, tanto silvestres como domésticos. Ongerth(23) efectuó un estudio en el cual observó un menor nivel de contaminación porparásitos de un cuerpo de aguas prístinas que el nivel presente en aguas cercanasa zonas donde se desarrollaban actividades humanas.

Giardia y Cryptosporidium son protozoarios parásitos de humanos yanimales. Numerosos estudios epidemiológicos han demostrado que la vía hídricaes la ruta más importante de transmisión; la ruta a través de los alimentos ha sidodemostrada en pocos casos. Giardia y Cryptosporidium están asociados conaguas de abastecimiento que provienen de fuentes de aguas superficiales.

Para lograr la remoción de protozoarios mediante el tratamiento y ladesinfección, se debe considerar lo siguiente:

• La remoción de partículas mediante coagulación, sedimentación, filtracióny desinfección.

• El tratamiento combinado de coagulación con filtración convencional lograuna remoción de 99 a 99,99% de quistes y ooquistes. La filtración es lamejor 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 contami-nación.

• El ooquiste de Cryptosporidium es 30 veces más resistente al ozono queel quiste de Giardia.

• Los quistes de Giardia y los ooquistes de Cryptosporidium son extrema-damente resistentes al cloro y demás desinfectantes en las concentracionesque comúnmente se usan en la desinfección del agua.

• El ozono y el dióxido de cloro son varias veces más efectivos para Giardiay Cryptosporidium que el cloro libre.


Los reportes mencionan que al menor incremento de la turbiedad en elagua tratada, aumenta el riesgo de transportar partículas con las mismasdimensiones de la Giardia y el Cryptosporidium. Se observan las siguientescondiciones de riesgo:

• Aguas con turbiedad de 0,7 pueden indicar la presencia de quistes. Ideal esuna 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 Cryptos-poridium. 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 Cryptosporidiumse encuentran dispersos en los cuerpos de agua superficial y en los sistemas deagua potable, estos deben ser concentrados. La mayoría de investigadores sugierende 100 a 1.000 galones de muestra (25); el volumen de muestra necesario para elanálisis de Giardia y Cryptosporidium en el agua aún no está estandarizado.

Uno de los procedimientos de concentración se realiza mediante el equipode filtración de grandes volúmenes con un cartucho de hilo de polipropileno de unmicrómetro de porosidad nominal. Actualmente, para la concentración de Giardiay Cryptosporidium, la firma Pall Gelman Sciences cuenta con una cápsulacompleta de muestreo Envirochek. Esto permite la captura y recuperación deCryptosporidium y Giardia según el Protocolo ASTM P 229. Con característicassemejantes a Envirochek, la firma Hach tiene el sistema analítico ProNetic.


Para la identificación, se están usando anticuerpos monoclonales y métodosmoleculares muy sensibles, pero que tienen sus limitaciones cuando se empleanen muestras ambientales. Una de las limitaciones es el tamaño de muestra resultantede la extracción, así como el tiempo que toma el procedimiento y el costo.

Recientes estudios han mostrado muy buenos resultados en la detección deprotozoarios en muestras ambientales mediante la prueba de PCR combinada conla lisis, extracción, amplificación y detección. Es un método simple, específico yrápido; el sistema capturador da al método una alta sensibilidad y especificidad eincluso con un límite de detección muy bajo, el nivel de detección de la técnica dePCR es de un ooquiste/L (26, 27).

El método 1622 de la EPA para la detección de ooquistes de Cryp-tosporidium involucra la filtración, concentración, separación inmuno-magnética,la detección mediante anticuerpos monoclonales y la evaluación en el microscopiode inmunofluorescencia (28, 29).

Aún existe dificultad para determinar la infectividad de los quistes u ooquistesde Cryptosporidium. Carreno (30) demostró que varios de los reactivos utilizadosen las pruebas —por ejemplo, el etanol— impiden la determinación de dichacapacidad. Recientes estudios a nivel molecular han hecho posible diferenciar losooquistes patógenos procedentes de humanos de los que tienen otro origen (31).

A continuación se describen los principales protozoarios que podrían sertransmitidos por vía hídrica.

Figura 2-7. Quiste de Entamoebahistolytica (16)

Entamoeba histolytica. Es un proto-zoario que produce la amebiasis, la disenteríaamebiana y la hepatitis amebiana. Presentados estadios evolutivos bien definidos: elestadio de quiste y el de trofozoíto. El quistemide entre 3 y 5 micrómetros y es la únicaforma en la que se observa en aguas super-ficiales. Tiene forma redonda u oval, eshialino, con pared lisa. El estadio de trofozoítomide entre 10 y 60 micrómetros y se loencuentra alojado en el huésped definitivo,el hombre.


El trofozoíto es una ameba que tiene la capacidad de reproducirse en lostejidos humanos. En el intestino es capaz de lesionar la mucosa intestinal y migrara otros órganos como el hígado, el pulmón y el cerebro. Los trofozoítos se ubicanen el intestino y posteriormente se transforman en quistes y salen al exterior conlas heces. Estos quistes se dispersan en el ambiente y contaminan las aguassuperficiales, 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, elestadio 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 enfermedaddenominada balantidiasis, balantidiosis o disentería por balantidios.

Presenta dos estadios evolutivos bien definidos: el estadio de quiste y el detrofozoíto. El quiste mide aproximadamente 55 micrómetros de diámetro. El quistesin teñir es amarillo verdusco. Solo posee macronúcleo7 , vacuolas contráctiles8 ycilios9 .

Figura 2-9. Trofozoíto de E. histolyticaen úlcera amebiana intestinal (32)

Figura 2-8. Trofozoíto de Entamoebahistolytica (16)

6 Un protozoario ciliado posee cilios que le permiten moverse.7 El macronúcleo es un organelo que sirve para la reproducción y nutrición de los protozoarios

ciliados.8 Vacuolas contráctiles: órganos excretores de los animales unicelulares.9 Cilios: pestañas vibrátiles localizadas en toda la superficie del ciliado; tienen función locomotora.


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 menosfrecuente.

El trofozoíto es ciliado. Mide entre 50 y 200 micrómetros de largo por 41-70micrómetros de ancho. Cuando infecta el intestino, ocasiona lesiones en la paredintestinal, produce úlceras, a veces perfora la pared intestinal. En el intestino, lostrofozoítos se enquistan y los quistes salen al exterior con las heces. Estos quistesse dispersan en el ambiente y contaminan las aguas superficiales, los suelos y losalimentos.

La infección se realizamediante la ingesta de los quistescon el agua o alimentos. Losquistes son muy resistentes a losfactores ambientales. El estadiode trofozoíto no es capaz de so-brevivir fuera del huésped. Tam-bién es posible la transmisióndirecta de persona a persona.

Giardia lamblia. Agenteetiológico de la giardiasis, llama-da también lambliasis. Es un

Figura 2-11.Trofozoíto deBalantidium coli (33)

Figura 2-10. Quiste deBalantidium coli (33)

Figura 2-12. Trofozoítos de B. coli enúlcera intestinal (16)


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 formaelipsoide, 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. Midede 12 a 15 micrómetros de largo, es piriforme12 , con simetría bilateral13 , el extremoanterior ancho y redondo y el extremo posterior termina en punta. En la parteventral tiene un disco suctorio14 , dos núcleos, dos axostilos, dos cuerpos parabasalesy cuatro flagelos.

El trofozoíto se ubica en el duodeno y las primeras porciones del yeyuno. Elparásito absorbe el alimento del contenido intestinal y de las células epiteliales delintestino. Produce inflamación y trastorna la absorción de la vitaminas y grasas.

Tanto los trofozoítos como los quistes salen al exterior con las deposicionesdel huésped, se dispersan en el ambiente y contaminan las aguas superficiales, los

Figura 2-13. Quiste de Giardialamblia (16)

Figura 2-14. Trofozoíto de Giardialamblia (16)

1 0 Un protozoario flagelado posee organelos en forma de látigo, que le sirven para el movimiento ypara atraer partículas alimenticias.

1 1 Axostilos son organelos rígidos que se encuentran en el citoplasma de los flagelados.1 2 Es decir, tiene forma de pera.1 3 Es decir, ambas mitades del parásito son iguales.1 4 El disco suctorio es un organelo de estructura muscular que funciona a manera de ventosa; tiene

función de fijación.

1 0 Un protozoario flagelado posee organelos en forma de látigo, que le sirven para el movimiento ypara atraer partículas alimenticias.

1 1 Axostilos son organelos rígidos que se encuentran en el citoplasma de los flagelados.1 2 Es decir, tiene forma de pera.1 3 Es decir, ambas mitades del parásito son iguales.1 4 El disco suctorio es un organelo de estructura muscular que funciona a manera de ventosa; tiene

función de fijación.


suelos y los alimentos. El trofozoíto muere rápidamente y los quistes sobreviven alas condiciones ambientales.

Los quistes llegan hasta el hombre mediante la ingestión de agua o alimentoscontaminados. Se ha demostrado que los quistes son sumamente resistentes a ladesinfección con cloro y sobreviven en el ambiente durante varios meses.

El tiempo de supervivencia de los quistes en el agua depende de latemperatura. Pueden sobrevivir por periodos mayores a 77 días a temperaturas de20 °C. Se ha reportado como punto térmico letal 54 °C (35).

Cryptosporidium. Agente etiológico de la cryptosporidiasis. Es unprotozoario coccidio que presenta dos estadios evolutivos: el ooquiste, que midede 5 a 6 micrómetros, es de pared gruesa y tiene cuatro esporozoítos15 , y eltrofozoíto.

El trofozoíto se reproduce asexual y sexualmente. Algunos zigotos16

evolucionan a ooquistes. El trofozoíto y las formas sexuales y asexuales del parásitose localizan en el intestino delgado.

Figura 2-16. Quiste deCryptosporidium parvum (34)

Figura 2-15. Trofozoítos de Giardialamblia en sondeo duodenal

(Adaptación de [32])

1 5 Esporozoíto es un estadio de reproducción asexual.1 6 Zigoto es un estadio de reproducción sexual.


Produce infiltración mononuclear y atrofia de las vellosidades intestinales.La enfermedad es persistente en las personas inmunodeprimidas. Se ha demostradoque en pacientes con sida los cuadros clínicos persisten por muchos meses ypueden 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. Laremoción por pretratamiento químico y la filtración son barreras importantes pararemover los ooquistes del agua.

Cuando falla una de estas medidas, se pueden ocasionar brotes de granmagnitud en la población. Se ha demostrado que el Cryptosporidium es resistentea las concentraciones de cloro que normalmente se usan para la desinfección deagua. Recientes investigaciones han concluido que el dióxido de cloro es máseficiente que el cloro libre residual para la inactivación de los ooquistes deCryptosporidium (36).

2.4.2 Helmintos enteropatógenos

Los helmintos son animales invertebrados, vermiformes17 , a los quecomúnmente se les denomina gusanos. En las aguas superficiales se puedenpresentar huevos de dos grupos de helmintos: Nematodos y Platelmintos. En elagua pueden estar presentes otros tipos de helmintos patógenos, pero su transmisiónno ocurre a través del agua de bebida.

Figura 2-17. Trofozoíto deCryptosporidium parvum (34)

Figura 2-18. Esporozoítos deCryptosporidium parvum en mucosa

intestinal (34)

1 7 Vermiforme: de forma de gusano.


Los Nematodos son gusanos redondos, como el Ascaris lumbricoides, ylos Platelmintos son acintados, como la Taenia solium.

Ascaris lumbricoides. Es el agente etiológico de la ascariasis. Es unNematodo que presenta diferenciación sexual: la hembra mide aproximadamente30 centímetros y el macho 15 centímetros. Tiene los extremos aguzados y es decolor rosa nacarado. La hembra puede desovar aproximadamente 200.000 huevospor 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 conta-minadas con huevos de Ascaris. En el organismo humano cumplen un complicadomecanismo de desarrollo hasta que los adultos se instalan en el intestino delgado.

Las infestaciones masivas pueden causar síndrome de mala absorción conalteraciones en la absorción de grasas, proteínas e hidratos de carbono. En otrosindividuos se presentan cuadros de hipersensibilidad.

Figura 2-19. Adulto de Ascarislumbricoides (16)

Figura 2-20. Huevo de Ascarislumbricoides (16)

1 8 Es decir, no lisa sino con una serie de lóbulos muy pronunciados.


Trichuris trichiura. Es el agente etiológico de la tricocefalosis. Es unNematodo blanquecino que presenta diferenciación sexual. La hembra mide de35 a 50 milímetros de largo y el macho, de 20 a 25 milímetros.

Figura 2-21. Obstrucción intestinal deA. lumbricoides en un niño de

2 años (32)

Figura 2-22 Adulto de Trichuristrichiura (16)

Figura 2-24. Infección masiva con miles deadultos de Trichuris trichiura en el intestino

grueso (32)

Figura 2-23. Huevo de Trichuristrichiura (16)

Es delgado en la parte anterior y grueso en la parte posterior. Se ha calculadoque cada hembra elimina entre 200 y 300 huevos por gramo de heces.

Los huevos son elípticos de color parduzco, miden entre 40 y 50 micrómetrosy presentan una gruesa envoltura de doble contorno. En ambos polos tienentampones mucosos que confieren al huevo un aspecto típico de tonel.

El huevo debe desarrollarse en el ambiente para ser infectivo, presenta unagran resistencia a las condiciones adversas del ambiente y puede conservar suviabilidad durante años.


El daño de la tricocefalosis es directamente proporcional al número deespecímenes presentes en el intestino. La tricocefalosis masiva puede produciranemia e interfiere en la absorción intestinal.

El único huésped es el hombre, quien se infecta al ingerir agua y alimentoscontaminados con huevos de Trichuris trichiura.

Taenia solium. La Taenia solium produce la teniasis y la cisticercosis. Elcerdo es el huésped definitivo habitual. Es un Cestodo19 . El espécimen adultomide de 3 a 5 metros de longitud, presenta un escólex20 armado con una coronade ganchos con los cuales se fija al intestino. El hombre se infecta al ingerir carnede cerdo mal cocida, pero también puede contaminarse con la ingestión de huevosde Taenia solium y adquirir la enfermedad llamada cisticercosis. Es esta forma laque puede ser transmitida por el agua de bebida.

El hombre puede adquirir la cisticercosis por la ingestión de huevos de Taeniaen el agua o en los alimentos. Los huevos miden entre 30 y 40 micrómetros dediámetro, son esféricos, de paredes gruesas y radiadas y en su interior encierranun embrión provisto de seis ganchos, llamado embrión hexacanto. Esta es la formainfectiva para el huésped intermediario.

Figura 2-25. Escólex de Taeniasolium (16)

Figura 2-26. Huevo de Taenia sp. (16)

1 9 Los Cestodos son una clase de Platelmintos que tienen forma de cinta.2 0 El escólex es un órgano de los Cestodos que les sirve para fijarse al intestino del huésped.


Una vez en el intestino, el embriónpenetra en la mucosa intestinal, cae alos vasos sanguíneos y es conducido porla sangre a varios órganos. Los cisti-cercos se pueden ubicar, en el hombre,en el tejido celular subcutáneo, en lamusculatura esquelética, en el sistemanervioso central y sus anexos, en elcorazón, el hígado, el pulmón, etcétera.Los daños que causa una cisticercosisdependen del órgano afectado y de otrosfactores propios de la parasitosis.Cualquiera que sea su localización, lossignos y los síntomas de la cisticercosis son los de un tumor que afecta al órganocomprometido.

2.5 Cyanobacterias (algas azul-verdes)

Las afloraciones de Cyanobacterias son muy comunes en los lagos yreservorios que sirven de fuente de agua. Estas bacterias son capaces de producirdos tipos de toxinas ampliamente conocidas, las microcystinas o hepatotoxinas,producidas por Microcystis, Oscillatoria y Anabaena, y las neurotoxinasproducidas por Anabaena, Oscillatoria, Nostoc y Cylindrospermum. Las toxinaspueden producir gastroenteritis en la población y las hepatotoxinas pueden ocasionarmuerte por shock.

Las microcystinas son solublesen agua. Se han aislado aproxima-damente 60 variedades de micro-cystinas en afloramientos y cultivosde Cyanobacterias, y se ha observadoque con un pH neutro, la microcystinaes estable y se pueden presentarremanentes después del hervido (37).

El excesivo crecimiento de lasCyanobacterias es producido fre-cuentemente por el deterioro de la

Figura 2-27. Cisticercosis cerebral (16)

Figura 2-28. Microcystis aeruginosa (3)


calidad de las aguas. A menudo este deterioro se origina en las actividadesantropogénicas 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 losanimales terrestres, pueden causar efectos crónicos y agudos en la fauna acuática(37).

Hay un número no confirmado de reportes sobreproblemas de salud causados por toxinas algales yrelacionados con el agua de bebida. Estudios epidemio-lógicos y de casos aislados de gastroenteritis y hepatitisrelacionados con Cyanobacterias han sido reportados enNorteamérica, África, Australia y América del Sur (38).Falconer también presenta evidencias acerca de latoxicidad de las Cyanobacterias. Este autor efectuó unestudio en una comunidad australiana en la que ob-servaron lesiones en el hígado en un grupo de individuosque ingerían agua proveniente de un reservorio local enel que comúnmente ocurrían afloramientos de Microcystisaeruginosa.

En 1996 en Caruaro, Brasil, un grupo de pacientes en hemodiálisisexperimentó una hepatitis severa después del tratamiento; más de 100 individuospresentaron un cuadro hepático grave y 50 de ellos murieron. Se efectuó unainvestigación y se demostró que había insuficiencias en la remoción de lasmicrocystinas en el tratamiento del agua utilizada para la hemodiálisis (39).

Algunos investigadores sugieren que la exposición crónica a través del aguade bebida a las microcystinas puede inducir al crecimiento de tumores ocarcinogénesis. La Organización Mundial de la Salud propone 1.000 ng/L comovalor guía para las microcystinas en el agua de consumo humano (40).

Estudios efectuados por Karner (39) demuestran que con un tratamientoconvencional que incluya sedimentación y filtración se logra una remoción de 1 a3 log de la concentración de microcystinas. La adición de un pretratamiento químicocon sulfato de cobre o permanganato de potasio reduce las microcystinas en unpromedio de 61%. La coagulación con aluminio seguida de una sedimentaciónreduce un promedio de 96%. También se ha obtenido una buena remoción detoxinas con carbón activado. Estos estudios se han efectuado observando solo la

Figura 2-29. Anabaenasp. (3)


remoción de microcystinas. Se requiere conocer el comportamiento de los otrostipos de toxinas producidas por las Cyanobacterias.

El uso de alguicidas debe efectuarse con criterio técnico, debido a que, como sunombre lo dice, ocasionan la muerte masiva de algas y es posible que su usoinadecuado conduzca a la producción de olores desagradables y a una alteracióndel sabor del agua en los reservorios.

2.6 Organismos cuya presencia en el agua tratada origina reclamos enlos usuarios

Frecuentemente, en las fuentes de agua y en los reservorios se presentananimales invertebrados de vida libre y algas que pueden pasar a los sistemas dedistribución de agua tratada, generalmente debido a fallas en la filtración, y supresencia en el agua de consumo puede causar pánico en la población u originarun incremento de la turbiedad, alteraciones en el sabor y el olor o afectar la calidadestética del agua.

Estos invertebrados no son patógenos, pero representan un riesgo detransporte de agentes microbianos. Una de las causas es que el cloro actúa enforma limitada sobre ellos y no ejerce ningún efecto sobre las partículas, en cuyosintestinos y otros órganos podrían podrían encontrarse incorporados micro-organismos.

Figura 2-30. Organismos de vida libre (3)

Crustáceos

Anélidos

Larvas de dípteros


Se han identificado dos grupos de invertebrados que deben ser controladosen un sistema de abastecimiento: los invertebrados que nadan libremente en elagua y los que se mueven a lo largo de la superficie o están adheridos a ellas, y losque viven en el limo. En el primer grupo están los Copépodos como el Cyclops yotros Crustáceos como el Gammarus. El segundo grupo incluye a los Bryozooscomo la Plumatella, a los Nais, nemátodos de vida libre, y a las larvas de Chiro-nomidos.

En estaciones de verano los filtros de arena pueden tener problemas con lasobrepoblación de larvas de dípteros como Chironomidos y Culex. Su presenciapuede causar problemas en los filtros debido a que los filtros pueden colapsar ycausar un arrastre del agua no filtrada.

La solución de este problema es compleja y debe tener en cuenta el hábitatde la especie predominante y su ciclo de vida, además de los riesgos ambientalesy para la salud humana que pueden derivarse de la aplicación de biocidas.

Se ha demostrado que las infestaciones por Bryozoos pueden ser tratadascon una dosis alta de cloro a 10 mg/L durante 24 horas, seguida de un enjuague delas paredes a presión. También se usa permetrina. La dosis no debe exceder de10 mg/L por un lapso de 14 a 48 horas, pero el agua tratada no debe descargarsea los cursos de agua debido a que con esta concentración es tóxica para peces yotras formas de vida acuáticas. Antes de ser eliminada, el agua debe recibirtratamiento. También se debe tener en cuenta que las personas con diálisis renalno 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 encontrarseen una muestra de agua, así como la complejidad de la mayor parte de las técnicasde enriquecimiento y aislamiento e identificación, hacen inviable el control rutinariode todos estos microorganismos. Por esta razón se hizo necesario elegir micro-organismos 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.


La evaluación de la calidad microbiológica del agua de abastecimientohumano se efectúa mediante la determinación de indicadores. Los que comúnmentese utilizan son los coliformes totales, los coliformes termotolerantes (fecales), laEscherichia coli y las bacterias heterotróficas mesófilas aerobias viables.

Se han efectuado interesantes estudios con el objeto de conocer la relaciónque existe entre la presencia de determinados indicadores de contaminación en elagua 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 cuatroindicadores bacterianos (coliformes termotolerantes, Escherichia coli, enterococosy estreptococos fecales) y se efectuó un seguimiento epidemiológico de los cuadrosde diarrea en niños menores de 2 años. Se observó una tasa altamente significativade enfermedades diarreicas solamente en los niños que bebían agua con Esche-richia coli en concentraciones mayores a 100/100 mL.

Esto sugiere que en los países en vías de desarrollo en los cuales la calidaddel agua es de buena a regular —es decir, agua con ausencia o escaso número deEscherichia coli— y donde se presenta una alta tasa de enfermedades diarreicasproducidas por microorganismos hidrotransmisibles, hay otros mecanismos quecumplen un rol importante en la transmisión de dichas enfermedades. Entre estosmecanismos están las condiciones de almacenamiento del agua y la forma depreparar y almacenar los alimentos que han estado en contacto con el aguacontaminada. Estos factores favorecen la multiplicación de algunas bacteriaspatógenas procedentes del agua contaminada y la producción de toxinas, lo cualincrementa la tasa de enfermedades diarreicas.

Grupo colifome. Los coliformes son bacterias que habitan en el intestinode los mamíferos y también se presentan como saprofitos en el ambiente, exceptola Escherichia, que tiene origen intestinal. Los coliformes tienen todas las caracte-rísticas requeridas para ser un buen indicador de contaminación. Este grupo demicroorganismos pertenece a la familia de las enterobacteriáceas. Se caracterizanpor su capacidad de fermentar la lactosa a 35-37 °C en un lapso de 24-48 horas yproducir ácido y gas. Los siguientes géneros conforman el grupo coliforme:

• Klebsiella• Escherichia


• Enterobacter• Citrobacter• Serratia

De este grupo, la Escherichia y ocasionalmente la Klebsiella tienen lacapacidad de fermentar la lactosa no solo a las temperaturas indicadas, sino tambiéna 44,5 °C. A los miembros de este grupo se les denomina coliformes termoto-lerantes (fecales).

Coliformes totales. Los coliformes totales se caracterizan por su capacidadde fermentar la lactosa a 35-37 °C en 24-48 horas y producir ácido y gas. Tienenla enzima cromogénica B galactosidasa, que actúa sobre el nutriente indicadorONPG21 . Este nutriente sirve como fuente de carbono y su efecto consiste en uncambio de color en el medio de cultivo. La reacción se detecta por medio de latécnica de sustrato definido. Las técnicas de análisis más conocidas son la pruebade tubos múltiples y la de filtración con membrana.

Los coliformes totales se reproducen en el ambiente, proporcionan informa-ción sobre el proceso de tratamiento y acerca de la calidad sanitaria del agua queingresa al sistema y de la que circula en el sistema de distribución. No constituyenun indicador de contaminación fecal.

Coliformes termotolerantes (fecales). Se sabe que la contaminación fecaldel agua está relacionada con la transmisión de agentes patógenos por el agua.Por este motivo, se requieren métodos sensibles que permitan medir el grado decontaminación fecal.

Se denomina coliformes termotolerantes a ciertos miembros del grupo debacterias coliformes totales que están estrechamente relacionados con la contami-nación fecal. Por este motivo, antes recibían la denominación de coliformesfecales; estos coliformes generalmente no se multiplican en los ambientes acuáticos.

Los coliformes termotolerantes crecen a una temperatura de incubación de44,5 °C. Esta temperatura inhibe el crecimiento de los coliformes no tolerantes.Se miden por pruebas sencillas, de bajo costo y ampliamente usadas en losprogramas de vigilancia de la calidad del agua. Las técnicas de análisis más

2 1 ONPG: Orto-nitrofenil-β-d-galactopiranosido.


conocidas son la prueba de tubosmúltiples y la de filtración conmembrana; actualmente el mercadoofrece otras técnicas más avan-zadas, pero el empleo de las técnicastradicionales está aprobado por losestándares internacionales.

Escherichia coli. Es elprincipal indicador bacteriano en elagua. Diversos estudios handemostrado que la E. coli estápresente en las heces de los seres humanos y los animales de sangre calienteentre 108 y 109 por gramo de heces. No se multiplican en forma apreciable en elambiente.

La E. coli fermenta la lactosa y produce ácido y gas. Tiene la enzimacromogénica B glucuronidasa, que actúa sobre el nutriente indicador MUG22 .Este nutriente sirve como fuente de carbono y su efecto se visualiza por lafluorescencia en el medio de cultivo. La reacción se detecta mediante la técnicade sustrato definido.

Con esta última técnica, es posibleanalizar E. coli directamente del agua. Suimportancia como organismo indicador decontaminación fecal está adquiriendo másfuerza (43).

Recuento en placa de bacteriasheterotróficas mesófilas viables. El re-cuento en placa de bacterias heterotróficasdetecta una amplia variedad de micro-organismos, principalmente bacterias queson indicadoras de la calidad microbiológicageneral del agua.

Figura 2-31. Técnica de filtración conmembrana (42)

2 2 MUG: 4-metil-umbeliferil β-d-glucoronico.

Figura 2-32. Coliformes fecales porel método de membrana (42)


Se ha comprobado que el conteototal es uno de los indicadores másconfiables y sensibles del tratamientoo del fracaso de la desinfección. Parasu determinación, se emplea unaprueba sencilla y de bajo costo. Losmétodos son vertido en placa, difusiónen superficie y filtración con mem-brana. Se emplea un medio de cultivorico en nutrientes, como el extracto delevadura. La incubación se realizadurante 48 horas a 35 °C.

Como se puede apreciar, la evaluación de la calidad microbiológica estábasada en la determinación de indicadores bacterianos: coliformes totales ycoliformes termotolerantes, los cuales son removidos con mayor facilidad que losquistes de protozoarios. Esto quiere decir que la ausencia de coliformes no indicaen forma absoluta la ausencia de quistes. Ante un brote epidémico de entero-parásitos, no bastaría la determinación de coliformes, sobre todo cuando el aguaes de origen superficial y ha sido sometida únicamente a la desinfección.

A partir de numerosos estudios, se ha encontrado que en el agua superficialsin tratamiento existe una buena correlación entre la presencia de algas y la deprotozoarios enteroparásitos y, en el agua tratada, entre la presencia de protozoarios ylos niveles de turbiedad, así como con el conteo de partículas de 5 micrómetros (21).

3. CRITERIOS BIOLÓGICOS DE CALIDAD PARA LA SELECCIÓNDE UNA FUENTE DE AGUA CRUDA

Es más seguro obtener un suministro de agua con calidad satisfactoria parael consumo humano cuando se utilizan fuentes de agua con baja o nula contamina-ción y se tiene en cuenta su variabilidad en caudal y calidad.

La calidad bacteriológica del agua, relacionada con los niveles decontaminación fecal, es una de las variables que se tienen en cuenta para la selecciónde la fuente. Otra variable con igual importancia es el tipo de tratamiento quetécnica y económicamente se puede adoptar.

Figura 2-33. Técnica del número másprobable por tubos múltiples (44)


Número decoliformes

termotolerantespor 100 mL

La contaminación fecal de los cursos de agua es un aspecto que tienesingular importancia cuando se evalúan los cursos de agua a fin de considerarloscomo posibles fuentes. El proyecto del Sistema Mundial de Vigilancia del MedioAmbiente de la OMS y el Programa de Naciones Unidas para el Medio Ambienteha evaluado la calidad de los recursos de agua dulce en todo el mundo y ha podidocomprobar que solo 19% de los 105 ríos evaluados en el proyecto tienen nivelesde contaminación por coliformes termotolerantes inferiores a 100/100 mL (OPS,1996). En la siguiente tabla se pueden apreciar las frecuencias de los valoresencontrados:

Cuadro 2-2. Contaminación por coliformes termotolerantesen los cursos de agua por regiones del mundo

Número de ríos en cada región

América América Central Europa Asia-del Norte y del Sur Pacífico

< 10 8 - 1 111-100 4 1 3 2101-1.000 8 10 9 141.001-10.000 3 9 11 1010.001-100.000 - 2 7 2Total de ríos 23 22 31 29

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, laOrganización Mundial de la Salud recomienda la protección de las fuentes deagua y la adecuada selección del tipo de tratamiento para asegurar la ausencia depatógenos y evitar la transmisión de enfermedades hídricas. El grado de tratamientorequerido depende de la naturaleza del contaminante y del nivel de contaminaciónfecal de la fuente.

Teniendo en cuenta solo los niveles de contaminación fecal, se recomiendanlos siguientes tratamientos:


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 < 20 Desinfecciónde contaminación fecalCuencas no protegidas y > 20 – 2.000 Filtración y desinfeccióncon contaminación fecalAlta contaminación fecal > 2.000 – 20.000 Filtración, desinfección más la

adición de un tercer procesoMuy alta contaminación > 20.000 No recomendada como fuentefecal de agua

Fuente: (6).

La adecuada selección de la fuente de agua y la adopción de las medidasde protección tanto en el curso de agua como en los embalses permitirá limitar lainversión en costosos y complejos tratamientos.

4. EL AGUA POTABLE. ASPECTOS BIOLÓGICOS

El agua potable no debe contener agentes patógenos que puedan afectar lasalud del consumidor. Específicamente, los indicadores de contaminación fecal,coliformes termotolerantes y Escherichia coli no deben estar presentes en 100mL de muestra. Esta calidad debe mantenerse desde que el agua sale de la plantade tratamiento —o de la fuente de agua, en el caso de aguas de origen subte-rráneo— hasta llegar al consumidor.

Las causas de la aparición de brotes epidémicos transmitidos por el agua deconsumo son la falta de protección de las fuentes de agua, el tratamiento en plantasque carecen de una adecuada operación y mantenimiento, y deficiencias en lasredes de distribución (45).

La buena calidad microbiológica del agua potable debe mantenerse en todala red de distribución y esto se logra mediante una adecuada presión en todo elsistema, el mantenimiento de la red y el control del nivel de cloro residual, unprograma de vigilancia y control de la calidad del agua y la incorporación de


programas de control de las conexiones cruzadas que incluya inspeccionesperiódicas, entre otras actividades.

Recientes evidencias han demostrado que la intrusión en el sistema dedistribución es frecuente y es necesario considerar las variaciones que experimentela calidad del agua. Besner (46) propuso un modelo de simulación que identificalos factores responsables de las variaciones de la calidad del agua y al aplicarlopudo deducir que a temperaturas mayores de 20 ºC y niveles de cloro entre 0,01 y0,03 mg/L se pueden presentar coliformes en el agua de abastecimiento. Lasprobabilidades se incrementan si se presenta un flujo que produzca un arrastre desedimento.

En las últimas décadas se ha reportado una variedad de brotes epidémicosde enfermedades hídricas atribuidas a deficiencias en el sistema de distribución.Los patógenos que con mayor frecuencia se presentaron en estos brotes fueronGiardia, Salmonella, virus Norwalk, Shigella, Campylobacter, hepatitis A, E.coli O157:H7 y Cyclospora (45). La contaminación del agua potable ocurrió pordos causas: conexiones cruzadas y retrosifonaje debido a instalaciones inapropiadasy a un inadecuado mantenimiento.

5. LAS GUÍAS DE CALIDAD DE LA OMSASPECTOS 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 norepresente ningún riesgo para la salud.

Las enfermedades transmitidas por el agua o por medios afines figuranentre las tres causas principales de enfermedad y muerte en el mundo y contribuyena la elevada mortalidad infantil, la reducida esperanza de vida y la mala calidad devida. Estas enfermedades podrían prevenirse si se adoptaran medidas eficacespara evitar la transmisión. Entre estas medidas una de las más importantes es elsuministro de agua potable en cantidad y calidad apropiada para el abastecimientohumano.

Es difícil contar con estudios epidemiológicos que permitan conocerprofundamente los riesgos para la salud que representa un determinado nivel depatógenos en agua, debido a que la infección depende de múltiples factores como


conocer el grado de infectividad del patógeno y el grado de inmunidad de losconsumidores.

Las Guías de Calidad para Aguas de Consumo Humano de la OMS indicanque no es práctico monitorear cada agente patógeno que está en el agua y que elenfoque más lógico es detectar organismos que por lo general se encuentran enlas heces de los seres humanos y de los animales de sangre caliente.

En las guías se mencionan dos tipos de indicadores microbiológicos: loscoliformes termotolerantes y los coliformes totales y, como organismo indicadorde mayor precisión para detectar la contaminación fecal, la Escherichia coli.Las guías establecen que el agua de bebida no debe contener agentes patógenosque puedan ser transmitidos a los seres humanos mediante la ingestión del agua ypropone que los coliformes termotolerantes o E. coli no deben estar presentes en100 mililitros de muestra en el agua tratada, tanto la entubada como la transportadaen camiones cisterna o almacenada en reservorios de agua potable. En el caso desistemas de suministro en los cuales se cuenta con un programa de vigilancia queconsidera un número de muestras y una frecuencia adecuada, se acepta la presenciade coliformes totales en el sistema de distribución en un máximo de 5% de lasmuestras tomadas en un periodo de 12 meses.

La vigilancia de la calidad del agua efectuada a través de la medición de losparámetros antes mencionados garantiza, con las limitaciones y el grado deincertidumbre que conlleva la aplicación de cualquier sistema de vigilancia, que elagua está libre de microorganismos infecciosos.



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CAPÍTULO 3

PROCESOS UNITARIOS Y PLANTAS DE TRATAMIENTO

Ing. Lidia de Vargas

Procesos unitarios y plantas de tratamiento 105

1. INTRODUCCIÓN

Las diversas actividades agrícolas, ganaderas, industriales y recreacionalesdel ser humano han traído como consecuencia la contaminación de las aguassuperficiales con sustancias químicas y microbiológicas, además del deterioro desus características estéticas.

Para hacer frente a este problema, es necesario someter al agua a una seriede operaciones o procesos unitarios, a fin de purificarla o potabilizarla para quepueda ser consumida por los seres humanos.

Una operación unitaria es un proceso químico, físico o biológico medianteel cual las sustancias objetables que contiene el agua son removidas o transforma-das en sustancias inocuas.

La mayor parte de los procesos originan cambios en la concentración o enel estado de una sustancia, la cual es desplazada o incorporada en la masa deagua. Este fenómeno recibe el nombre de transferencia de fase. Son ejemplos deello la introducción de oxígeno al agua (transferencia de la fase gaseosa a lalíquida) y la liberación de anhídrido carbónico contenido en el agua (transferenciade la fase líquida a la gaseosa) mediante el proceso de aereación.

2. PRINCIPALES OPERACIONES UNITARIAS EMPLEADAS EN ELTRATAMIENTO DEL AGUA

Los principales procesos de transferencia utilizados en el tratamiento delagua para consumo humano son los siguientes:

— transferencia de sólidos;— transferencia de iones;— transferencia de gases, y— transferencia molecular o de nutrientes.


2.1 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 retienenlos sólidos de tamaño mayor a la separación de las barras, como ramas,palos y toda clase de residuos sólidos. También está considerado en estaclasificación el microcernido, que consiste básicamente en triturar las algasreduciendo su tamaño para que puedan ser removidas mediante sedimen-tación.

• 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, sedimen-tadores y decantadores; en estos últimos, con el auxilio de la coagulación.

• Flotación

El objetivo de este proceso es promover condiciones de reposo, para quelos sólidos cuya densidad es menor que la del agua asciendan a la superficiede la unidad de donde son retirados por desnatado. Para mejorar la eficienciadel proceso, se emplean agentes de flotación.

Mediante este proceso se remueven especialmente grasas, aceites, turbiedady color. Los agentes de flotación empleados son sustancias espumantes ymicroburbujas de aire.

• Filtración

Consiste en hacer pasar el agua a través de un medio poroso, normalmentede arena, en el cual actúan una serie de mecanismos de remoción cuyaeficiencia depende de las características de la suspensión (agua máspartículas) y del medio poroso.


Este proceso se utiliza como único tratamiento cuando las aguas son muyclaras 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 dearroz, la cáscara de coco quemada y molida y también el pelo de coco en elcaso de los filtros rápidos. En los filtros lentos lo más efectivo es usarexclusivamente 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 quetiene propiedades coagulantes, la cual transfiere sus iones a la sustanciaque se desea remover, lo que neutraliza la carga eléctrica de los coloidespara 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 dela coagulación. Este proceso se utiliza principalmente para remover laturbiedad y el color.

• Precipitación química

La precipitación química consiste en adicionar al agua una sustancia químicasoluble 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 durezacarbonatada (ablandamiento), mediante la adición de cal.

• Intercambio iónico

Como su nombre lo indica, este proceso consiste en un intercambio deiones entre la sustancia que desea remover y un medio sólido a través delcual se hace pasar el flujo de agua. Este es el caso del ablandamiento delagua mediante resinas, en el cual se realiza un intercambio de iones de caly magnesio por iones de sodio, al pasar el agua a través de un medio poroso


constituido por zeolitas de sodio. Cuando la resina se satura de iones decalcio y magnesio, se regenera introduciéndola en un recipiente con unasolución saturada de sal.

• Absorción

La absorción consiste en la remoción de iones y moléculas presentes en lasolución, concentrándolos en la superficie de un medio adsorbente, mediantela acción de las fuerzas de interfaz. Este proceso se aplica en la remociónde 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 incorporadoen 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 oburbujeo.

Se usa en la remoción de hierro y manganeso, así como también de anhídridocarbónico, ácido sulfhídrico y sustancias volátiles, para controlar lacorrosión 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 saprofitasdegradan la materia orgánica y transforman sustancias complejas en material


celular vivo o en sustancias más simples y estables, incluidos los gases de descom-posición.

También los organismos fotosintéticos convierten sustancias inorgánicassimples en material celular, utilizando la luz solar y el anhídrido carbónico productode la actividad de las bacterias y, a la vez, generan el oxígeno necesario para lasupervivencia de los microorganismos aeróbicos presentes en el agua.

Este tipo de transferencia se lleva a cabo en la filtración, en la cual losmecanismos de remoción más eficientes se deben a la actividad de los micro-organismos.

2.5 Otros procesos utilizados

Además de los procesos de transferencia expuestos, también se utilizan enel tratamiento del agua para consumo humano la estabilización de solutos, ladesalinización y la fluoruración.

• Estabilización de solutos

La estabilización de solutos consiste en transformar un soluto objetable enuna forma inocua, sin llegar a su remoción. Son ejemplos de este procesola transformación del anhídrido carbónico contenido en el agua en bicar-bonato soluble mediante la adición de cal o el pasar el agua a través delechos de mármol. También se puede citar la transformación de ácidosulfhídrico 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 realizarmediante destilación, ósmosis inversa, etcétera.

• Fluoruración

Adición de fluoruros al agua para evitar las caries dentales, principalmenteen los niños menores de 5 años.


3. PLANTAS DE TRATAMIENTO DE AGUA O PLANTASPOTABILIZADORAS

Una planta de tratamiento es una secuencia de operaciones o procesosunitarios, convenientemente seleccionados con el fin de remover totalmente loscontaminantes microbiológicos presentes en el agua cruda y parcialmente losfísicos y químicos, hasta llevarlos a los límites aceptables estipulados por lasnormas.

3.1 Tipos de plantas de tratamiento de agua

Las plantas de tratamiento de agua se pueden clasificar, de acuerdo con eltipo de procesos que las conforman, en plantas de filtración rápida y plantas defiltración lenta.

También se pueden clasificar, de acuerdo con la tecnología usada en elproyecto, en plantas convencionales antiguas, plantas convencionales de tecnologíaapropiada 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 operancon velocidades altas, entre 80 y 300 m3/m2.d, de acuerdo con las característicasdel agua, del medio filtrante y de los recursos disponibles para operar y mantenerestas 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 aplicael 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 filtrantedevolviéndole su porosidad inicial y reanudar la operación de la unidad.

De acuerdo con la calidad del agua por tratar, se presentan dos solucionesdentro de este tipo de plantas: plantas de filtración rápida completa y plantas defiltración directa.


• Planta de filtración rápida completa

Una planta de filtración rápida completa normalmente está integrada porlos procesos de coagulación, decantación, filtración y desinfección. El procesode coagulación se realiza en dos etapas: una fuerte agitación del agua para obteneruna dispersión instantánea de la sustancia coagulante en toda la masa de agua(mezcla rápida) seguida de una agitación lenta para promover la rápida aglome-ración y crecimiento del floculo (etapa de floculación).

La coagulación tiene la finalidad de mejorar la eficiencia de remoción departículas coloidales en el proceso de decantación (sedimentación de partículasfloculentas). El proceso final de filtración desempeña una labor de acabado, le dael pulimento final al agua.

De acuerdo con las investigaciones realizadas por la Agencia de ProtecciónAmbiental (EPA) de los Estados Unidos, el filtro debe producir un efluente conuna turbiedad menor o igual a 0,10 UNT para garantizar que esté libre de huevosde parásitos (Giardia, Cryptosporidium, etcétera). Para lograr esta eficiencia enla filtración, es necesario que los decantadores produzcan un agua con 2 UNTcomo máximo.

Finalmente, se lleva a cabo la desinfección, proceso común a los dos tiposde plantas, las de filtración rápida completa y las de filtración directa. La funciónprincipal de este proceso es completar la remoción de microorganismos patógenosque no quedaron retenidos en el filtro y servir de protección contra la contami-nación que el agua pueda encontrar en el sistema de distribución.

La desinfección, en la forma en que normalmente se aplica (esto es, conresidual libre de 1 mg/L a la salida de la planta y tiempo de contacto mínimo de30 minutos), solo tiene la capacidad de remover bacterias. Como se verádetalladamente en el capítulo sobre desinfección, para remover huevos de parásitosse necesitarían aplicar dosis altísimas y disponer de tiempos de contacto muylargos, que hacen impracticable el proceso. Como los huevos de parásitos songrandes, un filtro que opere eficientemente y reciba agua con no más de 2 UNTpuede producir un efluente exento de huevos de parásitos.

Las altas tasas con las que operan estos sistemas, así como el empleo de lacoagulación (proceso cuya operación requiere sumo cuidado), demandan recursos


humanos capacitados, por lo que debe estudiarse con detenimiento la posibilidadde 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 disponiblepara construir la planta obliguen a adoptar este tipo de sistema, se deberán desarro-llar las condiciones locales necesarias para asegurar una buena eficiencia en calidady cantidad.

En el cuadro 3-1 se indican los rangos de calidad del agua en los que puedeconsiderarse esta alternativa de tratamiento.

Cuadro 3-1. Límites de calidad del agua aceptables para el tratamientomediante filtración rápida completa (1)

Parámetros 90% del 80% del Esporádicamentetiempo tiempo

Turbiedad (UNT) < 1.000 < 800 < 1.500; si excede,considerarpresedimentación

Color (UC) < 150 < 70NMP de coliformes < 600 Si excede de 600,termotolerantes/100 mL se debe considerar

predesinfección

••••• Filtración directa

Es una alternativa a la filtración rápida, constituida por los procesos demezcla rápida y filtración, apropiada solo para aguas claras.

Son ideales para este tipo de solución las aguas provenientes de embalses orepresas, que operan como grandes presedimentadores y proporcionan aguasconstantemente claras y poco contaminadas.

Cuando la fuente de abastecimiento es confiable —caso de una cuencavirgen o bien protegida—, en la que la turbiedad del agua no supera de 10 a 20UNT el 80% del tiempo, y no supera 30 UNT ni 25 UC el 90% del tiempo, puedeconsiderarse la alternativa de emplear filtración directa descendente.


Cuando el agua viene directamente del río y aunque clara la mayor partedel año, presenta frecuentes fluctuaciones de turbiedad, normalmente se considerauna floculación corta, generalmente de no más de 6 a 8 minutos, para obtener unefluente de calidad constante, aunque con carreras de filtración más cortas. Estaes la alternativa más restringida de todas en cuanto a la calidad de agua que se vaa tratar.

En el caso de aguas que el 90% del tiempo no sobrepasan los 100 UNT ylas 60 UC y alcanzan esporádicamente hasta 200 UNT y 100 UC, podrían sertratadas mediante filtración directa ascendente.

La tercera alternativa disponible para aguas relativamente claras es lafiltración directa ascendente–descendente. Esta alternativa es aplicable a aguasque el 90% del tiempo no sobrepasan las 250 UNT ni las 60 UC, y alcanzan espo-rádicamente más de 400 UNT y 100 UC.

El cuadro 3-2 sintetiza los rangos de calidad de agua óptimos para cadaalternativa de tratamiento mencionada. Este tipo de soluciones requieren un amplioestudio 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 90% del 80% del Esporádicamentetiempo tiempo

Turbiedad (UNT) 25 - 30 <20 < 50Filtración directa Color verdadero (UC) < 25descendente NMP de coliformes

totales/100 mL < 2.500Concentración dealgas (unidades/mL) < 200

Filtración directa Turbiedad (UNT) < 100 < 50 < 200ascendente Color (UC) < 60 < 100Filtración directa Turbiedad (UNT) < 250 < 150 < 400ascendente– Color (UC) < 60 < 100descendente


Además de las especificaciones de calidad de agua indicadas en el cuadroanterior, se deberán tener en cuenta otros parámetros de calidad de la fuente quese indican en el cuadro 3-3.

Cuadro 3-3. Otros parámetros de calidad importantes parala filtración directa (2)

Parámetros Valores recomendables

Sólidos suspendidos (mg/L) < 50Carbono orgánico total (mg/L) < 5pH 5,5–6,5Fósforo total (mg/L) < 0,05Nitrógeno total (mg/L) < 5Clorofila (µg /L) < 10Coliformes totales (colif./100) < 2.500Hierro (mg/L) 10Manganeso (mg/L) 2

Tener en cuenta estas restricciones es más importante en el caso de lafiltración dinámica descendente, en la que el agua tiene un tiempo de retenciónmuy corto dentro de la planta, alrededor de 5 minutos mientras atraviesa elmezclador y el filtro, por lo que si se producen bruscos cambios en la calidad enla fuente, no hay tiempo suficiente para modificar la dosificación.

Sin embargo, la economía que se obtiene en estos casos en el costo inicialde las obras al considerar apenas dos procesos, así como en la operación ymantenimiento de la planta (ahorro de 40% a 50% de sustancias químicas) justificaampliamente 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 y0,30 m/h; esto es, con tasas como 100 veces menores que las tasas promedioempleadas en los filtros rápidos; de allí el nombre que tienen. También se lesconoce como filtros ingleses, por su lugar de origen.

Los filtros lentos simulan los procesos de tratamiento que se efectúan en lanaturaleza en forma espontánea, al percolar el agua proveniente de las lluvias,


ríos, lagunas, etcétera, a través de los estratos de la corteza terrestre, atravesandocapas de grava, arena y arcilla hasta alcanzar los acuíferos o ríos subterráneos. Aligual que en la naturaleza, los procesos que emplean estos filtros son físicos ybiológicos.

Una planta de filtración lenta puede estar constituida solo por filtros lentos,pero dependiendo de la calidad del agua, puede comprender los procesos de desa-renado, presedimentación, sedimentación, filtración gruesa o filtración en gravay filtración lenta.

Los procesos previos al filtro lento tienen la función de acondicionar lacalidad del agua cruda a los límites aceptables por el filtro lento. Con el tren deprocesos indicados se puede remover hasta 500 UNT, teniendo en cuenta que elcontenido de material coloidal no debe ser mayor de 50 UNT; es decir, que lamayor parte de las partículas deben estar en suspensión para que sean removidasmediante métodos físicos.

El cuadro 3-4 indica el número de procesos que debe tener la planta paradiferentes rangos de turbiedad, color y contaminación microbiológica del aguacruda.

Cuadro 3-4. Límites de calidad del agua para tratamientomediante filtración lenta (1)

Procesos Parámetros 90% del 80% del Esporádicamentetiempo tiempo

Turbiedad (UNT) < 20 < 10 < 50Filtro lento Color verdadero (UC) < 15 < 5

Concentración dealgas (UPA/mL) 250DBO5 (mg/L) 5NMP de coliformestotales/100 mL 1.000NMP de coliformesfecales/100 mL 500

Filtro lento + Turbiedad (UNT) 25prefiltro de Color (UC) 15 < 5 < 25grava NMP de coliformes

totales/100 mL 5.000


Procesos Parámetros 90% del 80% del Esporádicamentetiempo tiempo

NMP de coliformesfecales/100 mL 1.000Concentración dealgas (UPA/mL) 1.000

Filtro lento + Turbiedad (UNT) 100 < 50 < 500Prefiltro de Color (UC) < 15 < 5 < 25grava + sedi- NMP de coliformesmentador totales/100 mL 10.000

NMP de coliformesfecales/100 mL 3.000Concentración dealgas (UPA/mL) 1.000

Filtro lento + Turbiedad (UNT) 100 < 50 < 1.000Prefiltro de Color (UC) < 15 < 5 < 25grava + sedi- NMP de coliformesmentador + totales/100 mL 10.000presedimen- NMP de coliformestador fecales/100 mL 3.000

Concentración dealgas (UPA/mL) 1.000

4. CLASIFICACIÓN DE LAS PLANTAS DE FILTRACIÓN RÁPIDAPOR EL TIPO DE TECNOLOGÍA UTILIZADA

Las características tecnológicas del sistema deben de estar de acuerdo conlos recursos económicos, humanos y materiales disponibles localmente para quese puedan cumplir los objetivos de tratamiento previstos.

Por el tipo de tecnología utilizada en la Región, las plantas de filtraciónrápida 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.

Cuadro 3-4. Límites de calidad del agua para tratamientomediante filtración lenta (1) (continuación)


4.1 Sistemas convencionales

Convencionales clásicos

Este tipo de sistema esel más antiguo en nuestromedio. Se ha venido utili-zando desde principios delsiglo pasado (1910–1920).Se caracteriza por la granextensión que ocupan las uni-dades, principalmente eldecantador rectangular deflujo horizontal, el cual nor-malmente se diseña con tasascomprendidas entre 10 y 60m3/m2.d. Véase la figura 3-1.

Para mejorar el fun-cionamiento de los sistemas convencionales, se fueron agregando equiposmecánicos y actualmente la mayor parte de estos sistemas son mixtos, están consti-

tuidos por unidades hidráulicasy mecánicas.

Inicialmente estas plantascarecían de mezcladores y se lesagregó retromezcladores. Losfloculadores pueden ser hidráu-licos o mecánicos, los decanta-dores rectangulares de flujohorizontal y en algunos casos devuelta en U, como el de la figura3-2.

Los decantadores de vuel-ta en U tienen muchos problemas

en su comportamiento, debido a que el giro del flujo dentro de la unidad ocasionaun camino oblicuo y en las zonas adyacentes se forman espacios muertos.

Figura 3-1. Decantador rectangular deflujo horizontal (3)

Figura 3-2. Decantador de vuelta en U (3)


Los filtros son de tasaconstante de 120 m3/m2.d y denivel variable. Generalmente,el lecho filtrante es simple, solode arena. Estas instalaciones secaracterizan por una grangalería de tubos a través de loscuales pasa el agua filtrada, elagua para el lavado de losfiltros y el desagüe del retro-lavado (figura 3-3). El agua yla carga para el retrolavado dellecho filtrante normalmenteson proporcionadas por untanque elevado, el cual es alimentado mediante una estación de bombeo desde lacisterna de aguas claras.

En la época en que estos sistemas fueron proyectados, el tratamiento deagua era más un arte que una ciencia. Las investigaciones más importantes en elcampo del tratamiento del agua se realizaron a partir de la década de 1960. Antesde ello, los proyectistas aplicaban criterios y parámetros por intuición, con muypoco fundamento técnico. A esto se debe que estos sistemas presenten muchasdeficiencias; sin embargo, debido al gran tamaño de las unidades, presentan unpotencial enorme para convertirlos en sistemas convencionales de alta tasa. Sucapacidad se puede incrementar por lo menos en tres o cuatro veces con muypoca inversión.

Los diseños de las figuras 3-4 y 3-5 muestran, en primer lugar, dosfloculadores hidráulicos y dos decantadores convencionales de vuelta en U, concapacidad para tratar 250 L/s.

En el diseño de la figura 3-5, la misma planta, optimizada prácticamentesobre las mismas estructuras, está ahora compuesta por dos floculadores hidráulicosampliados, cuatro decantadores de placas y una batería de cuatro filtros de tasadeclinante y lavado mutuo, con canales intermedios de interconexión entre lasunidades para darle mayor flexibilidad a la operación, algo que antes no tenía. Deese modo, se ha podido obtener una planta completa con capacidad para tratar550 L/s a muy bajo costo.

Figura 3-3. Galería de tubos convencional (3)


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 idoperfeccionando cada vez más a la luz de las últimas investigaciones realizadas enlos países desarrollados. Las unidades son de alta tasa, ocupan una extensión queconstituye el 25% ó 30% del área que ocupa un sistema convencional de la mismacapacidad. La reducción del área se debe al empleo de floculadores verticalesque por su mayor profundidad ocupan menos área que los horizontales y permitencompactar mejor el sistema. Véase la figura 3-6.

Los decantadores son de placas inclinadas a 60 °C, de tal modo que el áreade decantación real es la suma de las proyecciones horizontales de todas las placas,lo que equivale a la superficie del fondo del decantador convencional.

Figura 3-5. Sistema convencional optimizado

Figura 3-4. Sistema convencional antiguo


Los filtros se proyectan enbaterías para ser operados conaltura variable y por el principiode tasa declinante, de acuerdocon el cual filtros operan convelocidades decrecientes, entrelavado y lavado, y se desfasanen la operación; de este modo,mientras unos están empezandolas carreras los otros están a lamitad y el resto terminándola.Así, entre todos llegan a asumirla capacidad completa delsistema y el caudal permanece constante. El lavado de una unidad se efectúa

mediante el caudal que produ-cen los otros filtros en opera-ción, por lo que no se precisade sistema de bombeo ni detanque elevado. En estossistemas el agua decantada,filtrada, para el retrolavado yel desagüe del retrolavado seconducen mediante canales, notienen galerías de tubos. Estascaracterísticas hacen que estetipo de sistemas tengan uncosto inicial muy bajo. El costode operación también es muchomás bajo que el de otros sistemas,debido a que no requieren ener-

gía eléctrica para su funcionamiento, son muy compactos y se reduce también lacantidad 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 recientesinvestigaciones. Tiene el mérito de encerrar bajo su aspecto sencillo procesos

Figura 3-6. Floculadores hidráulicos de flujovertical (3)

Figura 3-7. Planta de tecnología apropiadade 120 L/s (3)


complejos y sumamente eficientes, por lo que realmente es una tecnologíade avanzada.

• Es fácil de construir, operar y mantener

El equipamiento ha sido reducido al mínimo imprescindible. Los procesosse generan mediante energía hidráulica; el 100% de las obras son civiles.Por lo tanto, son fáciles de construir con los recursos normalmente disponi-bles en los países en desarrollo. La operación es sencilla porque carecen demecanismos complicados y, por consiguiente, el mantenimiento es econó-mico, fácil y rápido de realizar. Por estas razones, se la denomina tecnologíaapropiada para países en desarrollo.

• Es muy económica

La sencillez y el alto grado de compactación logrado en las estructurashace que normalmente se utilice alrededor de 1/3 del área que requiere unaplanta convencional; el costo inicial es 1/3 ó la mitad del costo de los otrostipos de tecnologías disponibles.

• Es muy confiable

No requiere energía eléctrica para su funcionamiento; por lo tanto, puedetrabajar 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 esfácil de diseñar. Demanda un gran esfuerzo del proyectista. La plantarequiere ser diseñada hasta el mínimo detalle para que el comportamientohidráulico sea casi perfecto y se obtenga la máxima eficiencia remocional.Debe compactarse el diseño para facilitar la labor del operador, economizarmano 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 mantode lodos de suspensión dinámica, unidades que integran la mezcla rápida, lafloculación y la decantación en un solo equipo, o cuando menos la floculación ydecantación. Véase la figura 3-8.


Los filtros son de tasa constante y altura constante, para lo cual se requieregran cantidad de equipos e instrumentación ubicados en las galerías de tubos.Véase la figura 3-9.

Las válvulas de accio-namiento neumático o eléctri-co y la instrumentación paradeterminar la pérdida decarga, el caudal de lavado, et-cétera, son accionados desdelas consolas o mesas de opera-ción. Véase la figura 3-10.

Esta tecnología esimportada de los países desa-rrollados y se caracteriza porconsiderar gran cantidad deequipos y alto grado de com-plejidad en las soluciones.

Son sistemas totalmentemecanizados, por lo que paracumplir con sus objetivos decalidad y cantidad, requierenpor lo menos lo siguiente:

— Personal calificado paraoperación y manteni-miento.

— Programa de manteni-miento preventivo paralos equipos y una exis-tencia permanente derepuestos.

— Suministro confiable deenergía eléctrica.

Estos recursos, que son corrientes en Europa y Estados Unidos, no soncomunes en los países de América Latina.

Figura 3-8. Decantador de manto de lodos (3)

Figura 3-9. Galería de tubos de filtros depatente (3)


La complejidad de es-tos sistemas va en aumentocon el tiempo. Ahora los sis-temas son más compactosporque el accionamiento eselectrónico, lo cual dificultaaún más el mantenimiento yla calibración. A pesar deello, estos sistemas son colo-cados de manera indiscrimi-nada en localidades de esca-sos recursos.

En nuestro medio esusual encontrar plantas deeste tipo, con todos los equi-pos averiados debido a la mala operación y a la falta de recursos para darlesmantenimiento. En la figura 3-11 se puede observar una unidad de manto delodos que no funciona bien prácticamente desde que fue instalada, pero que porfalta de recursos sigue pasando el agua, aunque el tratamiento es nulo.

La figura 3-12 muestra lagalería de operación de unaplanta de patente donde nofue considerado el acciona-miento manual de las vál-vulas y, como el sistema neu-mático está descompuesto,no es posible operar las vál-vulas y los filtros no sepueden lavar; sin embargo, laplanta sigue funcionando asípor falta de recursos.

Figura 3-10. Consolas para la operación de losfiltros (3)

Figura 3-11. Unidad de manto delodos averiada (3)


5. SELECCIÓN DE LA TECNOLOGÍA DE TRATAMIENTO DEAGUA

La selección de latecnología de producción yadministración de un sistemade agua potable deberíarealizarse considerando losrecursos, el grado de desa-rrollo socioeconómico y lospatrones de cultura exis-tentes. La experiencia enAmérica Latina demuestraque el mayor problema no esla deficiencia tecnológicasino más bien la selección dela tecnología apropiada, laoperación y el mantenimien-to. La adopción de diseños basados únicamente en criterios de optimización técnicay soluciones tecnológicas importadas de países industrializados ha conducido a laelaboración de proyectos cuya operación y mantenimiento —por falta de sustanciasquímicas, repuestos y mano de obra calificada— resultan inadecuados.

Los factores básicos que caracterizan la selección de la tecnología apropiadapara tratamiento de agua en los países en desarrollo y que deben ser consideradosson los siguientes:

a) Grado de complejidad

La mayoría de los procesos unitarios utilizados en el tratamiento de aguapueden realizarse en reactores con diferente grado de complejidad yeficiencia. Afortunadamente, los más complejos no siempre resultan serlos más eficientes.

b) La tecnología no opera por sí misma

Plantas automatizadas necesitan personal de un alto nivel tecnológico paraoperar, mantener y reparar los controles y equipos. La selección tecnológicadebe considerar la capacidad y los recursos de las instituciones e individuos

Figura 3-12. Galería de operaciónde los filtros (3)


para operar y mantener los sistemas con la eficiencia y las especificacionesoriginales de diseño.

c) Impacto indirecto en el área

Debe considerarse una cadena de factores que se relacionan entre sí, talescomo calidad de agua de las fuentes, grado de tratamiento, utilización demateriales y personal local, mejoras económicas indirectas, mejoramientotécnico de personal local, influencias indirectas en la economía y surepercusión 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 agenciaslocales.

5.1 Criterios de selección de una solución tecnológica

A continuación se presenta una lista de carácter subjetivo, que no se debeconsiderar ni completa ni exhaustiva, con el objeto de que sirva como base deanálisis.

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 cadacomponente del sistema. Si se establece un alto grado de confiabilidad conrecursos limitados, se obtendrán soluciones muy costosas que solo pocosusuarios podrán afrontar.

c) Flexibilidad

La propuesta tecnológica debe producir agua de calidad óptima en formacontinua, con un mínimo de operación y de fácil mantenimiento.


d) 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 capacidadlocal existente para ejecutar y dirigir las obras.

f) Costo

La tecnología seleccionada debe garantizar un agua potable óptima al menorcosto posible.

g) Accesibilidad

El grado de accesibilidad al servicio de agua potable está directamenterelacionado con la eficiencia de la selección tecnológica.

h) Recursos necesarios

Las alternativas tecnológicas para el tratamiento de agua requieren un gradoo nivel de desarrollo de la comunidad o del sector para construir, operar ymantener la planta. Deben determinarse y analizarse los recursos necesariospara cada alternativa.

i) Uso de materiales locales

Siempre que sea posible, deben utilizarse materiales locales, de tal maneraque 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.


k ) Organización administrativa

Se debe contar con una organización adecuada para construir, operar,supervisar y mantener la planta de tratamiento, complementada con unaestructura que provea los recursos económicos necesarios.

l) Exactitud de las estimaciones

Debe tenerse especial cuidado en la elaboración del presupuesto, sobretodo cuando la solución tecnológica seleccionada necesita equipos ymateriales de importación que elevan los costos.

m) Consideraciones políticas

Debe considerarse la conveniencia de integrar el proyecto a los programaspolíticos existentes y su impacto en las acciones gubernamentales y en lacomunidad.

5.2 Selección de procesos de tratamiento considerando las condicionessocioeconómicas de la comunidad

El objetivo de este capítulo es seleccionar proyectos de una tecnologíaapropiada para la capacidad de los recursos locales, de tal manera que puedan serconstruidos, operados, reparados y mantenidos eficientemente.

Considerando los factores intrínsecos del lugar y los indicadores socioeco-nómicos y tecnológicos, se efectúan comparaciones con las posibles alternativasde tratamiento, en función de los recursos humanos y materiales necesarios paracada caso. El uso de un sistema matricial permite la identificación del o de losprocesos 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 ingenieroJosé Pérez Carrión (4), tomando como base el procedimiento desarrollado por laUniversidad de Oklahoma con el auspicio de la Agencia para el DesarrolloInternacional de los Estados Unidos y contó con la colaboración de diversos


organismos internacionales, tales como el CEPIS/OPS en América Latina, el CentroInternacional de Referencia/OMS de Holanda y las Universidades de Delft, Nairobiy Beirut, entre otras.

Sucintamente, el proceso consiste en considerar inicialmente toda la gamade procesos y soluciones posibles. Teniendo en cuenta las restricciones socioeco-nómicas, los recursos locales disponibles y la calidad del agua cruda, se seleccionanlas alternativas que se adaptan a las condiciones existentes, las cuales son sometidasa 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 deselección.

a) Socioeconómicas

Se detallan en el cuadro 3-5. Cada parámetro está definido por un factor depeso que sirve para clasificar a las comunidades en un nivel de desarrolloconforme al criterio indicado en el cuadro 3-6.


Cuadro 3-5 . Parámetros que permiten determinar el niveltecnológico-social para comunidades en países en desarrollo (4)

Número Factores técnico-sociales Selecciones Factor de peso posibles1 Nivel de educación 1 0

2 53 104 15

2 Distribución de fuerza laboral 1 02 53 104 15

3 Características de ingresos 1 02 43 84 125 15

4 Porcentaje de trabajadores foráneos 1 42 33 24 15 0

5 Escolaridad 1 02 5

6 Más alto grado de enseñanza 0 01 – 6 27 – 10 411 – 12 7

12+ 107 Distancia al colegio más cercano 1 3

2 23 14 0

8 Disponibilidad de programas de 1 5entrenamiento y vocacionales 2 0

9 Educación primaria obligatoria 1 102 5

10 Disponibilidad de programas de 1 5entrenamiento en servicio 2 5

11 Existencia de universidades 1 102 0

12 Especialidad de química 1 3a nivel universitario 2 0

13 Porcentaje de desempleo 1 02 5


Cuadro 3-5 . Parámetros que permiten determinar el niveltecnológico-social para comunidades en países en desarrollo (4) (continuación)

Número Factores técnico-sociales Selecciones Factor de peso posibles14 Disponibilidad de servicios 1 3

de extensión 2 015 Disponibilidad de estudiantes 1 0

universitarios 2 316 Nivel de tecnología disponible 1 0

2 53 104 15

17 Gobierno como usuario 1 0de mano de obra 2 5

18 Disponibilidad de cargos públicos 1 52 0

19 Capacidad de financiamiento 1 02 53 10

Cuadro 3-6. Clasificación de comunidades de acuerdo con el nivelde desarrollo (4)

Nivel tecnológico-social Puntaje

1. Elemental o básico 1 – 23 2. Medio 24 – 51 3. Relativamente avanzado 52 – 93 4. Avanzado 94 – 133


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b) Recursos locales

Un esquema de los recursos locales se presenta en el cuadro 3-7; losdiferentes elementos integrados allí permiten clasificar a la comunidad deacuerdo con sus recursos (véase el cuadro 3-8).

Cuadro 3-7. Procesos de tratamiento de agua en componentes operacionales (4)

Recursos Humanos MaterialesCapacitado Profesional Operación Mantenim. Sustancias Disponibilidad Materiales

Métodos equipos químicas de agua de tratamiento subterránea

Sin tratamiento X X XPretratamiento X XFiltración lenta X XFiltración rápidaconvencional X X X X X XFiltración rápidaavanzada X X X X X XAblandamiento X X X X X XDesinfección X X X X XSabor-olor-Fe,Mn X X X X XDesalinización(1) X X X X X XDesalinización(2) X X X X X XFiltroselementales X X

Cuadro 3-8. Clasificación de localidades por categorías según recursos (4)

Categoría Disponibilidad de recurso

1 Equipo de operación 2 Materiales elaborados 3 Materiales básicos 4 Sustancias químicas 5 Disponibilidad de agua subterránea

c) Posibles procesos de tratamiento

En el cuadro 3-9 se analizan los métodos de tratamiento más usuales y selos correlaciona con sus requerimientos de construcción y operación, lo cualpermite establecer restricciones de uso de los procesos, de acuerdo con el nivelde desarrollo de la comunidad.


Proceso ObservacionesNivel de desarrollomínimo requerido

Cuadro 3-9. Restricciones al uso de procesos de tratamiento de aguaen función del grado de desarrollo de las localidades (4)

1. Sin tratamiento I a II Limitado por la calidady capacidad de la fuentede agua

2. Pretratamiento2.1 Desarenadores I2.2 Sedimentación simple I2.3 Prefiltración gruesa I2.4 Prefiltración rápida III2.5 Microcernido III2.6 Control de algas IV2.7 Coagulación III2.8 Floculación III2.9 Sedimentación III3. Filtración lenta3.1 Filtros convencionales I3.2 Filtros modificados I3.3 Filtros de flujo ascendente II3.4 Filtros de medios compuestos II3.5 Filtros dinámicos I3.6 Filtros elementales I4. Filtración rápida4.1 Convencional III En casos simples,4.2 Modificada III hasta nivel II4.3 Filtración directa IV4.4 Filtración doble IV5. Desinfección Preferible II5.1 Hipoclorito I5.2 Cloro III5.3 Yodo IV5.4 Ozono IV6. Otros procesos6.1 Control de olores y sabores III6.2 Control de corrosión III6.3 Control de algas III II en casos muy simples6.4 Fluoruración II6.5 Remoción de fluoruros IV III en casos simples6.6 Remoción de contaminantes inorgánicos IV6.7 Remoción de contaminantes orgánicos IV III en soluciones simples6.8 Desalinización6.9 Disposición y tratamiento de lodos IV6.10 Técnicas avanzadas de remoción de

sólidos en suspensión IV6.11 Ablandamiento IV III en casos simples6.12 Aereación II IV en casos complicados


d) Capacidad del sistema

Siguiendo procedimientos convencionales o los detallados en este módulo,se puede realizar el análisis de población de consumo y establecer un periodoadecuado de diseño, en función del análisis económico correspondiente.

e) Calidad del agua

Se determinan las principales características físicas, químicas ybacteriológicas exigidas por las normas nacionales o, en ausencia de estas,por las Guías de Calidad de Agua Potable de la OMS, tomando en cuenta eltipo de análisis y la frecuencia.

f) Preselección de procesos

Una vez definidos los factores y las restricciones que influyen en la selecciónde procesos, el último paso de la fase predictiva consiste en realizar laselección y la combinación de los procesos unitarios más adecuados.

El cuadro 3-9 detalla la metodología adoptada por el CEPIS/OPS paraseleccionar procesos de tratamiento de agua, así como diferentes solucionestecnológicas para clarificar aguas, considerando el grado de desarrollo de lacomunidad. Se supone que el agua cruda cumple con los límites permisibles delresto de características fisicoquímicas y bacteriológicas. En los procesos de compo-nentes de filtración lenta se ha considerado la turbiedad originada principalmentepor partículas en suspensión, con un tamaño mayor a un micrómetro. Aguas crudascon turbiedades originadas por partículas en estado coloidal requerirán procesoscorrectivos 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 deconstrucción, operación y mantenimiento, con un grado de confiabilidadque permita un orden adecuado de comparación. Se deben utilizar datos


del país o la región. En caso de no contar con datos propios, se puederecurrir a los siguientes criterios:

C = K Qn (ecuación general de costos)c = Costo inicial en miles de dólares americanosQ = Capacidad de la planta en m3/sK y n = 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, referidosa 1977.

Cuadro 3-10. Valores de K y n para América Latina (4)

Solución K n

Filtración rápida convencional 1,656 0,66Filtración rápida modificada 1,194 0,60Filtración ascendente-descendente 1,074 0,59Filtración ascendente 0,950 0,59

El método siguiente se usa para realizar estimaciones comparativas decostos. Consiste en correlacionar los costos de materiales y mano de obra localescon los de Estados Unidos para obtener el costo total, utilizando los criteriosdetallados en el cuadro 3-11.


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Siendo:

C1 = Costo total de construcción en dólares americanos por habitanteservido

C2 = Costo total de construcción para el procesoC3 = Costo de mantenimiento para el proceso por añoC4 = Costo total del proceso en n añosC5 = Costo de mantenimiento per cápita en dólares americanosP = Población servidaX7 = Porcentaje de mano de obra no especializada (local)X8 = Porcentaje de mano de obra especializada (local)X9 = Jornal no especializado (local)X10 = Jornal no espeializado (Estados Unidos)X11 = Jornal especializado (local)X12 = Jornal especializado (Estados Unidos)X13 = Porcentaje de materiales manufacturados (local)X14 = Porcentaje de materiales manufacturados (exportados)X15 = Costo de materiales manufacturados (local/Estados Unidos) en el lugarX16 = Costo de materiales manufacturados (local/Estados Unidos) fuera del

lugarn = Periodo de diseño en años

Dependiendo también el costo de la capacidad de la planta, se sugiere lasiguiente subclasificación (cuadro 3-12), basada en el tamaño de la población:

1614151312

118

10

9753

1014151312

118

10

9712

324

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XXXXX

XXX

XXPCC

siendonCCC

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+++=

+=


Cuadro 3-12. Clasificación basada en el tamaño de la población (4)

Tamaño Población/hab

1 800 – 2.4992 2.500 – 14.9993 15.000 – 49.9994 50.000 – 100.000

Para facilitar el cálculo se incluyen en los cuadros 3-13 y 3-14 los porcentajesde costo de mano de obra y materiales para los procesos más usuales, que servirántanto para la determinación de costos de construcción como de operación ymantenimiento. Estos datos servirán como valores de referencia únicamente, yaque dependen del grado de desarrollo socioeconómico del país o región, así comode las condiciones locales imperantes.

Cuadro 3-13. Porcentaje de costos de construcción para los sistemasde tratamiento más comunes (4)

Mano de obra Materiales Cloración No Especializada % del costo Nacionales Importados % del costo

especializada del proyecto del proyecto

Cloración 30 10 30 20 50 70Sedimentacióny filtración 50 20 70 20 10 30Filtración lenta 40 20 60 30 10 40Filtración rápida 5 35 40 20 40 60

Cuadro 3-14. Porcentaje de costos de operación para sistemasde tratamiento más comunes (4)

Mano de obra Materiales Cloración No Especializada % del costo Nacionales Importados % del costo

especializada del proyecto del proyecto

Cloración 10 4 50 10 40 50Sedimentacióny filtración 90 5 95 5 0 5Filtración lenta 80 1 90 10 0 10Filtración rápida 60 20 80 15 5 20


A continuación se indican las ecuaciones de costo promedio para AméricaLatina, para realizar estimaciones específicas de costos de plantas.

1. Filtros lentos:

Ln Cc = 2,541 + 0,0096 Ln X4 – 0,3628 Ln X5Ln Com = 0,3559 – 0,1511 Ln X5Ln C1c = 3,7997 – 0,0799 Ln XLn C1om = 1,6751 + 0,0016 Ln X4 – 0,6316 Ln X6

2. Filtros rápidos:

Ln Cc = 3,4597 + 0,0021 Ln X4 – 0,0901 Ln X6Ln Cop = 6,1328 – 0,0027 Ln X5 – 0,0230 Ln X6Ln C1c = 2,0127 – 0,0238 Ln X4 – 0,3007 Ln X6Ln C1om = 4,7829 + 0,0448 Ln X4 – 0,0530 Ln X6

Siendo:

X4 = Costo de materiales importados en % del totalX5 = Población de diseño (miles)X6 = Capacidad de la planta MGDCc = Costos de construcción (US$/cápita)Com = Costos de operación y mantenimiento (US$/año/cápita)C1c = Costos de construcciones (US$/MGD)C1om = Costos de operación y mantenimiento (US$/año/MGD)

b) Selección final de los procesos

La etapa final consistiría en estudiar las diferentes alternativas planteadasy seleccionar la más ventajosa, considerando los factores técnicos y socioeco-nómicos.

5.2.3 Aplicación

Se presenta un ejemplo tomado del Programa Regional OPS/EHP/CEPISde Control de Calidad de Agua para Consumo Humano, Módulo 2.8, preparadopor el ingeniero José M. Pérez Carrión, para seleccionar los procesos unitariosintegrantes de la planta de tratamiento de agua para Cochabamba, Bolivia.


Etapa predictiva

i. Información general

a. Ubicación de la comunidadNombre de la ciudad CochabambaEstado o provincia CochabambaPaís Bolivia

b. Grupo o dependencia de planificación SEMAPA

ii. Información demográfica

El modelo requiere algunos datos básicos sobre la población para poderhacer planes de capacidad. Se necesitan dos elementos. Si no se pueden obtenerdatos locales, se debe utilizar un estimado nacional e indicar si es de fuente localo nacional.

Responder la A o la B.

A. 1. Población actual. La cifra o estimación de la población actual debereflejar el número de habitantes que serán servidos por la instalaciónde tratamiento de aguas negras o agua potable propuesta.

Población real 180.000 o estimar lo siguiente:

______ (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

2. Tasa anual de crecimiento demográfico 3% o la siguiente estimación:

______ (1) Menos de 1%

______ (2) 1% – 1,5%


______(3) 1,5% – 2,0%

______(4) 2,0% – 2,5%

______(5) 2,5% – 3,0%

______(6) 3,0% – 3,5%

______(7) 3,5% – 4,0%

______(8) Más de 4%

______(9) Fuente___________________________________

B. Estimado de la población según el último censo ____________________

Fecha del censo: 1972 Fuente del censo:__________________

iii 1. Datos sociotecnológicos. Nivel promedio de escolaridad de loshabitantes en esa comunidad.

Cuadro 3-15. Niveles de escolaridad (4)

Nivel Nulo Primaria Secundaria Técnica Universidad

(1) 95% 4% 1% 0% 0%(2) 70% 19% 7% 3% 1%

(3) X 55% 22% 14% 6% 3%(4) 9% 34% 42% 8% 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) 97% 2% 1%(2) 80% 16% 4%

(3) X 61% 27% 12%(4) 45% 30% 25%

x


3. Ingreso promedio anual por familia en dólares.

1 .470 US$ Cantidad Unidades

4. ¿Qué porcentaje de los trabajadores técnicos y altamente calificados(p. ej., químicos, ingenieros, etcétera) no son del lugar o del país?

______ (1) Menos de 10%

______ (2) 10% – 25%

______ (3) 25% – 50%

______ (4) 50% – 70%

______ (5) 75% – 100%

5. ¿Existen escuelas primarias o secundarias de organismos voluntarioso de misioneros en lugar de gubernamentales?

__________ (1) Sí __________ (2) No

6. ¿Hasta qué año o curso llegan las escuelas locales en forma regular?(marcar con un círculo).

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 12+

7. Si la respuesta indicada en la pregunta anterior es menos de 12, ¿aqué 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) ___________________

x

x


8. ¿Existen escuelas técnicas o vocacionales en la comunidad?

(1) Sí ________ (2) No

9. ¿Es obligatoria la primaria durante, por lo menos, seis años en lacomunidad?

(1) Sí ________ (2) No

10. ¿Existen cursos formales de capacitación en el trabajo ofrecidos porel gobierno o la industria local para sus trabajadores?

(1) Sí ________ (2) No

11. ¿Existe una universidad en la comunidad?

(1) Sí ________ (2) No

12. ¿Tiene la universidad departamento de química o laboratorio?

(1) Sí ________ (2) No

13. ¿Hay mucho desempleo?

(1) Sí ________ (2) No

14. ¿Existen servicios de consultoría disponibles o cualquier otro programaque se proponga mejorar la capacidad de los habitantes o reclutar suparticipación?

(1) Sí ________ (2) No

15. ¿La mayoría de los universitarios de la comunidad realizan sus estudiosen comunidades vecinas, países vecinos u otros países del exterior?

(1) Sí ________(2) No

x________

x________

x________

x________

x________

x________

x________

x________


16. En general, se puede clasificar el nivel de tecnología como:________ (1) herramientas manuales solamente

(2) herramientas mecánicas (p. ej., equipo movido porgasolina)

________ (3) productos químicos (fertilizantes, cloro)

________ (4) tecnología electrónica

17. ¿Está dominado el mercado de trabajo por el gobierno?

________ (1) Sí (2) No

18. ¿Existen servicios públicos de colocación de empleados fácilmentedisponibles?

________ (2) Sí (2) No

Recursos locales

19. Equipo de operación. ¿Cuáles de los siguientes elementos no seencuentran generalmente en la localidad?

(1) Medidores de agua

________ (2) Equipo para soldadura

________ (3) Sopletes de acetileno

(4) Dispositivos de registro como termostatos

________ (5) Equipo de laboratorio como tubos de ensayo

________ (6) Plantas de electricidad portátiles como generadoresde gas

________ (7) Motores como, por ejemplo, motores eléctricos de1-3 caballos

x________

x________

x________

x________

x________


________ (8) Bombas de agua

20. Materiales procesados. ¿Cuáles de los siguientes materialesgeneralmente no se encuentran en la localidad?

________ (1) Tubería (arcilla, acero, cemento, plástico, cobre,etcétera)

(2) Conexiones para tubería

________ (3) Pintura

(4) Válvulas

________ (5) Tanques

________ (6) Medidores de vacío

(7) Intercambiadores de calor

21. Suministros para operación y mantenimiento. ¿Cuáles de los siguientesno 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 encuentrangeneralmente en la localidad?

(1) Al2(S04)3 (sulfato de aluminio)

(2) FeCl3 (cloruro férrico)

x________

x________

x________

x________

x________


(3) Carbón activado

________ (4) CaO (cal)

(5) NaCO3 (sosa)

(6) Cl2 (cloro)

(7) O3 (ozono)

________ (8) Productos químicos para laboratorio

23. Principal fuente de agua (marcar la categoría apropiada)

(1) Río o arroyo

(2) Lago o presa

________ (3) Pozos

________ (4) Mar o agua salobre

24. Características de las aguas

Cuadro 3-17. Características de las aguas (4)

Características Parámetro Valor UnidadMínimo Máximo

Físicas Turbiedad 8 650 UJColor 5 20 UC

Químicas pH 6,7 9,1Alcalinidad 10 65 mg/LDureza 12 139 mg/LHierro 0,0 0,02 mg/L

Bacteriológicas NMP 100 1.000 x 100 mL

x________

x________

x________

x________

x________

x________


Datos que, analizados de acuerdo con lo detallado en el cuadro 3-6, dan elsiguiente resultado, que permite calificar a Cochabamba con un grado de desarrollorelativamente avanzado, pero con recursos limitados para operación y manteni-miento de sistemas de agua potable.

Cuadro 3-18. Nivel de desarrollo (4)

N.° Factores técnico-sociales Factor de peso

1 Nivel de educación 102 Distribución de fuerza laboral 103 Ingresos 44 Trabajadores foráneos 45 Escolaridad 56 Grado de enseñanza 107 Distancia a colegios 38 Programa de entrenamiento técnico 59 Educación primaria obligatoria 10

10 Adiestramiento en servicio 511 Existencia de universidades 512 Especialidad de química 313 Desempleo 014 Servicios de extensión 315 Disponibilidad de estudiantes universitarios 016 Nivel de tecnología 517 Gobierno como usuario de mano de obra 518 Disponibilidad de cargos públicos 019 Capacidad de financiamiento 5

Total 92

De acuerdo con la calidad del agua cruda y el grado de desarrollo de lacomunidad, los procesos de tratamiento de aguas pueden ser los que se señalanen el cuadro 3-19:

Cuadro 3-19. Posibles procesos de tratamiento (4)

Primera alternativa Segunda alternativa1 Coagulación mecánica Coagulación hidráulica2 Floculación mecánica Floculación hidráulica3 Sedimentación convencional Sedimentación laminar4 Filtración rápida convencional Filtración rápida modificada5 Desinfección Desinfección


Si la población de diseño es de 260.000 habitantes y el consumo máximodiario de 250 litros/hab/día, el caudal de diseño será:

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 yeconómico.

/sm 0,75 = 86.400

0,250 x260.000 = Q.d 3



(1) Pérez Carrión, J. M. y Vargas, L. El agua. Calidad y tratamiento paraconsumo humano. Manual I, Serie Filtración Rápida. Programa RegionalHPE/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 dedesarrollo de las comunidades. Lima, CEPIS.

CAPÍTULO 4

COAGULACIÓN

Quím. Ada Barrenechea Martel

Coagulación 153

1. INTRODUCCIÓN

El agua puede contener una variedad de impurezas, solubles e insolubles;entre estas últimas destacan las partículas coloidales, las sustancias húmicas y losmicroorganismos en general. Tales impurezas coloidales presentan una carga su-perficial negativa, que impide que las partículas se aproximen unas a otras y quelas lleva a permanecer en un medio que favorece su estabilidad. Para que estasimpurezas puedan ser removidas, es preciso alterar algunas características delagua, a través de los procesos de coagulación, floculación, sedimentación (o flota-ción) y filtración.

La coagulación se lleva a cabo generalmente con la adición de sales dealuminio y hierro. Este proceso es resultado de dos fenómenos:

— El primero, esencialmente químico, consiste en las reacciones del coagulantecon el agua y la formación de especies hidrolizadas con carga positiva. Esteproceso depende de la concentración del coagulante y el pH final de lamezcla.

— El segundo, fundamentalmente físico, consiste en el transporte de especieshidrolizadas para que hagan contacto con las impurezas del agua.

Este proceso es muy rápido, toma desde décimas de segundo hasta cercade 100 segundos, de acuerdo con las demás características del agua: pH, tempe-ratura, cantidad de partículas, etcétera. Se lleva a cabo en una unidad de trata-miento denominada mezcla rápida. De allí en adelante, se necesitará una agita-ción relativamente lenta, la cual se realiza dentro del floculador. En esta unidad laspartículas chocarán entre sí, se aglomerarán y formarán otras mayores denomi-nadas flóculos; estas pueden ser removidas con mayor eficiencia por los proce-sos de sedimentación, flotación o filtración rápida.

La remoción de las partículas coloidales está relacionada estrictamente conuna adecuada coagulación, pues de ella depende la eficiencia de las siguientesetapas: floculación, sedimentación y filtración.

Coagulación 154

La coagulación está fundamentalmente en función de las característicasdel agua y de las partículas presentes, las mismas que definen el valor de losparámetros conocidos como pH, alcalinidad, color verdadero, turbiedad, tempe-ratura, movilidad electroforética, fuerza iónica, sólidos totales disueltos, tamaño ydistribución de tamaños de las partículas en estado coloidal y en suspensión, etcé-tera.

Para tener una idea de la importancia de la calidad del agua cruda, esnecesario comentar, por ejemplo, que un agua que presenta color (de origen coloi-dal) y turbiedad relativamente baja a temperatura superior a 15 °C, sin tomar encuenta los demás parámetros de calidad, puede ser candidata potencial al uso defiltración directa y se obviará, en la mayoría de los casos, la necesidad de floculacióny sedimentación.

Por otro lado, casi siempre las aguas con color verdadero, turbiedad o nú-mero de algas relativamente elevados requieren tratamiento completo. Tambiénlas aguas con temperaturas generalmente bajas (10 °C) pueden exigir el uso deun 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 diámetroentre 1 y 1.000 milimicrómetros y su comportamiento depende de su naturaleza yorigen. Estas partículas presentes en el agua son las principales responsables dela turbiedad.

En términos generales, los denominados coloides presentan un tamaño in-termedio 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 distribu-ción. Es necesario hacer notar, sin embargo, que en el caso de los coloides, susdimensiones las define la naturaleza de los mismos.

Coagulación 155

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Coagulación 156

2.1 Tipos de coloides de acuerdo con su comportamiento en el agua

En el tratamiento del agua, es común referirse a los sistemas coloidalescomo hidrófobos o suspensores cuando repelen el agua, e hidrófilos o emulsorescuando 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 coloidaleshidrófobos, las propiedades de la superficie de las partículas son muy importantes,principalmente en las aguas naturales, que pueden contener varios tipos de arci-llas.

Las arcillas y algunos óxidos metálicos son coloides hidrófobos muy impor-tantes en el tratamiento del agua. Se caracterizan por ser termodinámicamenteinestables con respecto a la formación de grandes cristales no coloidales.

Los coloides hidrofílicos comprenden soluciones verdaderas, ya sea demoléculas grandes o de agregados de moléculas pequeñas (llamados micelas),cuyas dimensiones están dentro de los límites coloidales. Abarcan varios polímerostanto sintéticos como naturales y numerosas sustancias de significación biológicacomo proteínas, ácidos nucleicos, almidones y otras macromoléculas. Las dife-rencias de opinión entre los investigadores sobre la naturaleza del color orgánicoen el agua —solución verdadera o coloide— pueden resolverse si consideramosque el color orgánico es un coloide hidrofílico compuesto de moléculas grandes ensolución. Las soluciones de coloides hidrofílicos y las de moléculas más pequeñasdifieren únicamente en que, por su tamaño, las moléculas pequeñas o micelastienen 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 dealto peso molecular que muestran características polianiónicas en soluciones neu-tras o alcalinas. Por medio de estudios de degradación oxidativa, se lograron aislare identificar siete diferentes compuestos fenólicos comunes a los húmicos de ma-dera y del agua (1).

Desde el punto de vista energético, algunas partículas coloidales son termo-dinámicamente estables y se denominan coloides reversibles, incluidas las molé-

Coagulación 157

culas de detergente o jabón, proteínas, aminas y algunos polímeros de cadenalarga. Otros coloides termodinámicamente inestables se denominan irreversibles,como las arcillas, los óxidos metálicos, los microorganismos, etcétera, que estánsujetos a coagulación. Algunos coloides coagulan rápidamente, mientras que otroslo hacen lentamente. Los términos termoestables e inestables muchas veces seaplican a los coloides irreversibles. Con ello se hace referencia, por ende, a cinéticade coagulación y no a las características termodinámicas y energéticas. Un siste-ma coloidal cinéticamente inestable es un sistema coloidal irreversible, en el cualla 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 arcillasson los silicatos hidratados de aluminio y hierro, también algunos elementos alcalinosy alcalino-térreos. Morfológicamente, las partículas de arcillas se representan enforma 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 materialque se encuentra a la izquierda del paréntesis.

Las observaciones microscópicas y el análisis de las arcillas mediante losrayos X posibilitan clasificarlas de acuerdo con su estructura cristalina. Los prin-cipales 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 redcristalina define a los tipos de arcilla. En el cuadro 4-1 se presentan los tipos dearcillas 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 estructuraatómica reticular. La mayoría de ellas puede caracterizarse por dos clases deestructuras (3). Véanse las figuras 4-3 y 4-4.

Las principales propiedades que definen el comportamiento de los coloidesen 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 laspartículas coloidales referidas a su movimiento en el agua.

a) Movimiento browniano

Las partículas coloidales, dentro de la fase líquida, presentan un movimien-to constante e irregular, que se ha denominado movimiento browniano. Su nom-bre proviene de su descubridor, el botánico escocés Robert Brown (1773-1858),quien observó por primera vez bajo el microscopio este movimiento constante enlas partículas provenientes del polen.

Coagulación 160

La teoría cinética explica este fenómeno como resultado del bombardeodesigual y casual de las partículas en suspensión por las moléculas del líquido. Alelevarse la temperatura del líquido, las moléculas adquieren mayor energía cinéticay aumenta el movimiento browniano.

El promedio de velocidad de las partículas puede expresarse con la fórmulasiguiente:

_V = R / N T / m (1)

donde:

R = constante molar de los gases = PV / TN = número de Avogadro (6,02 x 1023)T = temperatura absoluta (°K)m = 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 laestabilidad de las dispersiones coloidales más pequeñas. Para tamaños de partícu-las mayores, los factores más importantes son las corrientes de convección termaly las velocidades bajas de sedimentación.

b) Difusión

Debido al movimiento browniano —es decir, al movimiento constante delas moléculas o partículas en el agua—, las partículas coloidales tienden a disper-sarse por todas partes en el sistema hídrico. A este fenómeno se le llama difu-sión.

Como es de esperarse, la velocidad de difusión es menor que la velocidadmedia 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; portanto, la dilución puede ocurrir únicamente con el movimiento del solvente hacia elsistema coloidal a través de la membrana.

Este fenómeno ocurre en forma espontánea. Al transporte del solventehacia la solución se le denomina flujo osmótico.

A la presión hidrostática necesaria para detener el flujo osmótico, que al-canza así un estado de equilibrio, se le denomina presión osmótica.

En la práctica, es posible calcular el número de partículas y el peso prome-dio de ellas en sistemas coloidales mediante la determinación experimental de lapresión osmótica.

2.4.2 Propiedad óptica: Efecto Tyndall-Faraday

El efecto Tyndall-Faraday es un fenómeno por el cual las partículas coloidalesprovocan la dispersión de la luz cuando esta pasa a través de una suspensióncoloidal. Esta dispersión es directamente proporcional al tamaño de las partícu-las.

La determinación nefelométrica de la turbiedad utiliza el efecto de Tyndall-Faraday para su medición. Cabe destacar, sin embargo, que por la naturaleza dela medición, la turbiedad no se relaciona con el número de partículas que la provo-can, 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 secaracterizan por tener una gran superficie específica, definida como la relaciónentre el área superficial y la masa. Nótese el efecto de la disminución del tamañode las esferas sobre el área total superficial y el tiempo de sedimentación reque-rido. La gran superficie específica da a los coloides una gran capacidad de adsorcióny, por tanto, no resulta práctico sedimentar las partículas coloidales sin tratamientoquímico previo.

Coagulación 162

Cuadro 4-2. Efecto al disminuir el tamaño de las esferas (4)

Diámetro de la Escala de Área superficial Tiempo requeridopartícula (mm) tamaños totala para sedimentarb

10 Grava 3,15 cm2 0,3 s1 Arena gruesa 31,50 cm2 3,0 m/s

0,1 Arena fina 315,00 cm2 38,0 s0,01 Sedimento 3.150,00 cm2 33,0 min0,001 Bacteria 3,15 m2 55,0 horas0,0001 Partícula coloidal 31,50 m2 230,0 días0,00001 Partícula coloidal 0,283 ha 6,3 años0,000001 Partícula coloidal 2,83 ha 63,0 años

a Área de partículas del tamaño indicado, producida a partir de una partícula de 100 mm de diámetroy gravedad específica de 2,65.

b 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 partículascoloidales tienen carga eléctrica. Consiste en hacer pasar una corriente directa através de una solución coloidal, experimento que permite observar que las partícu-las son atraídas por el electrodo positivo o por el negativo, lo que demuestra queposeen carga eléctrica. Este fenómeno es muy importante porque permite com-prender la estabilidad de las dispersiones coloidales. Por lo general, los coloidespresentan carga negativa; es decir, en la electroforesis son atraídos por el electro-do positivo.

Una celda de electroforesis permite calcular el potencial zeta de un sistemacoloidal, que es una función de la densidad de las cargas absorbidas, y se mide enmilivoltios. 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, esposible 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 ensuspensión, tales como arcilla, minerales, sedimentos, materia orgánica e inorgánica

Coagulación 163

finamente dividida, plancton, bacterias y otros microorganismos. Estas partículascausantes de la turbiedad pueden ser coloidales o materia insoluble de mayortamaño.

Los componentes más frecuentes y comunes de las aguas turbias son lasarcillas, que constituyen un material natural, terroso, de gránulos muy finos, que sevuelve plástico cuando se mezcla con cierta cantidad de agua. Varios análisis dearcilla han demostrado que esta se compone principalmente de sílice, aluminio yagua, 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 aguaes de naturaleza coloidal. Sin embargo, algunos autores sugieren que se encuentraen solución verdadera. Black y Christman (5) demostraron que los filtros comer-ciales de membrana, con poros de 3,5 mµ, retenían 91% del color original mientrasque los poros de 10 mµ retenían solo 13%.

Esto indica que el tamaño de las partículas de color puede variar entre 3,5 y10 mµ, lo que se acerca bastante al límite entre dispersión coloidal y soluciónverdadera. La discrepancia de los investigadores puede deberse a que el color escausado por coloides hidrofóbicos; es decir, por aquellos que tienen poca afinidadcon 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 yhúmicos, conocidos en su conjunto como sustancias húmicas. Black y Christman(5) analizaron varias aguas y encontraron entre 15-50 mg/L de materia orgánicaen ellas, de la cual un promedio de 87% era ácido fúlvico, 11% ácido himatomelánicoy 2% ácido húmico.

Es importante anotar que la relación entre color y pH no es directa, puestoque 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 uncolor de 2,8, casi 10 veces menor.

El color existente en el agua no se deriva únicamente de la descomposiciónde productos naturales sino también de hidróxidos metálicos, como el del hierro,

Coagulación 164

además de compuestos orgánicos desconocidos presentes en los desechos do-mésticos e industriales.

Un aspecto muy importante que se debe tomar en cuenta es que se hademostrado que las sustancias responsables de la coloración natural del agua pue-den reaccionar con el cloro para producir compuestos organoclorados, principal-mente cloroformo, CHCl3 y otros trihalometanos. El cloroformo es catalogadocomo un compuesto carcinógeno (en estudios con animales). Este tema es motivode preocupación y de muchas investigaciones, dada su significación para la salud.

La importancia de la remoción del color en el agua está relacionada tam-bién con los aspectos de aceptabilidad del consumidor y usuario, sea este domés-tico o industrial, lo que incluye los siguientes aspectos:

a) Estética. Por lo general, el consumidor prefiere un agua clara y sin color.b) Sabor. El color puede impartir sabor al agua.c) Demanda de cloro. La presencia de color aumenta la cantidad de cloro

necesaria.d) Nutrientes. Por su naturaleza, en algunos casos, el color puede actuar

como nutriente de las bacterias y algas.e) Requerimientos industriales. Muchas industrias requieren un agua que

no presente color o que tenga uno muy bajo.f) Resinas de intercambio. El color puede ensuciar y dañar las resinas de

intercambio aniónico.g) Análisis. El color puede interferir en las mediciones colorimétricas de aná-

lisis.h) Productividad. El exceso de color puede reducir la productividad del agua.i) Quelación. El color puede aumentar la concentración de hierro soluble,

manganeso y plomo en el agua y estabilizar su presencia por medio de laquelación1 .

j) 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 entrecompuesto orgánico y un metal central.

Coagulación 165

2.6 Estabilidad e inestabilidad de los coloides

Las suspensiones coloidales están sujetas a ser estabilizadas y deses-tabilizadas.

• Entre las fuerzas de estabilización o repulsión podemos mencionar las si-guientes:

a) La carga de las partículas.b) 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 partículascoloidales y, por lo tanto, no se tratará con mayor detalle.

b) El movimiento browniano. Permite que las partículas entren en contacto,lo que constituye un requerimiento para la desestabilización.

c) La fuerza de Van der Waals. Una fuerza débil de origen eléctrico, postu-lada por primera vez por el químico holandés Johanns Diderick van derWaals. Es un factor muy importante, pues constituye la principal fuerzaatractiva entre las partículas coloidales. Estas fuerzas siempre atractivas,que decrecen rápidamente con la distancia, se deben a la interacción dedipolos permanentes o inducidos en las partículas.

2.6.1 Carga eléctrica de los coloides. Fuerza de estabilización

En el agua, la mayor parte de las partículas y moléculas de sustancias húmicasposeen superficie cargada eléctricamente, usualmente negativa y dependiente detres procesos:

a) Grupos presentes en la superficie sólida pueden recibir o donar protonesal reaccionar con el agua.

Ejemplo:

1. Óxido insoluble en la superficie como el Si(OH), el cual puede tornarsepositivo o negativo.

Coagulación 166

≡Si OH2+ ≡SiOH+ H+

≡Si OH ≡SiO - + H+

≡AlOH2+ ≡AlOH+ H+

≡AlOH ≡AlO- + H+

2. Sustancias orgánicas con grupos carboxílicos y aminas, las que reac-cionan de la siguiente forma:

COOH COO-

R⟨ R⟨ + H+

NH3+ NH3

+

COO - COO -

R⟨ R⟨ + H+

NH3+ NH2

En todas estas reacciones, la carga superficial de la partícula sólida depen-de de la concentración de protones (H+) y, por tanto, del pH del agua. Con elaumento del pH disminuye la concentración de protones, el equilibrio de las reac-ciones 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 negativospara valores de pH mayores que 4.

b) Grupos superficiales pueden reaccionar en el agua con otros solutos ade-más de protones. Así, considerando la sílice como un óxido representativo,se tiene:

≡SiOH + Ca+2 SiOCa+ + H+

≡SiOH + HPO42- SiPO4H

- + OH-

Coagulación 167

La formación de estos complejos envuelve reacciones químicas específi-cas entre grupos de la superficie de la partícula (grupo silanol, por ejemplo) ysolutos absorbidos (ion fosfato, por ejemplo); son dependientes del pH.

En general, la carga originada en las partículas con grupos ionogénicos es lamás fácil de entender, debido a que su formación es exactamente igual a la de lasespecies 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 orgáni-co, son las proteínas y los ácidos poliacrílicos.

– CH – CH2 – CH – CH2 – CH – CH2 – CH – CH2 – CH – CH2 –

COOH COOH COOH COOH COOH

c) Por otro lado, las cargas pueden ser el resultado de imperfecciones de laestructura molecular, como en el caso de las arcillas que se encuentran ensuspensión en aguas turbias. Como ejemplo de este tipo de imperfeccionesse puede mencionar la estructura reticular en tetraedro del SiO4. El átomode Si (+4) puede ser reemplazado por uno de Al (+3) y la estructura reticularresultará con carga negativa, como lo ilustra la figura 4-4.

De forma semejante, un catión bivalente, como Mg2+ o Fe2+ puede sustituira un átomo de aluminio de la estructura octaédrica, de lo cual resulta carga super-ficial negativa. El signo de las cargas producidas por tales sustituciones isomórficases independiente de las características de la fase acuosa, después de la formacióncristalina.

Las partículas coloidales también pueden ser cargadas como resultado dela adsorción de iones de la solución. Por ejemplo, las partículas coloidales deyoduro de plata (AgI) pueden cargarse positiva o negativamente, dependiendo delexceso 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 lasuspensión coloidal.

Coagulación 168

Pote

ncia

l

Partículas

Capa de Stern

Potencial zeta

Capa de Gouy

Solvente adheridoPotencial de la superficie

Distancia

Plano de cizalla

2.6.2 La doble capa eléctrica

El sistema coloidal no pre-senta carga eléctrica “líquida” de-bido a que la carga de superficienegativa es balanceada con losiones de carga contraria presen-tes en el agua. La figura 4-5 mues-tra una representación esquemá-tica de una partícula coloidal ne-gativa con una nube de iones alre-dedor de la misma.

Como la superficie de lapartícula es negativa, hay un cú-mulo de iones positivos en la re-gión de interfaz (sólido-liquido) queforman, junto con la carga negati-va de la partícula, la doble capa

eléctrica, también denominadacapa compacta. Los iones ne-gativos se aproximan a la capacompacta y atraen iones positi-vos; así se forma la capa difu-sa, que engloba a la primera.

En realidad, la capa di-fusa resulta de la atracción deiones positivos, de la repulsiónelectrostática de iones negativos(con la misma carga de la partí-cula) y la difusión térmica.

Se tiene, por tanto, unaconcentración elevada de ionespositivos próximos a la superfi-cie del coloide, también denomi-

Figura 4-5. Configuración esquemáticade la doble capa eléctrica

Figura 4-6. Modelo de la doblecapa difusa de Stern-Gouy

Partículacoloidal

Potencial deNernst

Potencialzeta

Potencialeléctrico

Capadifusa

Capacompacta

Plano decizalla

Coagulación 169

nada capa de Stern, a partir de la cual se forma la capa difusa, en la cual laconcentración de iones es menor.

Se han propuesto varios modelos para explicar la doble capa eléctrica. Quizásel modelo que explica mejor este fenómeno es el de doble capa difusa de Stern-Gouy (figura 4-6).

En este modelo hay tres potenciales de interés:

1) El potencial ψ0 en la superficie coloidal. Es un potencial eléctrico creadopor la presencia del coloide en el agua, que disminuye con la distancia, apartir de la superficie del mismo, donde es máximo. Se le denomina poten-cial de Nernst.

2) El potencial ψφ (Phi), en el interior de la superficie de la doble capa, dondecomienza la capa difusa.

3) El potencial ψζ (Zeta) en el plano de cizalla.

Según Stern, existe una distancia mínima entre la superficie del coloide ylos iones de carga contraria (positivos), en la cual el potencial eléctrico decrecelinealmente; en seguida la disminución resulta exponencial y pasa por la fronteraentre la capa compacta y la difusa, lugar en que el potencial eléctrico, segúnLykema, es designado potencial zeta. El concepto de ese potencial está asociadoa la aplicación de la diferencia de potencial en una muestra de agua que contienecoloides negativos, de tal forma que una cierta porción del medio, en torno de lapartícula, camine junto con esta al electrodo positivo, lo que caracteriza al planode la cizalla.

De estos potenciales, el único que puede ser calculado por medio deelectroforesis es el potencial zeta. El valor experimental de la velocidad de migra-ción de las partículas coloidales en un campo eléctrico puede ser convertido apotencial zeta con las ecuaciones de Helmholtz-Smoluchowski, Henry o Debye-Huckel, 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 lasecuaciones, el cálculo del potencial zeta puede diferir del valor real. Por estarazón, algunos prefieren referirse a movilidades electroforéticas en lugar depotencial zeta. La movilidad electroforética es directamente proporcional al po-tencial zeta, y se expresa en unidades experimentales micrómetros/segundo

voltio/cm

Coagulación 170

Figura 4-8. Variación del potencial de ladoble capa para dos concentraciones

distintas de iones

Figura 4-7. Distribución de cargas de la doblecapa de un coloide negativo para dos

concentraciones distintas de iones

La figura 4-7 ilustra ladistribución de cargas en lacapa difusa para aguas confuerza iónica diferente; estoes, concentración distinta deiones. La figura 4-8 muestrala variación del potencialeléctrico a partir de la super-ficie del coloide para las doscondiciones de fuerza iónica.La densidad de carga en lasuperficie del coloide es su-puestamente constante.

En la figura 4-7 las lí-neas BD y B’D’ represen-tan, respectivamente, la con-centración de cationes yaniones a una distancia relativamente grande de la superficie del coloide. Laslíneas AD y A’D’ corresponden a las concentraciones medias de cationes; las deCD 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 decationes, mientras que las que corresponden a BCD y B’C’D’ se relacionan conla de aniones. Asimismo, las áreas delimitadas por ACD y A’C’D’ representan el

balance de las cargas en la capa difu-sa. Se nota que, para los dos casos, laconcentración de iones de cargasopuestas (n+ y n- o n’+ y n’-) se deter-mina a partir del punto D o D’. Debi-do a esto, la partícula coloidal deja deinterferir en el medio líquido.

Es evidente que cuanto ma-yor es la concentración iónica en elagua (fuerza iónica mayor), menorserá la distancia a partir de la superfi-cie del coloide, donde serían igualeslas concentraciones de iones positivosy negativos (figura 4-7).

Coagulación 171

Figura 4-9. Energía potencial de interacciónentre dos coloides

Capa de Gouy

Plano de cizalla

Capa de Stern

Curva de energía potencial repulsiva

Curva resultante de lainteracción de energía

Distancia de lasuperficie de la

partícula de arcilla

Curva de la energíaatractiva de Van der Waal

Atr

activ

oR

epul

sivo

Ene

rgía

pot

enci

al

Un comportamiento similar puede observarse en la figura 4-8 con respectoa 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 interacciónentre las capas difusas, lo que hace que haya repulsión debido a la fuerzaelectrostática entre ellos. La energía potencial de repulsión, que disminuye con ladistancia a partir de la superficie del coloide, está demostrada en la figura 4-9.Existen fuerzas atractivas entre las partículas denominadas fuerzas de Van derWaals. Tales fuerzas son atribuidas a las fluctuaciones de carga en los átomos yresultan de interacciones entre dipolos permanentes o inducidos en los átomosinteractuantes de los coloides del agua.

Para dos átomos, la fuer-za atractiva de Van der Waalses inversamente proporcional ala séptima potencia de la distan-cia entre ellos (la energía esinversamente proporcional a lasexta potencia). Por ende, parados partículas constituidas porgran número de átomos, las fuer-zas actuantes sobre cada par deátomos son aditivas, lo que re-sulta en una energía de atraccióninversamente proporcional alcuadrado de la distancia entre lassuperficies de ellas.

La interacción entre lasfuerzas de repulsión de origeneléctrico y de atracción de Vander Waals, y entre partículascoloidales que se mueven conti-nuamente, debido al movimientobrowniano, contribuye a la esta-bilidad del sistema.

Coagulación 172

El trabajo necesario parala aproximación de dos partícu-las coloidales semejantes, si separte de una distancia infinita, seconoce como energía potencialde repulsión y es tanto mayorcuanto menor es la distancia en-tre las mismas.

Cuando la fuerza iónicaes pequeña, la energía resultan-te es de repulsión, y adquiere unvalor máximo conocido comobarrera de energía, a una dis-tancia, a partir de la superficiede la partícula coloidal, próximaa aquella en que se tiene el planode cizallamiento. Por eso, el po-tencial zeta puede presentar in-

dicaciones de gran estabilidad enun sistema coloidal. Con el au-mento de la fuerza iónica, la ener-gía resultante puede ser reduci-da al punto de eliminar la barre-ra de energía, de modo que laspartículas pueden ser aproxima-das sin que exista repulsión en-tre ellas.

2.6.4 Efecto del aumento de laconcentración iónica

Las figuras 4-10, 4-11 y4-12 muestran el efecto que pro-duce el aumento de concentra-ción iónica en la distribución dela carga. Como se puede obser-var comparando las figuras 4-10

Figura 4-10. Alta concentración de ionesmonovalentes

Figura 4-11. Potencial de una partícula coloidalBaja concentración de iones monovalentes

Pot

enci

al

Distancia

Partículas

Distancia

Pot

enci

al

Partículas

Coagulación 173

y 4-11, un aumento en la concentración total de electrolitos reduce la distanciaefectiva a través de la cual se manifiesta la carga. El efecto es aún más pronun-ciado cuando se utilizan cationes polivalentes (figura 4-12).

Estabilización estérica

La estabilización estérica puede resultar de la adsorción de polímeros en lasuperficie de las partículas coloidales, como se ilustra en la figura 4-13. Lospolímeros adsorbidos pueden estabilizar como desestabilizar, lo cual depende prin-cipalmente de la cantidad relativa del polímero y de las partículas, de la afinidadentre el polímero con la partícula en el agua y de la concentración y tipo deelectrolitos presentes. La cuantificación de las fuerzas de interacción entre dospartículas en esas condiciones es extremadamente difícil. Por ende, son útilesalgunas consideraciones al respecto, para comprender este fenómeno.

Cuando hay interacción entre las superficies de dos partículas recubiertaspor polímeros que se encuentran próximos, la repulsión entre ellas puede ocurrirde dos formas, tal como se muestra en la figura 4-14. En una de ellas, con lacolisión entre las partículas, cada capa de polímero puede ser comprimida, lo quereduce el volumen disponible para las moléculas adsorbidas y restringe el movi-

miento de los polímeros y causa,asimismo, la repulsión entre laspartículas. En casos más fre-cuentes las capas adsorbidas seintercalan, lo que aumenta la con-centración de los segmentos delos polímeros en esa región; si lossegmentos extendidos de lospolímeros fueran fuertementehidrofílicos, ocurre preferente-mente la reacción entre ellos enel agua, y tienden a repelerse. Enlas aguas naturales las sustanciashúmicas, que son polímerosaniónicos, pueden ser adsorbidosen la interfaz sólido-líquido y con-tribuir a la estabilidad por efec-tos estéricos.Figura 4-12. Presencia de iones

trivalentes positivos

Partículas

Distancia

Pot

enci

al

Coagulación 174

3. SUSTANCIAS QUÍMICAS EMPLEADAS EN LACOAGULACIÓN

A la variedad de productosquímicos empleados en la coagu-lación se los clasifica como coagu-lantes, modificadores de pH y ayu-dantes de coagulación.

3.1 Coagulantes

Los productos químicos másusados como coagulantes en el tra-tamiento de las aguas son el sulfatode aluminio, el cloruro férrico, elsulfato ferroso y férrico y el clo-ro-sulfato férrico.

3.1.1 Sulfato de aluminio

Puede estar en formasólida o líquida. La sólida se pre-senta en placas compactas, grá-nulos de diverso tamaño y pol-vo. Su fórmula teórica esAl2(SO4)3 .18 H2O.

Su concentración se de-fine, en general, por su conteni-do en alúmina, expresada enAl2O3, es decir, 17% aproxima-damente. La densidad aparente

del sulfato de aluminio en polvo es del orden de 1.000 kg/m3.

El contenido en alúmina Al2O3 de la forma líquida fluctúa generalmenteentre 8 y 8,5%; es decir, 48 a 49% en equivalente polvo o también 630 a 650 g deAl2(SO4)3 .18 H2O por litro de solución acuosa.

El sulfato de aluminio es una sal derivada de una base débil (hidróxido dealuminio) y de un ácido fuerte (ácido sulfúrico), por lo que sus soluciones acuosas

Figura 4-13. Esquematización de polímerosadsorbidos en la superficie de coloides

Figura 4-14. Interacción repulsiva debidoa polímeros adsorbidos en la superficie

de coloides

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 hume-dad. Es necesario tener en cuenta esta tendencia ácida para la preparación de lassoluciones y los empaques para su distribución, y emplear, por lo general, materia-les 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 CaSO4 + 2 Al(OH)3

3) Sulfato de aluminio + soda cáustica:

Al2(SO4)3 + 6 NaOH → 2 Al(OH)3 + 3 Na2SO4

4) 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 dealuminio y el aluminato sódico.

El cloruro de aluminio AlCl3 se presenta en forma sólida o líquida y se utilizapreferentemente esta última (masa volumétrica de 1,29 kg/dm3, equivalente a uncontenido 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 eltratamiento del agua.

La forma sólida es cristalina, de color pardo, delicuescente, de fórmulateórica 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 evitartoda confusión entre los contenidos de producto puro o de producto comercial, esrecomendable expresar la dosis de coagulantes en Fe equivalente; es decir, 20,5%para la fórmula sólida y 14% aproximadamente para la solución acuosa comer-cial. En presencia de hierro, las soluciones acuosas de cloruro férrico se reducenrápidamente a cloruro ferroso FeCl2. Esta reacción explica su gran poder corrosi-vo frente al acero, y la necesidad de seleccionar adecuadamente el material de losrecipientes 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 colorverde muy soluble y tiene una masa volumétrica aparente próxima a 900 kg/m3.

Su contenido en hierro es de aproximadamente 19%. Por su naturalezaácida, 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 + 1/2 O2 + H2O → 2 Fe (OH)3

2) 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, puedendosificarse por separado o bien oxidarse previamente la solución de sulfatoferroso con cloro. Se obtiene entonces una mezcla de sulfato y cloruroférrico, a la que se conoce comercialmente con el nombre de cloro-sulfatoférrico, 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, sumasa volumétrica aparente es 1.000 kg/m3. Debido a que en solución acuosa sehidroliza 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 tie-nen naturaleza ácida, debido a su origen (sales producto de la neutralización de unácido fuerte con una base débil), es necesario repasar los conceptos de ácidos-bases y alcalinidad, para luego aplicarlos al comportamiento de las soluciones delos coagulantes inorgánicos.

a) Teoría ácidos-bases de Bronsted-Lowry

Esta teoría define como ácido a cualquier sustancia capaz de donar unprotón (un donador de protones) y la base es aquella que los recibe (un receptorde protones).

Un ejemplo que ilustra fácilmente el concepto ácido-base de Bronsted-Lowry es la reacción entre el cloruro de hidrógeno y el agua.

HCl + H2O = H3O+ + Cl-

El HCl es un ácido porque dona un protón a una molécula de agua, y el H2Oes una base porque acepta un protón de HCl. Si consideramos la reacción opues-ta, entre H3O+ y Cl- para formar HCl y H2O (que, en realidad, solo ocurre enpequeño grado), podemos apreciar que el ion hidronio H3O+ actúa como ácidomientras que el ion cloruro Cl- actúa como base. Al H3O+ se le denomina ácidoconjugado de la base H2O y al Cl- se la llama base conjugada del ácido HCl.

Coagulación 179

Cuadro 4-3. Ácidos y bases conjugadas

En resumen, podemos escribir:

Ácido conjugado Base conjugada Ácido conjugado Base conjugada

HCl + H2O = H3O+ + Cl-

Por tanto, según esta teoría, la fuerza de un ácido dependerá de su tenden-cia a donar un protón. De igual forma, la fuerza de una base dependerá de sutendencia a aceptar un protón. Podemos construir un cuadro de ácidos y basesconjugados colocando los ácidos más fuertes en la parte superior y las bases másfuertes en la parte inferior. Por lo general, la base conjugada de un ácido fuerte esuna base débil. De igual forma, ocurre que el ácido conjugado de una base fuertees un ácido débil. En el cuadro 4-3 se presenta una lista de ácidos y bases conju-gados.

De la lectura del cuadro se desprende, por ejemplo, que el HCl es el ácidomás fuerte y reaccionará con todas las bases conjugadas que se encuentran de-bajo de él. Por otro lado, el NH2

-, por ser la base más fuerte, reaccionará con losácidos conjugados ubicados más arriba. En términos generales, la reacción entreun 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.

Ácido conjugado Base conjugada

Nombre Fórmula Fórmula Nombre + Cloruro de hidrógeno HCl Cl- Ion cloruro

-

Ácido nítrico HNO3 NO3- Ion nitrato

Fuerza Ion hidronio H3O+ H2O Agua Fuerza

Ácido acético CH3COOH CH3COO- Ion acetato

del Ion hidratado de aluminio Al(H2O)6 3+

de la

ácido Ácido carbónico H2CO3 HCO3- Ion biocarbonato base

Ion bicarbonato HCO3- CO3

= Ion carbonato

- Agua H20 OH- Ion hidroxilo +

Amoniaco NH3 NH2 Ion amida

Coagulación 180

b) La alcalinidad

La alcalinidad es uno de los parámetros más importantes en el tratamientodel agua, pues influye directamente en la coagulación o el ablandamiento.

Los bicarbonatos, carbonatos y el ion hidroxilo representan las formas másimportantes de alcalinidad, pero en algunos casos pueden contribuir los boratos,silicatos, fosfatos y otras bases.

Aunque el bi-carbonato, HCO3

-, esla forma más comúnde alcalinidad, es im-portante considerarque en el agua existeen realidad un sistemade equilibrio entreCO2, H2CO3, HCO3

-,CO3

=, H3O+ y el OH-.

La concentración rela-tiva de cada compo-nente está en funcióndel pH, como muestrala figura 4-15.

Una consecuencia de la alcalinidad es la acción amortiguadora o tampón delos componentes. Por ejemplo, el equilibrio iónico en la alcalinidad debida a car-bonatos CO3

= y bicarbonatos, HCO3- será:

HCO3- + H2O = H3O

+ + CO3= (1)

La constante de equilibrio, por lo tanto, es dada por:

Ka = [-(H3O+) (CO

=3)] (2)

(HCO-3)

Figura 4-15. Efecto del pH en la composición de una solu-ción con alcalinidad total de 200 mg/L como CaCO3

Coagulación 181

donde:

(H3O+) = concentración molar del ion hidronio(CO=

3) = concentración molar del ion carbonato(HCO-

3) = concentración molar del ion bicarbonato

Por tanto:

(H3O+) = Ka = (HCO3-) / (CO3

=) (3)

Lo que demuestra que la concentración del ion hidronio depende de la delos iones de bicarbonato y carbonato. El efecto del bicarbonato y el carbonato esresistir un cambio en el pH. Esta resistencia o capacidad amortiguadora alcanzasu máximo nivel cuando las concentraciones de carbonato y bicarbonato son igua-les (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 losiones de aluminio y hierro con el agua, las cuales son de gran utilidad en la deses-tabilización de sistemas coloidales.

Cuadro 4-4. Reacciones ácidas del Al (III)

1. Al (H2O)

6

3+ + H2O = Al (H

2O)

5 (OH)2- + H

3O+

2. Al (H2O)

5 (OH)2+ + H

2O = Al (H

2O)

4 (OH)

2

+ + H3O+

3. Al (H2O)

4 (OH)+ + H

2O = Al (H

2O)

3 (OH)

3 + H

3O+

4. Al (H2O)

5 (OH)2+ + Al (H

2O)

5 (OH)2+ = Al

2(H

2O)

8 (OH)

2

4+ + 2 H2O

En el agua todos los cationes metálicos provenientes de los coagulantesquímicos son hidratados. Las especies iónicas Fe3+ y Al3+ no existen en el aguasino que se presentan como complejos hidratados: Fe (H2O)6

+3 y Al (H2O)6

+3, losmismos 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, ademásdel ion acuoso-metálico libre. En el cuadro 4-4 se presentan algunas de las reac-ciones que ocurren para el aluminio en solución acuosa. Reacciones similares sepodrían describir para el hierro.

Las reacciones 1 y 3 son de ácidos-base, donde el ion acuoso de aluminioactúa como ácido y el H2O actúa como base.

La reacción 4 se produce entre dos monómeros para formar un dímero,Al2(H2O)8 (OH)2

4+. Otros polímeros que, según se cree, están presentes en solu-ciones acuosas de aluminio son los siguientes: Al8(OH)20

4+, Al7(OH)173+,

Al13(OH)345+ y Al6(OH)15

3+.

Es necesario anotar que los iones acuosos-metálicos de aluminio y hierrono solo reaccionan con el agua sino también con la alcalinidad. Esta favorece quela reacción se produzca.

Si se analiza el compor-tamiento de los iones del cua-dro 4-4, se puede apreciar quelas reacciones del ácido Al(H2O)6

3+ con las bases HCO-,CO3

= y OH- son favorables,puesto que Al (H2O)6

3+ se en-cuentra más arriba que las ba-ses. Pero la reacción entre Al(H2O)6

3+ y H2O no es favora-ble, puesto que Al (H2O)6

3+ seencuentra más abajo que labase H2O. Como conclusiónpráctica, se deduce que la al-calinidad en el agua es nece-saria en la coagulación.

Si la alcalinidad no estápresente, puede ser necesarioagregarla en forma de cal uotro alcalinizante.

Figura 4-16. Concentración de especies deFe (III) como función del pH

Coagulación 183

Por otro lado, es interesanteobservar que la solubilidad de Al(OH)3 (s) y de Fe (OH)3 (s) está go-bernada por el pH. Las figuras 4-16y 4-17 muestran las concentracio-nes máximas de las especies solu-bles de Al (III) y Fe (III) existentesen equilibrio con los hidróxidos me-tálicos respectivos a 25 °C. Las zo-nas sombreadas corresponden a va-lores aproximados de dosis decoagulantes y pH observados en lapráctica del tratamiento de agua.

3.2 Modificadores de pH

Como se ha visto, para lograrmejores resultados en el tratamien-to, en algunos casos será necesarioregular la alcalinidad del agua o mo-dificar su pH; para ello se emplean:

1. Óxido de calcio o cal viva: CaO2. Hidróxido de calcio: Ca (OH)2

3. Carbonato de sodio: Na2CO3

4. Hidróxido de sodio: NaOH5. Gas carbónico: CO2

6. Ácido sulfúrico: H2SO4

7. Ácido clorhídrico: HCl

1. Hidróxido de calcio, Ca (OH)2

Se usa para elevar la alcalinidad del agua. Se obtiene apagando la cal vivacon agua. Su concentración está entre 82% y 99%. Es poco soluble en el agua ysu solubilidad disminuye al aumentar la temperatura.

Figura 4-17. Concentración de especiesde Fe (III) como función del pH

Coagulación 184

2. Carbonato de sodio, Na2CO3

También es un regulador de la alcalinidad. Es un polvo blanco anhidro, demasa volumétrica aparente variable entre 500 y 700 kg/m3. Su solubilidad es bas-tante baja: 100 g/L aproximadamente, a 20 °C.

3. Bicarbonato sódico, NaHCO3

Regulador de alcalinidad. Se utiliza en forma de polvo, cuya masa volumétricavaría 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 usa-dos, deben ser aprobados, previa evaluación, por la Agencia de Protección Am-biental de los Estados Unidos (EPA) a partir de datos toxicológicos confidencialespresentados 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 unalto peso molecular, de origen natural o sintético. Requieren ensayos de coagula-ción y floculación antes de su elección.

Los polímeros en polvo se usan bajo la forma de suspensión, que puedecontener entre 2 y 10 g/L; la duración de las suspensiones es inferior a una sema-na. Por lo general, requieren un tiempo de contacto entre 30 y 60 minutos. Por logeneral, se usan dosis pequeñas (0,1 a 1 g/L).

Para los polímeros líquidos, la distribución se hace a las mismas concentra-ciones, expresadas en producto seco.

La solubilidad de los polímeros es variable y su viscosidad elevada (hasta100 poises para concentraciones de 5 g/L). La masa volumétrica aparente varíade 300 a 600 kg/m3. Los polímeros generalmente ejercen acción sobre el acero noprotegido.

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 contie-nen de 10 a 60% de polímero activo.

1. Polímeros no iónicos

(a) Óxido de polietileno (b) Poliacrilamida

(– CH2 – CH2 – O –) – CH2 – CH –

C O

NH2

2. Polielectrolitos aniónicos

(a) Ácido poliacrílico

– CH2 – CH –

C O

OH n

(b) Poliacrilamida hidrolizada

– CH2 – CH – – CH2 – CH –

C O C O

HN2 m O n

n

––

––

––

––

–

Coagulación 186

(c) Sulfonato de poliestireno

– CH – CH –

C

HC CH

HC CN

C

SO3 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 prima-rios o como ayudantes de coagulación. Como coagulantes primarios, la concen-tración empleada generalmente oscila entre 1 y 5 mg/L, mientras que como ayu-dantes de coagulación la concentración es menor: entre 0,1 y 2 mg/L.

Coagulación 187

0

2

4

6

8

Acidificación

Dilución600

6

0,06

mg/LSi O2

Si (OH)6-2

Si (OH)4

Si(OH)5

SiO2 (s)

Log

Si (

OH

)n

(mol

es/L

)

4-n

La sílice activada es un polímero especial que se ha utilizado en el trata-miento de agua por algún tiempo. La figura 4-18 muestra la relación que existeentre las especies de sílice y el pH. La sílice activada se prepara neutralizandosoluciones comerciales de silicato y sodio (pH cerca de 12 en concentraciones enexceso 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 relacióncon la precipitación de sílice amorfa. Los silicatos poliméricos formados son inter-mediarios cinéticos en la formación de precipitado amorfo.

La precipitación se evita diluyendo la solución a una concentración aproxi-mada de 2 x 10-3M (120 mg/L como SiO2). Los polímeros aniónicos formados eneste proceso son dosificados al agua que va a ser tratada.

Se ha demostrado que bajo ciertas condiciones, la sílice activada puedefuncionar como único coagulante para coloides con carga positiva o negativa.

1. Es posible volver a estabilizar con sílice activada coloides con carga positi-va o negativa.

2. La concentración de sílice activada que se requiere para desestabilizar uncoloide está en relación directa con la concentración del coloide.

Figura 4-18. Equilibrio de solubilidad del SiO2

0 2 4 6 8 10 12 14pH

Coagulación 188

4. MECANISMOS DE COAGULACIÓN

Como se ha visto anteriormente, las partículas coloidales, las sustanciashúmicas y algunos microorganismos presentan una carga negativa en el agua, locual impide la aproximación de las mismas. En el tratamiento del agua será nece-sario alterar esta fuerza iónica mediante la adición de sales de aluminio o de hierroo de polímeros sintéticos que provoquen el fenómeno de la coagulación.

Actualmente se considera la coagulación como el resultado de la acción decuatro mecanismos:

1. Compresión de capa difusa;2. adsorción y neutralización;3. barrido;4. adsorción y formación del puente.

4.1 Compresión de la doble capa

Este modelo físico de doble capa puede explicar el fenómeno de la desesta-bilización de un coloide por un coagulante y la figura 4-9 ayuda a explicar elfenómeno de desestabilización: la curva de atracción de Van der Walls es fijamientras que la de repulsión eléctrica disminuye si se incrementan en la soluciónlos iones de carga opuesta. En consecuencia, si se reduce el potencial repulsivo,decrece también la curva resultante de interacción. Por lo tanto, las partículaspueden acercarse suficientemente para ser desestabilizadas por la energía atrac-tiva de Van der Waals.

La introducción de un electrolito indiferente en un sistema coloidal causa unincremento de la densidad de cargas en la capa difusa y disminución de la “esfe-ra” de influencia de las partículas, y ocurre la coagulación por compresión de lacapa difusa. Concentraciones elevadas de iones positivos y negativos (fuerza iónicagrande) en el agua acarrean un incremento del número de iones en la capa difusaque, para mantenerse eléctricamente neutra, necesariamente tiende a reducir suvolumen, de modo tal que las fuerzas de Van der Waals sean dominantes, y seelimine la estabilización electrostática. Un ejemplo típico de este mecanismo ocu-rre cuando aguas dulces con fuerza iónica pequeña se mezclan con agua de mar,lo que promueve la formación de depósitos en las desembocaduras. Cabe desta-car dos aspectos interesantes sobre ese mecanismo de coagulación:

Coagulación 189

a) La concentración del electrolito que causa la coagulación es prácticamenteindependiente de la concentración de coloides en el agua.

b) Es imposible causar la reestabilización de las partículas coloidales con laadición de mayores cantidades de electrolitos debido a que ha ocurrido unareversión de la carga de las mismas, que pasa a ser positiva.

Schulze-Hardy handemostrado que la desesta-bilización de un coloide porun electrolito indiferente(que no reacciona en elagua) ocurre debido ainteracciones electrostáti-cas: iones de misma cargason repelidos y los de cargacontraria son atraídos porlos coloides. Por lo general,la mayor carga de un ion po-sitivo está en relación direc-ta con la coagulación. A loselectrolitos responsables dela desestabilización se lesdenomina contraiones. Lasconcentraciones de Na+,Ca++ y Al+++ que se requie-ren para desestabilizar uncoloide 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 decoagulante para un agua natural tratada con soluciones que contienen iones Na+,Ca++ y Al+++.

Cabe destacar que si bien este mecanismo puede explicar la acción deiones de sodio y calcio, que son iones indiferentes, no es válido para la acción delaluminio, porque este último no es un electrolito indiferente, sino que reaccionatanto con el agua como con la alcalinidad.

Por tanto, el modelo físico de doble capa presenta limitaciones para expli-car el fenómeno de coagulación.

Figura 4-19. Curvas esquemáticas decoagulación para varios tipos de coagulantes

10-8 10-6 10-4 10-2

100

50

100

50

100

50

100

50

Dosis de coagulante (moles/litro)

Turb

ieda

d re

sidu

al (p

orce

ntaj

e)

Policrilamida hidrolizada

Coagulación 190

4.2 Adsorción y neutralización de la carga

La desestabilización de una dispersión coloidal consiste en las interaccionesentre coagulante-coloide, coagulante–solvente y coloide–solvente.

El efecto de adsorción y neutralización de la carga se encuentra estrecha-mente ligado al de compresión de la doble capa.

La figura 4-19 muestra las curvas esquemáticas turbiedad residual versusdosis de coagulante para diversos coagulantes.

Un ejemplo de desestabilización por medio de la adsorción y neutralizaciónde la carga es la coagulación del yoduro de plata con carga negativa por medio deiones orgánicos de dodecilamonio (C12H25NH3

+). La curva que se presenta en lafigura 4-19(b) se basa en un trabajo experimental.

Se podría deducir que los iones dodecilamonio, por tener carga +1, deberíanser capaces de inducir una coagulación similar a la del Na+ (figura 4-19[a]). Sinembargo, existen dos diferencias muy importantes: mientras los iones de sodioproducen la coagulación únicamente en concentraciones muy altas y no prácticas(mayores a 10-1 moles/L), los iones de dodecilamonio producen la desestabiliza-ción en concentraciones tan bajas como 6 x 10-5 moles por litro y la reestabilizacióncon dosis de coagulante mayores de 4 x 10-4 moles por litro. El comportamiento delos iones de dodecilamonio (figura 4-19[b]) puede explicarse si se considera queesta amina orgánica C12H25NH3

+ es una sustancia activa en la superficie de loscoloides, que se acumula en las interfaces, y los grupos -CH2 en las cadenasalifáticas de la molécula no interactúan con el agua y, por lo tanto, son llevadosfuera de la solución y dentro de las partículas coloidales, lo que causa su desesta-bilización. 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 loscoloides: se ha trazado una curva de la turbiedad residual después de la sedimen-tación 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 puedever que la coagulación con sales de aluminio puede realizarse con dosis bajas (6 x10-6 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 reaccionesque ocurren al agregar sal de aluminio al agua. Los complejos hidroxilados(monómeros, dímeros, polímeros), formados con dosis bajas de Al (III), puedenser adsorbidos por los coloides, lo que provoca la desestabilización. Si se agregamás Al (III) al agua, los coloides pueden reestabilizarse con carga positiva.

En resumen, en la figura 4-19(b), es probable que las interaccionescoagulante–solvente (amina–agua) sean responsables de la adsorción delcoagulante en la interfaz coloide–agua. En el caso de las especies hidrolizadas dealuminio y fierro o de polímeros sintéticos catiónicos, es común que ocurra laadsorción específica, causada por la interacción entre coagulante y coloide. Enlas 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 porbarrido

Cuando la dosis de un coagulante de sales metálicas en solución como elAl2(SO4)3 y FeCl3 excede el producto de solubilidad de sus hidróxidos metálicoscomo el Al (OH)3 y el Fe(OH)3, se produce una precipitación rápida de loshidróxidos gelatinosos que explica el fenómeno de remoción de turbiedad en lafigura 4-19(c). En este caso, las partículas coloidales son envueltas por los preci-pitados y, como este mecanismo no depende de la neutralización de la carga de loscoloides, la condición óptima de la coagulación puede no corresponder a aquelladonde es mínimo el potencial zeta.

Si se toma como ejemplo la sal de fierro, el producto de solubilidad delhidróxido 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 rápi-da. 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 sermayor de 100.

El mecanismo de barrido, definido por Stumm y O’Melia como sweepcoagulation, es ampliamente utilizado en las estaciones de tratamiento donde lafloculación y la sedimentación anteceden a la filtración, pues los flóculos resultan-tes son de mayor tamaño y presentan velocidades de sedimentación relativamentealtas, 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, parti-cularmente el sulfato, es efectiva para aumentar la velocidad de precipitación.Por otro lado, puesto que las partículas coloidales pueden servir como núcleospara formar precipitados, un aumento en la concentración de partículas coloidalespuede favorecer la precipitación.

4.4 Adsorción y puente interparticular

La coagulación puede realizarse también usando una variedad significativade compuestos orgánicos sintéticos y naturales caracterizados por grandes cade-nas moleculares, que gozan de la propiedad de presentar sitios ionizables a lo largode la cadena y de actuar como coagulantes. Los polímeros pueden ser clasifica-dos 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 193

c) 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 sonefectivos para coagular coloides con carga negativa, fenómeno que no puede serexplicado de acuerdo con modelos basados en la neutralización de cargas. Se hadesarrollado la teoría del “puente” que, al menos, explica cualitativamente estefenómeno (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 lasuperficie de las partículas coloidales y se deja que el resto de la molécula seextienda hacia la solución.

Reacción 2. Si una segunda partícula con algunos sitios de adsorción va-cíos 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 segmentosdispersos del polímero pueden eventualmente adsorberse en otros lados de la par-tícula original, lo que hace imposible que el polímero sirva de puente y se producela reestabilización de las partículas.

Si se comparan las figuras 4-19(b) y 4-19(d), se puede notar que lapoliacrilamida hidrolizada induce la coagulación con concentraciones más bajasque 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 puedeatribuir la reestabilización a la reversión de cargas, como en el caso de ionesdodecilamonio (figura 4-19[b]).

Coagulación 194

Figura 4-20. Representación esquemática para el modelo de puentesen la desestabilización de coloides mediante polímeros

Polímero

Partícula reestabilizada

Partícula estable(no hay sitios vacantes)PartículaExceso de polímeros

Partícula desestabilizada

Partículas desestabilizadas

Floculación

Fragmento de floc

Partícula desestabilizadaPartícula

Fragmento de flóculo

Fragmento de flóculoFragmento de flóculo

reestabilizado

Agitación prolongadao intensa

Partícula de flóculo

Reacción 1Adsorción inicial con la dosis óptima de polímero

Reacción 6Adsorción secundaria de polímeros

Reacción 5Ruptura del flóculo

Reacción 4Adsorción inicial Exceso de dosis de polímero

Reacción 3Adsorción secundaria de polímero

Reacción 2Formación del flóculo

Sin contacto con sitiosvacantes en otras partículas

(pericinética yortocinética)

Coagulación 195

Reacción 4. El modelo de puente puede explicar cualitativamente lareestabilización como resultado de la saturación de las superficies coloidales porel polímero, sin dejar lugar para la formación de puentes interparticulares.

Reacciones 5 y 6. En algunos casos, los sistemas coloidales desestabilizadospueden ser reestabilizados por medio de agitación intensa, debido a que se rompenlas uniones polímero-superficie, y ocurre una adsorción secundaria de los frag-mentos de los flóculos.

5. CINÉTICA O ETAPAS DE LA COAGULACIÓN

Considerando la discusión teórica que antecede, Stumm y O’Melia identifi-caron varias etapas en el proceso de coagulación.

1) Hidrólisis de los iones metálicos multivalentes y su consecuente polimeri-zación hasta llegar a especies hidrolíticas multinucleadas.

2) Adsorción de las especies hidrolíticas en la interfaz de la solución sólidapara lograr la desestabilización del coloide.

3) Aglomeración de las partículas desestabilizadas mediante un puente entrelas partículas que involucra el transporte de estas y las interacciones quími-cas.

4) Aglomeración de las partículas desestabilizadas mediante el transporte delas 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 par-cialmente y otras incluso pueden ocurrir simultáneamente. Se puede suponer quelas diferentes etapas de la reacción pueden resultar controlables en un cierto por-centaje, bajo diversas condiciones químicas (figura 4-21).

Coagulación 196

6. MECANISMOS DE COAGULACIÓN PREDOMINANTES

La coagulación mediante sales inorgánicas se produce predominantementepor medio de dos mecanismos:

1) Adsorción de las especies hidrolíticas por el coloide, lo que provoca la neu-tralización de la carga, y

2) coagulación de barrido, en la que se producen las interacciones entre elcoloide y el hidróxido precipitado.

Figura 4-21. Modelo esquemático del proceso de coagulación

Coagulante

Sed

imen

taci

ón

pH

Polímero añadido oformado por el

coagulante

Partícula negativa

Hidrólisis1.a fase 2.a fase 3.a fase

pH

pHpH

pHpH

pHpH

pH

pH

pH

pH

pH

pH pH

pH

Sed

imen

taci

ón

5.a

fase

4.a fa

se

pH = Productos de hidrólisispositivamente cargados

Coagulación 197

6.1 Coagulación por adsorción

Cuando se agregasulfato de aluminio o sa-les de fierro al agua encondiciones especiales dedosis de coagulante y pH,se forma una serie de es-pecies solubles hidro-lizadas.

En el caso delsulfato de aluminio, lasespecies hidrolizadas quese forman son Al3+,Al(OH)2+, Al8(OH)20

4+ yAl(OH)4, las cuales sontomadas a menudo pararepresentar todo el siste-ma.

Estas especies hidro-lizadas se adhieren o formancomplejos superficiales con losgrupos Silanol (= SiOH) y el co-loide, y lo desestabilizan, lo quepermite la formación deflóculos (figura 4-22).

Este mecanismo es de-nominado neutralización decarga (también se lo llama dedesestabilización-adsorción).

Cuando la cantidad decoloides presente en el agua es

Figura 4-22. Coagulación por adsorción

Formación deflóculos poradsorción

Altaturbiedad Coloide

Reacción rápidade 10-4 a 1 seg

AI (OH)3

AI (OH)

AI (OH)AI (OH)

Al (OH)

AI (OH)

AI (OH)3

AI (OH)3AI (OH)3

AI (OH)3

Figura 4-23. Potencial zeta en la coagulaciónpor adsorción

Pot

enci

al

Distancia

D

Pz

Coagulación 198

grande, la distancia entre ellos espequeña. Por lo tanto, es mayorla fuerza de atracción y la ener-gía requerida para su desestabi-lización menor, así como el po-tencial zeta resultante (figura4-23).

6.2 Coagulación por barrido

Con dosis de alúmina sufi-cientemente altas, se forma unprecipitado de hidróxido de alu-minio que físicamente arrastra dela suspensión a las partículascoloidales, por lo que se denomi-na coagulación de barrido.Este mecanismo se muestra es-quemáticamente en la figura 4-24,donde se evidencia que la coa-gulación de las partículas coloi-dales en el tratamiento del aguaes controlada principalmente por

la química del hidróxido dealuminio y sus especies hi-drolíticas precursoras.

Este tipo de coagula-ción se presenta normal-mente cuando el agua esclara y el porcentaje de par-tículas coloidales es peque-ño. En este caso, las partí-culas son entrampadas alproducirse una sobresatu-ración de precipitado de hi-dróxido de aluminio.

Figura 4-25. Potencial zeta en la coagulaciónpor barrido

Figura 4-24. Coagulación de barridoo arrastre de partículas

Bajaturbiedad

Dosis alta desulfato dealuminio

Reacción lenta1 - 7 seg

Coloide

AI (OH)3

AI (OH)3AI (OH)3

AI (OH)3

Efecto de barrido

AI (OH)3

AI (OH)3

Potencial

Distancia

D

Pz

Coagulación 199

Debido a que la distancia entre las partículas es mayor, las fuerzas de atrac-ción son menores y se requiere mayor cantidad de coagulante y energía paradesestabilizarlas, lo que aumenta el potencial zeta y el tiempo de reacción, quepuede 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 coagula-ción con fierro, diagramas sencillos pero herramientas muy efectivas para indicarlas 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) selec-ción 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 partirdel diagrama de estabilidad termodinámica (diagrama pc-pH) para la fase sólidadel 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 depH. 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 (5) [ Al (OH) 3 (s) ]

Como Al (OH) 3 (s) = 1, tomando logaritmos negativos se obtiene:

-Log (K4) = -Log (H+) -Log Al (OH)4 = 12,35 (6)

Coagulación 200

pH de la solución mezclada

Log

[Al]

- mol

es/L

-3

-8

-7

-6

-5

-4

2 121064

AlTotal

Als(OH)4+

20

Zona de reestabilización(los límites cambian de acuerdocon el tipo de coloide)

Al(OH)2+

Neutralización de cargasa potencial zeta = 0con Alx(OH)n+/Al(OH)3(s)

Al(OH)- 4

Combinado(barrido y adsorción)

Barrido óptimo

Coagulación debarrido

Neutralización de cargasa potencial zeta = 0

con Al(OH)3 (s)

Al3+

Sul

fato

de

alum

inio

com

o A

l 2(SO

4) 3.14,

3 H

2O -

mg/

L

300

0,3

3

1

10

30

100

-2

8

Reordenando:

Log Al (OH)4- = pH - 12,35 (7)

La ecuación (7) se grafica como una línea recta con una pendiente de +1para formar una de las líneas del marco básico del diagrama de coagulación.Líneas similares se derivan de las otras especies hidrolíticas del aluminio y ellasforman los límites de la región que encierra la zona de la fase sólida del hidróxidode aluminio (figura 4-26).

Figura 4-26. Diagrama de coagulación del sulfato de aluminio ypotencial zeta

Coagulación 201

7.2 Aplicabilidad de los diagramas de solubilidad del sulfato de alumi-nio en la coagulación

En general, cuando la dosis de sulfato de aluminio es alta (>30 mg/L) y elpH está entre 6 y 8, hay formación del precipitado Al(OH)3. Cuando el pH esinferior a 5, puede ocurrir la formación y predominio de especies poliméricas, detipo Al13O4(OH)24

7+.

Cuando el sulfato de aluminio entra en contacto con el agua, ocurren lasreacciones 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)4

3+. 14,3 H2O, para 0,5 mg/Lde CaCO3.

La preparación de coagulantes poliméricos inorgánicos es extremadamen-te compleja y se realiza a partir de sales de aluminio y fierro, en condicionesespeciales. Actualmente se encuentran disponibles en el mercado muchas espe-cies poliméricas de aluminio y fierro y dependen, básicamente, de la relación entresus componentes.

Los diagramas de coagulación pueden ser obtenidos a través de ensayos decoagulación, floculación y sedimentación (para una determinada velocidad de se-dimentación) o de ensayos de coagulación y filtración, lo que depende del tipo detecnología de tratamiento. Es muy importante que un proyectista o un operador deuna planta de tratamiento conozca los fundamentos de los diagramas. Estosdiagramas posibilitarán la toma de decisiones correctas, tanto para la elección dela tecnología de tratamiento apropiada, como para la optimización de la coagula-ción, con considerable economía en productos químicos. Es conveniente resaltar,también, que las características de coagulación de aguas con turbiedad o colorelevados 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 apartir del diagrama de solubilidad de aluminio y de las condiciones de coagula-ción–dosis de coagulante [Al2(SO4)3 x 14,3 H2O] y el pH de la mezcla, en eltratamiento de diferentes tipos de aguas naturales y sintéticas, con turbiedad rela-tivamente comparada a color verdadero.

Coagulación 202

Evidentemente, el diagrama corresponde a una situación particular que ilustrael uso del diagrama de solubilidad del sulfato de aluminio, pues las líneas quelimitan las diferentes regiones se alteran con las características del agua. Conrespecto a la parte inferior del diagrama, son fundamentales algunas aclaracio-nes. El punto isoeléctrico (PIZ) para el hidróxido de aluminio se encuentra en lafase de pH comprendida entre 7 y 9, lo que depende de los iones presentes en elagua (principalmente los aniones). En esa figura fue admitido un valor de pHmayor de 8 para el PIZ del hidróxido de aluminio. Se nota la existencia de cuatroregiones distintas, caracterizadas para valores de dosis de coagulante–dosis de lamezcla. Se distinguen los diferentes mecanismos de coagulación y reestabilizaciónde las partículas coloidales.

Región 1. Ocurre la neutralización de la carga de las partículas coloidalespara las especies hidrolizadas positivas, de aluminio, que son adsorbidas en lasuperficie 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 delos coloides recubiertos con especies de coagulante. Es evidente que si el pH de4,8 es mantenido constante, la dosis de coagulante podrá variar, aproximadamen-te, de 10 a 70 mg/L.

Región 2. Sea, por ejemplo, la dosis de sulfato de aluminio en la fase arribamencionada y pH 4,8. Si el pH disminuyese, las partículas recubiertas presenta-rían PZ negativo, y permanecería estabilizada la dispersión coloidal. Pero, con elaumento de pH (mayor de 4,8), el PZ se torna positivo y también los coloides, loque caracteriza el fenómeno de la reestabilización. Para un valor de pH fijo iguala 6, por ejemplo, existe una relación estequiométrica entre la concentración de ladispersión 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 consecuen-te aumento de la concentración de la dispersión coloidal. La desestabilización quecausa la aparición de la delimitación superior de la región de reestabilización hasido atribuida a la presencia de iones sulfato y al aprisionamiento de los coloidesreestabilizados en complejos de sulfato de tipo Al(H2O)SO4

+.

Región 3. Considerando una dosis de coagulante igual a 10 mg/L, se notaque a partir del pH 4,8, la curva resultante de la interacción entre las especieshidrolizadas positivas de aluminio y las partículas coloidales asigna un valor de PZmáximo (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 dispersióncoloidal considerada) y una dosis de coagulante igual a 10 mg/L. Esto se debe ala presencia del hidróxido de aluminio con carga positiva. Para varias dosis decoagulante comprendidas entre 3 y cerca de 30 mg/L, existe una región conocidacomo “corona” en la cual el mecanismo de coagulación se debe a la neutraliza-ción de carga para el hidróxido de aluminio positivo. Esa región es consideradaideal para la coagulación cuando se tiene la filtración directa, ascendente o des-cendente.

Región 4. Generalmente, para valores de pH de 6 a 8 con dosis de coagulantesuperiores a un valor próximo de 30 mg/L, tiende a ocurrir la formación excesivade los precipitados de hidróxido de aluminio, de forma que las partículas coloidalesson aprisionadas en los mismos, lo que caracteriza el mecanismo de barrido, cuyaregión, delimitada por el par de valores dosis de coagulante–pH de coagulación,es relativamente amplia. La coagulación realizada en ese mecanismo es la reco-mendada cuando se tiene tratamiento completo con coagulación, floculación ydecantación antes de la filtración, pues los flóculos obtenidos son fácilmente re-movidos en los decantadores.

7.2.2 Restricciones del uso del diagrama de coagulación de sulfato de alu-minio (figura 4-26)

Es necesario considerar lo siguiente:

a) La región de reestabilización en el diagrama depende de la superficie espe-cífica de las partículas coloidales y está delimitada por dosis de sulfato dealuminio 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 gene-ralmente ocurre con aguas superficiales utilizadas como fuentes de abaste-cimiento. Para concentraciones elevadas de coloides, serán necesarias al-tas 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 (SO4

2-) pueden suprimir la reversión de car-ga y la reestabilización. En aguas naturales, concentraciones de ion sulfatodel orden de 12 mg/L (como sulfato) han causado tal fenómeno.

Coagulación 204

Sul

fato

de

alum

inio

com

o A

l 2(SO

4) 3.14,

3 H

2O -

mg/

L

Log

[Al]

- mol

es/L

-3

-8

-7

-6

-5

-4

AlTotal

Als(OH)4+

20

Al3+

Zona de reestabilización(los límites cambian de acuerdocon el tipo de coloide)

Al(OH)2+

Neutralización de cargas a potencial zeta = 0con Alx(OH)n+/Al(OH)3(s)

y


Barrido óptimo



con Al(OH)3 (s)

300

0,3

3

1

10

30

100

Al(OH)- 4

pH de la solución mezclada2 1210864

c) Concentración elevada de sustancias húmicas pueden controlar el procesode coagulación y alterar las regiones delimitadas en el diagrama.

En la figura 4-27 se muestra otra versión un poco más clara del diagramade coagulación con sulfato de aluminio para remoción de turbiedad, la cual es útilpara el diseño y operación de plantas de tratamiento que usen esta tecnología.

Figura 4-27. Diagrama de coagulación con sulfato de aluminio pararemoción de turbiedad

Coagulación 205

8. DIAGRAMA DE COAGULACIÓN PARA REMOCIÓN DELCOLOR

A pH bajo, en la región cercana a los límites del marco del diagrama forma-do por las especies poliméricas de aluminio catiónico, las sustancias húmicas pa-recen interactuar con los compuestos de aluminio con carga positiva para formarun 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 hi-dróxido de aluminio sólido. Esta remoción, mediante los dos mecanismos de coa-gulación predominantes, es posible en rangos de pH diferentes.

Cuando la turbiedad también está presente en el agua, se tiene una superfi-cie de contacto que favorece la remoción de las moléculas, de color y la coagula-ción ocurre con dosis de sulfato de aluminio aún más bajas.

Figura 4-28. Dominios de remoción del color con presencia de turbiedad

2-8

4 6 8 10 12

-7

300-3

-4

-5

-6 0,3

1

3

10

30

100

90% Remoción90% Remoción

Al3+

Altotal

Als(OH)4+

20

Al(OH)- 4


Sul

fato

de

alum

inio

com

o A

l 2(SO

4) 3.14,

3 H

2O -

mg/

L

Log

[Al]

- mol

es/L

Coagulación 206

AlTotal

Als(OH)4+

20 Al(OH)-

4

Al3+

Al(OH)+ 2

80% RemociónAl(OH)- 4

90% Remoción

2 4-8

121086

-3

-4

-5

-6

-7

300

100

0,3

1

3

10

30


Log

[Al]

- mol

es/L

Sul

fato

de

alum

inio

com

o A

l 2(SO

4) 3.14,

3 H

2O -

mg/

L

La figura 4-28 muestra un 90% de remoción de color, cuando el color iniciales 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 de6,7, 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 requerimien-tos de sulfato de aluminio para un color inicial de 100 UC sin turbiedad. Las dosisde 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 enaguas con un color inicial que varía de 100 a 1.000 UC (ácido húmico de 4 a 37,5mg/L) y una turbiedad inicial de 27-30 UT. Esto corrobora la conocida recomen-dación 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 a8,2.

Figura 4-29. Dominios de remoción del color sin presenciade turbiedad

Coagulación 207

9. DIAGRAMA DE COAGULACIÓN PARA FILTRACIÓNDIRECTA

El pretratamiento químico que conduce a la desestabilización de partículases el parámetro más importante para controlar la efectividad de la filtración. Porlo tanto, el diagrama de coagulación con sulfato de aluminio es un medio ideal parapredecir las mejores condiciones químicas para la filtración directa.

La región de la corona alrededor de la zona de reestabilización tiene unpotencial zeta de cero para aguas con bajo contenido de iones sulfato. Conse-cuentemente, las aguas tratadas con estas dosis de sulfato de aluminio y condicio-nes de pH, filtrarán mucho mejor.

La figura 4-31 muestra la turbiedad del efluente de un filtro a diversasprofundidades con dosis de sulfato de aluminio de 5 mg/L y condiciones variables

Figura 4-30. Dominios más comunes de remoción del color

Log

[Al]

- mol

es/L

AlTotal

Als(OH)4+

20

Al(OH)- 4

Al3+

Al(OH)+ 2

90% RemociónAl(OH)- 4

90% Remoción

2 4-8

121086

-3

-4

-5

-6

-7

300

100

0,3

1

3

10

30


Sul

fato

de

alum

inio

com

o A

l 2(SO

4) 3.14,

3 H

2O -

mg/

L

Coagulación 208

de pH. Esta figura tam-bién muestra una seccióndel diagrama de coagu-lación para la dosis de 5mg/L. Se puede ver cla-ramente que el mejorefluente se produce pre-cisamente donde se loca-liza la región de la coro-na. Se deduce, además,que independientementede la dosis de coagulante,la menor turbiedad en to-das las profundidades delmedio filtrante resulta aun valor de pH alrededorde 7, donde predomina elmecanismo de coagula-ción de neutralización decarga para el agua utilizada.

La figura 4-32 muestraresultados similares para unadosis de sulfato de aluminio de8 mg/L. La turbiedad mostra-da en las figuras correspondea una carrera de filtración de420 min.

Las figuras 4-33 y 4-34indican regiones con condicio-nes óptimas de operación confiltración, obtenidas a partir dela literatura.

Una conclusión prácticade estas investigaciones es quecuando el barrido es el meca-nismo de coagulación predomi-

Figura 4-32. Curvas de turbiedad versusdosis de sulfato de aluminio = 8 mg/L

Al(OH)- 4

Reestabilización

Neutralización de cargasCorona

Al(OH)2+

Turb

ieda

d

Efluente

15’’

9’’ profundidad

3’’

4,0 5,0 10,09,08,07,06,00,0

10,0

15,0

20,0

5,0

pH

Figura 4-31. Curvas de turbiedad versus pH condosis de sulfato de aluminio de 5 mg/L

Al(OH)- 4

Reestabilización Neutralización de cargasCoronaAl(OH)2+

5 mg/L

Turb

ieda

d

Efluente

15’’ profundidad

9’’

3’’

pH4,0 5,0 10,09,08,07,06,0

0,0

10,0

15,0

20,0

5,0

Coagulación 209

-2


Hutchison

Barrido óptimoZona de reestabilización(los límites cambian de acuerdocon el tipo de coloide)

Al(OH)2+


Neutralización de cargas apotencial zeta = 0 conAlx(OH)n+/Al(OH)3(s)

y

Logsdon et al.

AlTotal

Als(OH)4+

20

Al3+

Al(OH)- 4

Tate y Trussell

Foley

Peterson et al.

Neutralización de cargas


-8

-7

-6

-5

-4

-3

2 4 121086

300

0,3

1

3

10

30

100

Sul

fato

de

alum

inio

com

o A

l 2(SO

4) 3.14,

3 H

2O -

mg/

L

Log

[Al]

- mol

es/L

nante, las condiciones de la mezcla rápida prácticamente no influyen en la eficien-cia. Cuando la coagulación es resultante de la combinación de los mecanismos deneutralización y barrido, hay una pequeña influencia de las condiciones de mezclarápida.

En el mecanismo de coagulación de neutralización de carga es considera-ble la influencia de las condiciones de la mezcla rápida en la eficiencia de remo-ción de flóculos por sedimentación. Los mejores resultados se obtienen con elmayor valor de la gradiente. Cuando el mecanismo de coagulación es el de laneutralización de carga (por ende, con pequeña dosis de sulfato de aluminio), laeficiencia de la sedimentación es baja.

Es evidente que, en sistemas de tratamiento completo, en la coagulacióndebe primar el mecanismo de barrido; en cambio, en la filtración directa el meca-nismo debe ser el de neutralización de cargas en la región denominada “corona”.

Figura 4-33. Bibliografía sobre filtración directa analizada sobre un diagramade coagulación de aluminio

Coagulación 210

9.1 Diagrama de coa-gulación con hie-rro

En general, los con-ceptos y conclusiones ex-puestos para el sulfato dealuminio son aplicables alhierro como coagulante.Johnson y Amirtharajah (6)han mostrado las condicio-nes particulares para dosisde cloruro férrico y pH,bajo las cuales ocurre unaefectiva coagulación para

Figura 4-34. La región donde ocurre la mejor filtración directa en undiagrama de coagulación de aluminio

Figura 4-35. Diagrama de coagulaciónde hierro a temperatura de 25 ºC (2)


Log

[Al]

- mol

es/L

-3

-8

-7

-6

-5

-4

2 121064

AlTotal

Als(OH)4+

20

Zona de reestabilización(los límites cambian de acuerdoal tipo de coloide)

Al(OH)2+

Neutralización de cargas a potencial zeta = 0con Alx(OH)n+/Al(OH)3(s)

y

Al(OH)- 4


Barrido óptimo



con Al(OH)3 (s)

Al3+

Sul

fato

de

alum

inio

com

o A

l 2(SO

4) 3.14,

3 H

2O -

mg/

L

300

0.3

3

1

10

30

100

-2

8

Región para lamejor filtracióndirecta

Coagulación 211

Figura 4-37. Dominio de remoción del colorÁcido húmico inicial = 4 mg/L

pH de la solución mezclada2 4 6 8 10 12 14

-2

-3

-4

-5

-6

-7

-8

-10

-12

-14

Log.

(Fe)

- m

oles

/L

FeC

I 3 -

6H2O

- m

g/L

27010027102,71,0,270,27

90% remoción

la remoción de turbiedad.La figura 4-35 representalas regiones comúnmenteencontradas cuando la coa-gulación se realiza con elcloruro férrico. Se obser-va la existencia de tres re-giones típicas. En la regiónA la coagulación se debeal mecanismo de barrido,con pH entre 4,5 y 6,0. Ladosis de cloruro férrico va-ría de 27 a 270 mg/L. Ge-neralmente, para valoresde pH inferiores a 6, de-pendiendo de la dosis decloruro férrico, ocurre lareestabilización (región C).

El diagrama decoagulación con fierropara la remoción de co-lor muestra sus venta-jas en las figuras 4-36 y4-37, donde se encuen-tra una eficiencia de re-moción de color de 90%,con y sin turbiedad, res-pectivamente. El colorinicial fue de 100 UC yla turbiedad inicial de27-30 UT.

En contraste conlos resultados obtenidoscon el sulfato de alumi-nio, se puede ver que la

Figura 4-36. Zona óptima de remoción delcolor con cloruro férrico

90% remoción

FeCl3 . 6H

2 O - m

g/L

pH de la solución mezclada4 6 7 8 95

1

5

10

20

30

100

50

3

Coagulación 212

turbiedad no altera significativamente la dosis de coagulante para la remoción decolor. Las dosis de cloruro férrico parecen incrementarse ligeramente con la tur-biedad.

La figura 4-37 muestra los dominios del diagrama de coagulación con fierropara un 90% de remoción de color en dos rangos de color inicial, 100 UC (ácidohúmico = 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 fraccio-nes de sustancias húmicas de mayor peso molecular (> 10.000).

Es muy importante comparar el diagrama de la figura 26, correspondienteal sulfato de aluminio, con el de la figura 4-35 del cloruro férrico. Se ve que lacoagulación con esta sal de fierro es más eficiente que aquella de aluminio, paravalores de pH mas elevados. Esta observación es fundamental, pues muchas aguasnaturales poseen alcalinidad y pH relativamente alto, y para ellas no es tan ade-cuado el uso de sulfato de aluminio como coagulante.

La combinación de los diagramas lleva a la obtención de la figura 4-38, enla cual las líneas llenas se refieren a las especies de aluminio y las punteadas, a lasde fierro.

Se observa que lacoagulación con cloruro defierro es eficiente en la re-gión donde hay reesta-bilización con el sulfato dealuminio, además de sercomún, en parte, la regióny coagulación por barrido.

Generalmente, la efi-ciencia de la coagulacióncon cloruro férrico (FeCl3x 6 H2O) es semejante a ladel sulfato de aluminio(Al2(SO4)3 x 14,3 H2O),comparados en términos deconcentración molar, pues

Figura 4-38. Regiones comunes de coagulacióncon sulfato de aluminio y cloruro férrico

Coagulación 213

el sulfato de aluminio tiene masa molecular de aproximadamente 600 g y el cloru-ro férrico de aproximadamente 270 g. El primero forma dos moles de Al3+, mien-tras que el segundo solamente un mol de Fe

3+ en solución. Las investigaciones de

Amirtharajah, con uso de una solución con 50% de sulfato de aluminio y 50% decloruro férrico (en función de la masa molar) indican que no hay beneficios sus-tanciales si los resultados son comparados a un solo coagulante (sulfato de alumi-nio o cloruro férrico). El uso combinado de esos coagulantes puede ser más ade-cuado 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 desolución de coagulante en la eficiencia del proceso de tratamiento; incluso se hasugerido limitar la concentración mínima a valores del orden de 0,5% en las esta-ciones de tratamiento. Pero tal sugerencia contradice el procedimiento usual en larealización de ensayos de laboratorio, que generalmente usan la solución decoagulante con una concentración de 0,1 y 0,2%, dependiendo del volumen de losfrascos de los equipamientos de floculación (1 ó 2 litros) y de las dosis previstaspara los ensayos.

10.2 Factores de mayor influencia en el desarrollo del proceso

Los factores que tienen mayor incidencia en el proceso son la naturalezadel 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 delproceso son la concentración de coloides (medida normalmente mediante la can-tidad de turbiedad o color presente en el agua), la alcalinidad y el pH, el tamaño delas partículas y la temperatura.

Concentraciones de coloides, alcalinidad y pH

Se presentan cuatro situaciones diferentes, dependiendo de las variacionesde coloides en el agua.

Coagulación 214

a) Alta concentración de coloides y alcalinidad baja

Es el sistema más fácil de tratar, ya que solo se debe determinar un parámetroquímico: la dosis óptima de coagulante. La desestabilización se realiza pormedio de la adsorción de especies hidrolíticas con carga positiva, que seproducen instantáneamente con niveles de pH ácidos (pH 4 a 6, dependien-do del coagulante).

b) Alta concentración de coloides y alcalinidad alta

En este caso, la desestabilización se realiza nuevamente por medio deadsorción 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 permanecegeneralmente en la región neutral, donde los polímeros de hidróxidos metá-licos 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 relati-vamente alta para capturar las partículas coloidales. Como alternativa, sepuede agregar arcilla o bentonita, para aumentar la concentración coloidaly 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 mediode captura se dificulta, ya que el pH disminuye al agregar el coagulante yno permite la formación de hidróxidos. Asimismo, la coagulación por mediode adsorción también es difícil, ya que la concentración coloidal es dema-siado baja para permitir el contacto interparticular. Para realizar una coagu-lación efectiva, deberá agregarse alcalinidad adicional y/o bentonita o pre-ferentemente arcilla.

10.2.2 Temperatura

Es importante en zonas de climas muy marcados, principalmente cuando sealcanzan temperaturas de congelación.

Coagulación 215

Cahill y Fitz Patrick analizaron la influencia de este factor en un grupo deplantas de Chicago y establecieron dos regiones de variaciones muy marcadas,una entre 0 y 10 ºC y la segunda entre 10 y 40 ºC.

En la primera zona seencontró que los mecanismosdominantes eran la viscosidaddel agua y el pH y que a me-dida que la temperatura delagua se acercaba a los 0 ºC,la remoción de turbiedad sedificulta. Se desconocen lasrazones específicas de estecomportamiento. Se sabe queal aproximarse el agua a latemperatura de congelación,se produce un efecto de or-denamiento de su estructurao de incremento de sus lími-tes de hidrógeno, previo a susolidificación o formación dehielo. Este fenómeno podríaestar impidiendo el acerca-miento de las partículas parasu desestabilización, al anular-se el movimiento browniano.

Adicionalmente, la viscosidad del agua se incrementa al disminuir la tempe-ratura, y como esta es inversamente proporcional a la agitación pericinética de laspartículas, el fenómeno de transporte también disminuye. Las partículas con untamaño menor de un micrómetro necesitan agitación pericinética para conseguirla aglomeración inicial hasta alcanzar el diámetro de un micrómetro. Antes dellegar a este tamaño, la floculación ortocinética es totalmente ineficiente, puestoque el transporte se anula. El porcentaje de remoción disminuye porque la floculaciónortocinética sola (agitación exterior de la masa de agua) no es capaz de conseguirla aglomeración de las partículas pequeñas.

También el rango de pH óptimo varía con la temperatura, y decrece aldisminuir esta.

Figura 4-39. Representación esquemática de lacoagulación observada en ensayos de jarras

usando sales de aluminio (III) a un pH constante

Dosis de coagulante

Conc. de coloide = S4




Zona 1

Zona 1

Zona 1

Zona 3

Zona 2

4

432

4

A

Turb

ieda

d re

sidu

al

21

Coagulación 216

En el rango de 10-40 ºC se encontró que la eficiencia era cada vez mejor alaumentar la temperatura porque se incrementaba la tasa de colisiones entre laspartículas. 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 pHóptimo, la alcalinidad y la concentración óptima de coagulante.

• Dosis óptima

La influencia de este factor en la eficiencia del proceso se encuentra clara-mente definida en la figura 4-39, en la cual se presentan cuatro curvas de varia-ción de la turbiedad residual en función de la dosificación de coagulante con pHconstante. Estas curvas están basadas en aguas naturales tratadas con sales dealuminio 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 encantidad insuficiente para realizarla desestabilización.

La zona 2 corresponde adosis un poco más altas, donde serealiza la desestabilización y elflóculo precipita.

La zona 3, donde dosis aúnmás altas pueden reestabilizar lasdispersiones con ciertos valores depH.

La zona 4, que tiene grancantidad de hidróxido de aluminio(o hierro), actúa de tal forma quecaptura las partículas coloidales(coagulación de barrido). Figura 4-40. Concentración de coloide,

expresada como concentración de superficie

Zona 4

Zona 2

Zona 1

Zona 3

Dos

is d

e co

agul

ante

S1 S2 S3 S4

Adición debentonita

B

D

C

B

Dosis óptima decoagulante para

producir flóculos debarrido

Dosis óptima decoagulante en

desestabilizaciónestequiométrica

Región decoagulación

Coagulación 217

La figura 4-40 presenta la reacción entre la dosis de coagulante y la con-centración coloidal (m2/L) con pH constante. Las concentraciones bajas de coloi-de (S1 en la figura 4-40) requieren la producción de grandes cantidades de preci-pitado de hidróxido amorfo. En tales casos, cuando la turbiedad del agua es baja,no hay suficientes partículas en suspensión para producir el contacto necesario enla formación de flóculos.

Para mayores concentraciones de coloide (S2 + S3 en la figura 4-40), senecesitan 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 transcursode S2 a S4 se puede notar que al aumentar las concentraciones de coloides serequiere también aumentar las de coagulante.

En general, la dosis química requerida depende del mecanismo de desesta-bilización. En los casos de baja turbiedad, cuando se necesita un flóculo de hi-dróxido voluminoso, la dosis requerida tiende a disminuir a medida que la concen-tración de coloide aumenta.

Cuando la desestabilización se realiza por medio de la adsorción, la dosisrequerida es generalmente más baja y aumenta con la concentración de coloides.

Las aguas de baja turbiedad pueden ser coaguladas mediante otra técnicamuy conocida: adición de partículas de arcilla; por ejemplo, bentonita, para au-mentar la turbiedad antes de inyectar el coagulante. La ventaja de este proceso seilustra en la figura 4-40. Al aumentar la turbiedad, se logra realizar la coagulaciónen la zona 2. De este modo, se necesitan menores dosis de coagulante debido a laexistencia de un mecanismo de adsorción en vez de uno de captura.

La zona 3, de reestabilización, disminuye al aumentar la concentración decoloides. Dicha concentración se alcanza cuando es imposible realizar la reestabi-lización con sobredosis.

pH óptimo

El pH es un factor muy importante en la coagulación. En general, el pHóptimo 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, enun 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 parala realización de una coagulación eficiente. El problema reside en que las cantida-des de coagulante son muy pequeñas comparadas con el volumen de la masa deagua; esto es, la dosis es muy pequeña comparada con el volumen de agua que seva a tratar. Una dosis media de sulfato de aluminio de 30 mg/L a una concentra-ción 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 lacondición de que haya suficiente turbulencia, la dispersión será más efectiva cuandomayor sea el volumen de solución o más diluida sea esta, lo que resultará en unamejor remoción de la turbiedad porque el coagulante entrará más rápido y másfácilmente en contacto con el mayor número de partículas coloidales.

Estudios realizados por Jeffcoat y Single en 1975 demostraron que las me-jores condiciones para la remoción de turbiedad se producen cuando se utilizansoluciones de sulfato bastante diluidas; sin embargo, con concentraciones inferio-res 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. Sesugieren valores del orden de 1 a 2% como ideales para adoptar en el proyecto oen la operación de la planta de tratamiento.

Estudios de coagulación, floculación y sedimentación realizados por Mendesen la Escuela de San Carlos en 1989 como parte de su tesis de doctorado, conaguas de varias calidades, con color y turbiedad verdaderos, permiten concluirque, dependiendo de la calidad del agua, puede haber influencia de la concentra-ción 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 influen-cia resulta mayor para velocidades de sedimentación relativamente bajas (< 1cm/min). No se ha observado influencia significativa para velocidades de sedi-mentación entre 1,5 y 7,0 cm/min. En el mecanismo de coagulación por adsorcióny neutralización de carga, la concentración de la solución de sulfato de aluminioparece 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)6

3+, o en la forma de hidrocomplejos y, en algunassituaciones, podrán influir en la eficiencia de la coagulación.

Únicamente la realización de ensayos de prueba de jarras con el agua quese va a tratar podrá indicar la mejor concentración que se debe utilizar en cadacaso, puesto que la concentración de la solución de coagulante puede fácilmentevariarse 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 usadoscomo auxiliares de floculación y filtración. En el primer caso, se busca aumentarla velocidad de sedimentación de los flóculos, la resistencia de los mismos a lasfuerzas de la cizalla, que pueden ocurrir en el transporte del agua floculada y ladisminución 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 defiltración principalmente en la tecnología de la filtración directa descendente. Noes usual, pero ellos también pueden ser usados en la filtración de agua decantadao en la filtración directa ascendente. En cualquiera de los casos, el principal obje-tivo es impedir la ocurrencia de traspase, especialmente cuando se aplican eleva-das tasas de filtración o medios filtrantes de mayor granulometría. En tanto, de-pendiendo de la carga hidráulica disponible para la filtración o de la pérdida decarga debida a la retención de impurezas en el medio filtrante, el traspase podríano ocurrir.

El uso de los polímeros puede producir carreras de filtración más cortas amedida que se aumente la dosis y se mantenga constante la tasa de filtración.Para la filtración directa descendente con prefloculación del agua, por lo generalel polímero no trae beneficios; a no ser que se aumente la carga hidráulica para laretención de impurezas en el medio filtrante.

Coagulación 220


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Coagulación 224

CAPÍTULO 5

MEZCLA RÁPIDA


Mezcla rápida 227

1. INTRODUCCIÓN

Se denomina mezcla rápida a las condiciones de intensidad de agitación ytiempo de retención que debe reunir la masa de agua en el momento en que sedosifica el coagulante, con la finalidad de que las reacciones de coagulación seden en las condiciones óptimas correspondientes al mecanismo de coagulaciónpredominante. La dosificación se realiza en la unidad de mezcla rápida; por lotanto, estas condiciones son las que idealmente debe reunir esta unidad paraoptimizar el proceso.

En la coagulación por adsorción, las reacciones con aluminio que prece-den a la neutralización de la carga son extremadamente rápidas y ocurren enmilésimas 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 precipitadode hidróxido de aluminio antes de la coagulación de barrido es lenta y se produceen un rango de 1 a 7 segundos.

Debido a la naturaleza de las reacciones involucradas en cada uno de estosmodelos de coagulación, se deduce que para que ocurra la neutralización de lacarga, es imperativo que los coagulantes sean difundidos en la masa de agua tanrápido como sea posible (menos de 0,1 seg), para que los productos que se desarro-llan entre 0,01 y 1 segundo produzcan la desestabilización del coloide. Por el con-trario, para la coagulación de barrido, la formación del hidróxido se produce en unrango de 1 a 7 segundos, por lo que es evidente que no es de crucial importanciadisponer 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 loscoloides del agua y la voluminosa formación de precipitado de hidróxido de hierroo aluminio.


En la práctica del tratamiento de agua en condiciones de coagulación debarrido, el agua es sobresaturada en 3 ó 4 órdenes de magnitud y el hidróxido seprecipita con mucha rapidez. En estas circunstancias son considerablemente másimportantes las condiciones químicas para lograr una buena precipitación y subse-cuente floculación de las partículas que las interacciones de transporte entre elcoloide y los productos hidrolíticos durante la desestabilización. Por consiguiente,en este caso son importantes los aspectos químicos en la etapa de desestabiliza-ción y los de transporte en la etapa de floculación. Amirtharajah y Mills (1) seña-laron que cuando predomina la coagulación de barrido, las condiciones de mezclarápida 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 desestabiliza-ción en condiciones químicas de coagulación de barrido. Ellos indicaron que lasetapas iniciales de la floculación están influenciadas por las operaciones de mez-cla rápida y encontraron un periodo óptimo de mezcla rápida sustancialmentemayor que el tiempo necesario para la precipitación de aluminio (1-7 segundos).Sugirieron la siguiente relación empírica para optimizar las operaciones de mezclarápida:

G . T* . C1,46 = 5,9 (10)6 (1)

donde:

T* = tiempo óptimo de mezcla rápida en segundosC = dosis de coagulante en mg/LG = gradiente de velocidad promedio en s-1

3. MEZCLA RÁPIDA TURBULENTA PARA NEUTRALIZACIÓNDE CARGAS

Para que se produzca la desestabilización de las partículas mediante elmecanismo de neutralización de cargas o adsorción, tiene que haber transporte ocolisión entre los coloides y los productos de las reacciones hidrolíticas en inci-piente formación.

Este tipo de coagulación con dosis bajas de sustancias químicas producenormalmente flóculos desestabilizados muy pequeños.

Mezcla rápida 229

Remolinos portandomicrosólidos

positivamente cargados

Coloidesnegativamente cargados

Disipación de energía

η < d1

0,5

Dimensión de lamicroescala - η

Rel

ació

n en

tre la

mic

roes

cala

y e

ldi

ámet

ro d

e la

par

tícul

a - (

η/d 1)

η > d1

2,00

Diámetro delcoloide - d1

Amirtharajah y Trusler (3), aplicando los conceptos de transporte durantela etapa de floculación, desarrollaron una teoría que analiza los requerimientos deenergía turbulenta en la mezcla rápida. A continuación un resumen de la teoríadesarrollada por ellos.

4. DESESTABILIZACIÓN DE PARTÍCULAS EN CAMPOSTURBULENTOS

Tomando como base conocidos modelos de floculación de partículas encampos turbulentos, se ha desarrollado un modelo específico para la desestabili-zación. Consideremos una concentración (n1) de partículas de diámetro (d1). Seagregan a esta suspensión coagulantes químicos con un pH muy bajo (sulfato dealuminio). Se forman especies hidrolíticas cargadas positivamente, las cuales sonarrastradas rápidamente por los remolinos de la turbulencia de dimensiones amicroescala con el fin de que interactúen con las partículas de la suspensión coloi-dal de diámetro (d1). Las colisiones entre los coloides cargados negativamente ylas microespecies cargadas positivamente causan la desestabilización de los pri-meros (figura 5-1).

La estructu-ra conceptual pre-sentada implicauna nucleación ho-mogénea con for-mación de micro-sólido, a lo cual si-guen las interac-ciones con los co-loides para la de-sestabilización departículas. Como lanucleación hetero-génea puede ocu-rrir en un sistemacon coloides, lasideas propuestas sepueden modificarfácilmente para ta-

Figura 5-1. Diagrama esquemático de desestabilización debidoa coagulantes arrastrados por remolinos a microescala


les sistemas, suponiendo que las especies oxidadas solubles o los iones son trans-portados mediante los remolinos de la turbulencia que interactúan con los coloidespara formar un precipitado en la superficie de las partículas coloidales.

Las principales hipótesis de la teoría se muestran en la figura 5-1, con unarepresentación esquemática de la estructura analítica. Estas son:

— Una de las dimensiones de las partículas se podría reemplazar por un remo-lino del tamaño de la microescala de turbulencia.

— La potencia de entrada en los modelos de colisión también puede expresar-se en términos del tamaño de los remolinos, en microescalas.

En este caso, las ecuaciones del modelo de floculación no incorporan co-rrecciones para los efectos electrostáticos o para el retraso hidrodinámico,por ser el efecto insignificante para la desestabilización de partículas. Lasrazones planteadas para suprimir las correcciones son las siguientes:

— Las partículas y las especies hidrolíticas tienen cargas opuestas y, por lotanto, la corrección electrostática debida a la repulsión de la doble capa noes necesaria.

— Las interacciones se efectúan entre las partículas coloidales y los remolinosde la turbulencia y, teniendo en cuenta que cada remolino a microescalatransporta varias especies cargadas positivamente, las colisiones son simi-lares a las que ocurren entre partículas porosas y las correcciones de retra-so hidrodinámico probablemente son insignificantes.

a) Subrango viscoso

Se pueden considerar dos subrangos dependiendo del tipo de flujo: el visco-so, que se da en flujo laminar y en el cual la disipación de energía es efecto de laviscosidad, y el inercial en flujo turbulento, en el cual la disipación de energía esefecto de la inercia. Asumiendo que las colisiones se producen entre las partículascoloidales (d1) y los remolinos del tamaño de la microescala (ç), la cual transportavarias especies con carga positiva, la tasa de desestabilización para el subrangoviscoso (dD/dt)v será igual a la tasa de colisiones:

Mezcla rápida 231

(2)

Despejando el valor de (P) en la ecuación P = (η3)1/4, y reemplazando en laecuación (2), se obtiene:

(3)

donde:

Cv = µC3 = constante a una temperatura dada

La ecuación (3) es una de las ecuaciones finales de la teoría y explica ladesestabilización de partículas como una función del tamaño del remolino enmicroescala, para el subrango viscoso. La resolución del término cúbico y la dife-renciación de la ecuación (3) con respecto a (η) indicarán las variaciones de latasa de desestabilización en relación con el tamaño de los remolinos:

(4)

Igualando a cero la ecuación (4):

(5)

La ecuación (5) tiene una raíz positiva dada por d1/η = 0,5. Por lo tanto, larelación entre la microescala y el diámetro de la partícula es:

(6)2 = dη

1

⎥⎦

⎤⎢⎣

⎡⎥⎦⎤

⎢⎣⎡

µP )η + d(C = )d ,d1(NTS =

dtdD

1/23

1321v

⎥⎦

⎤⎢⎣

⎡⎥⎦⎤

⎢⎣⎡

η1 )η + d(C =

dtdD

23

1vv

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛⎥⎦

⎤⎢⎣

⎡⎥⎦

⎤⎢⎣

⎡⎟⎠

⎞⎜⎝

⎛⎥⎦⎤

⎢⎣⎡ 1 +

ηd3 -

ηd2 - C =

dtdD

d ηd

2

21

3

31

vv

0 = 1- ηd3 +

ηd2

1 21

3

⎥⎦

⎤⎢⎣

⎡⎥⎦

⎤⎢⎣

⎡


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, latasa de desestabilización es mínima cuando la microescala es el doble del diáme-tro del coloide.

b) Subrango de inercia

Para este subrango, la tasa de desestabilización es la siguiente:

(7)

Efectuando una sustitución semejante a la indicada anteriormente:

(8)

donde C1 = C4 = constante

Diferenciando la ecuación (8):

(9)

Igualando a cero la ecuación (9), se obtiene:

por lo tanto: d1/η = 0,75

La relación entre la microescala y el diámetro de la partícula en el punto decambio para el valor mínimo es el siguiente:

(10)

Por lo tanto, en las condiciones del subrango de inercia, la tasa de desesta-bilización es mínima cuando la microescala es 1,33 veces el diámetro del coloide.

0 = 1]} + /ηηd4[(- {7 1

1,33 = dη

1

⎭⎬⎫

⎩⎨⎧

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛⎥⎦⎤

⎢⎣⎡

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛⎥⎦

⎤⎢⎣

⎡⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛⎥⎦⎤

⎢⎣⎡ 1 + d4- 7 1 + d

3C =

dtdD

dd 11

4/31

i νηη

)(P )η + d(C = dtdD 1/37/3

14i

⎥⎦⎤

⎢⎣⎡

)n( ) + d(C = dtdD 1/37/3

1i

/11 η⎥⎦⎤

⎢⎣⎡

Mezcla rápida 233

Según esto, las condiciones de mezcla rápida para la desestabilización departículas en el modelo de neutralización de carga, bajo todas las condiciones delrango de equilibrio universal de turbulencia, debería eliminar el rango de condicio-nes 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 teó-ricos obtenidos y algunos resultados experimentales.

Figura 5-2. Comparación teórica y práctica: tratamientocon cloruro férrico de partículas de 3 µm en promedio

(d D )i = Cv(d1+ η)7/3

(1)4/3

d t η

Mínimo

N. filtrabilidad M. electroforética

Gradiente de velocidad promedio - G (S-1)

Relación entre la microescala alrededor del impulsor y el diámetro de la partícula

(η1)d1

Mínimo

Teórica

Mov

ilidad

ele

ctro

foré

tica

(µm

cm

/vs)

Núm

ero

de fi

ltrab

ilidad

x 1

03

Experimental

3,9 2,0 1,4 1,2 1,0 0,9

45

35

25

1,7

1,6

1,5

1,4

0 1.000 2.000 3.000 4.000

1,00

0,75

0,50

0,25

0

d1 = 6 µm

(d D )v = Cv(d1+ η)3 (1)2

d t η

Tasa

de

dese

stab

iliza

ción

- (

) ( 1

)

CoO c o


En la parte superior de las figuras se han graficado los datos experimenta-les sobre movilidad electroforética y el número de filtrabilidad versus la gradientede velocidad promedio. Todos los valores de movilidad electroforética mostradosson negativos.

En las secciones inferiores de las figuras se muestran los cálculos teóricoscorrespondientes a las ecuaciones (3) y (7) como una función de la relación entrela microescala de la zona de impulsión y el diámetro de la partícula. La turbulenciamáxima se produce en esta zona alrededor del impulsor.

La información teórica y experimental presentada en la figura 5-2 para eltratamiento mediante cloruro férrico de una suspensión con partículas de tamañopromedio 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 ynúmero de filtrabilidad registrados (a menor número de filtrabilidad, mayor efi-ciencia de remoción). Para mejorar la desestabilización, el gradiente de velocidadpromedio 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 develocidad promedio de 800 a 1.000 s-1 y por encima de 3.000 s-1, coincidiendo convalores de (η/d1) de 1,3 y 2,0.

Los datos sobre movilidad electroforética presentan un valor máximo quecorresponde a un gradiente de velocidad de 1.700 s-1 y a una relación (η/d1) de1,33 en el subrango de inercia, lo que corrobora el resultado anterior, según el cualdentro del rango de 1.500 a 3.000 s-1 se obtienen las tasas de desestabilizaciónmás bajas, esto es, la menor eficiencia remocional.

4.2 Evidencia práctica

Además de los resultados experimentales mostrados con anterioridad, existetambién alguna coincidencia con los parámetros de diseño para unidades de mez-cla que se han venido utilizando desde hace muchas décadas.

Las unidades de mezcla más comúnmente usadas, como los retromez-cladores, se diseñan con gradientes de 700 a 1.000 s-1 y los mezcladores en líneacon gradientes de velocidad de 3.000 a 5.000 s-1.

Mezcla rápida 235

Dentro del primer rango se deben considerar también los mezcladores desalto hidráulico y difusores. Los inyectores se deben considerar en el segundorango (de 3.000 a 5.000 s-1).

5. MEZCLA RÁPIDA CON POLÍMEROS

Los mecanismos de coagulación predominantes con los polímeros orgáni-cos son los de neutralización de la carga y puente interparticular.

Figura 5-3. Comparación teórica y práctica: tratamiento con cloruroférrico de partículas de 6 µm en promedio

Relación entre la microescala alrededor del impulsor y el diámetro de la partícula

(η1)d1

Teórica

Mov

ilidad

ele

ctro

foré

tica

(µm

cm

/vs)

5,8 4,0 2,8 2,4 2,0 1,8

26

22

18

14

1,4

1,3

1,2

1,1

1,0

Tasa

de

dese

stab

iliza

ción

- (

) ( 1

)

C

(d D )i = Cv(d1+ η)7/3 (1)4/3

d t η

Mínimo

N. filtrabilidad M. electroforética

Gradiente de velocidad promedio - G (S-1)

Experimental

0 1.000 2.000 3.000 4.000

(d D )v = Cv(d1+ η)3 (1)2

d t η

d1 = 3 µm

1,00

0,75

0,50

0,25

0

Núm

ero

de fi

ltrab

ilidad

x 1

03

(µm

)

oO co


Se puede suponer que en este caso no son necesarios altos valores degradientes de velocidad, puesto que no se producen las reacciones de adsorciónen los coloides y precipitación como hidróxido, que ocurren simultáneamente du-rante 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 depeso molecular bajo, se ha identificado un rango de gradiente de velocidad de 300a 650 s-1 para optimizar el proceso.

6. PARÁMETROS OPERACIONALES

Los parámetros operacionales de la mezcla rápida son la intensidad de agi-tación que se debe impartir a la masa de agua para dispersar al coagulante, la cualse evalúa mediante el gradiente de velocidad, y el tiempo durante el cual debeaplicarse esta agitación al agua. La magnitud de estos parámetros dependerá deltipo de coagulación que se va a llevar a cabo: coagulación por adsorción, o coagu-lación por barrido.

6.1 Gradiente de velocidad

El gradiente medio de velo-cidad, comúnmente indicado por laletra G, puede ser fácilmente cal-culado por la ecuación de Camp yStein, cuya deducción matemáticasimplificada se representa a con-tinuación.

Considérese un elemento defluido x y z, sujeto a agitación hi-dráulica 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)

Figura 5-4. Elemento del fluido sujetoa agitación

∆y

V + V∆

V

∆z

dy

ξ

∆ X

ξ

Mezcla rápida 237

Luego:

(11)

Como: ∆x. ∆y. ∆z = ∀

la ecuación (11) se vuelve:

(12)

Donde:

P/ es la potencia disipada por unidad de volumen

Para un líquido newtoniano ξ = µ dv/dy, donde µ es el coeficiente deviscosidad dinámica. Sustituyendo en (12), resulta:

dydv ζ = P

∀

dydv ζ =

∆y∆y . V ∆z.) x.(∆ ζ =P ∀

∀

(13)

Por lo tanto:

(14)

La potencia (P) puede ser calculada en función de la pérdida de carga enlos dispositivos de mezcla hidráulica, bien sea en condiciones de flujo laminar oturbulento. En los equipos de mezcla mecánica, el análisis dimensional demuestraque la cantidad adimensional:

(15)

llamada número de potencia, depende del número de Reynolds WL2 y del núme-ro de Froude W2L/ν

∀µP

= G

L W . PP 5-3-

G = dydv

ydydv

= P 2

µ∀


donde:

P = potencia disipada en el agua por el impulsorρ = densidad del aguaW = velocidad angular del impulsorv = coeficiente de viscosidad cinemáticag = aceleración de la gravedadL = dimensión característica del agitador

La relación entre el número de potencia, el número de Reynolds y el núme-ro de Froude depende de las características del flujo.

De acuerdo con el análisis expuesto anteriormente, la intensidad de agita-ción es importante solo cuando el mecanismo predominante es el de adsorción oneutralización de carga. Cuando el mecanismo predominante es el de barrido,este parámetro es indiferente y debe limitarse a producir una distribución homo-génea del coagulante en la masa de agua.

En los casos en que el mecanismo predominante sea el de adsorción, losgradientes de velocidad (G) recomendados varían entre 700 y 1.000 s-1 y de 3.000a 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 coa-gulación, están las características propias de la mezcla rápida, que influyen demanera determinante en la eficiencia final de todo el tratamiento, como losparámetros operacionales de la unidad, el tipo de mezclador y el sistema de apli-cación del coagulante.

7.1 Intensidad y tiempo de mezcla

La adecuación de estos parámetros es de especial importancia cuando elmecanismo de coagulación predominante es el de adsorción o neutralización decarga. En este caso, el coagulante debe dispersarse en forma instantánea en todala masa de agua antes de que la hidrólisis del coagulante se complete, sobre todocuando se emplean coagulantes inorgánicos como las sales de aluminio (III) o dehierro (III), por lo que si la unidad de mezcla no produce un gradiente de velocidad

Mezcla rápida 239

G = 300 s-1 y1.000 s-1

S. aluminio = 30 mg/LpH = 7,8 M. E. = 0

barrido óptimo

Tiempo - min

Turb

ieda

d

G = 16.000 s-1

0 15 30 45 60 75 90

25

20

15

10

5

apropiado en un tiempo de retención instantáneo, no se habrá logrado una deses-tabilización completa.

Con coagulación de barrido, en cambio, solo es necesaria una dispersiónhomogénea, los tiempos de retención pueden ser mayores (1-7 seg) y el gradientede velocidad no influye en la eficiencia, como se puede constatar por los resulta-dos experimentales indicados en la figura 5-5.

Adicionalmente, gradientes de velocidad mayores de 1.000 s-1 y menoresde 3.000 s-1 afectan negativamente el proceso y producen una tasa de desestabi-lización mínima (4).

En la coagulación conpolímeros, gradientes superio-res a 800 s-1 rompen las cade-nas poliméricas y reducen laeficiencia.

Por otro lado, gradientesde velocidad exageradamentealtos (> 5.000 s-1) traen comoconsecuencia un fuerte retar-do en el tiempo de formacióndel flóculo.

Esto se hace ostensibleal observar el cuadro 5-1, quecontiene los resultados de unestudio realizado por Camp,variando el gradiente de mez-cla rápida con tiempos de re-tención constantes.

Figura 5-5. Influencia del gradiente de laintensidad de la mezcla rápida en la

coagulación de barrido


Cuadro 5-1. Tiempo de formación del flóculo a diversos gradientes de velocidad (Camp)

Tiempo de Tiempo para iniciar lamezcla rápida G (s-1) formación del flóculo

2 min 12.500 45 min2 min 10.800 30 min2 min 4.400 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 remo-ción de turbiedad de la decantación. Además, no se optimizó el binomio gradientede 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 satisfacto-riamente a un pH determinado y en presencia de alcalinidad en una cantidadmínima para las reacciones químicas. Moffet considera que una reacción adecua-da del coagulante con el agua solamente ocurrirá si:

1) Todos los productos químicos que alteran el pH (cal, soda, ácido, cloro yotros) se aplican aguas arriba del punto de aplicación del sulfato de alumi-nio, a una distancia suficiente que asegure una completa disolución y mez-cla.

El pH del agua cruda debe corregirse previamente de modo que resulte elpH óptimo de coagulación, antes que la reacción del sulfato de aluminio seproduzca.

2) La dosis de sulfato de aluminio debe añadirse a una tasa constante en lacámara de mezcla rápida, de forma tal que el mismo sea inmediata y unifor-memente dispersado en el agua que llega a la planta de tratamiento.

Mezcla rápida 241

Figura 5-6. Resultados de la investigación de Vrale y Jordan (5)

0,08

0,06

0,04

0,02

0,000 2.000 4.000 6.000 8.000 10.000 12.000

Gradiente de velocidad de mezcla (s-1)

Tasa

de

aglo

mer

ació

n ap

aren

te

Retromezclador unidad 2

Unidad 5 Unidad 3

Unidad 4

0,08

0,06

0,04

0,02

0,000,0 1,0 2,0 3,0 4,0 5,0 6,0

Tasa de flujo (L/min)

Tasa

de

aglo

mer

ació

n ap

aren

te

Unidad 1Unidad 3Unidad 4Unidad 5


Estudios realizados por Moffet a nivel de prueba de jarras indicaron quecuando el coagulante era vertido sobre la superficie de la jarra se necesitaba unadosis 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 secuenciade la aplicación de cal y sulfato de aluminio, y observaron que si se proporcionauna mezcla adecuada, la adición simultánea, aunque independiente, de cal y sulfato,produce resultados casi tan buenos como aquellos en los que la cal fue aplicadaantes del sulfato.

El sistema de dosificación debe tener medios para proporcionar un caudalconstante, 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 laexistencia de corrientes de cortocircuito o la detención de masas de agua por untiempo mayor que el necesario traerá el inconveniente de que la masa de agua enalgunas partes recibirá mayor cantidad de coagulante, lo que podrá causar lareestabilización de los coloides, mientras que otras partes recibirán cantidadesdemasiado bajas para iniciar la coagulación.

Vrale y Jordan (5), al evaluar la eficiencia de varios tipos de mezcladoresrápidos (un retromezclador y cinco mezcladores en líneas diferentes), llegaron ala conclusión de que para el mecanismo de coagulación por adsorción, elretromezclador es el tipo de unidad más deficiente, mientras que los mezcladoresde línea presentaron los mejores resultados (figura 5-6).

8. MEZCLADORES

Las unidades normalmente utilizadas para producir la mezcla rápida se pue-den clasificar en dos grandes grupos, dependiendo del tipo de energía utilizadapara producir la agitación: mecánica e hidráulica (cuadro 5-2).

Las primeras plantas de tratamiento que se construyeron no tenían disposi-tivos 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 deltratamiento 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

Retromezcladoren línea

Canaleta ParshallResalto hidráulico Canal de fondo inclinado

Vertedero rectangularEn tuberías

Difusores En canalesInyectoresEstáticos

Caídas OrificiosVertederos triangulares

Medidor VenturiContracciones Reducciones

Orificios ahogados

Velocidad o cambio Línea de bombeo de flujo Codos

En los mezcladores mecánicos, la turbulencia necesaria para la mezcla pro-viene de una fuente externa, generalmente un motor eléctrico y, de este modo,puede ser fácilmente controlable. Por otro lado, la potencia disipada en losmezcladores 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 opera-dor.

8.1 Hidráulicos

La potencia (P) disipada en cualquier dispositivo de mezcla hidráulica esigual al producto de la pérdida de carga (H) por el caudal (Q), convertida en pesode líquido por unidad de tiempo:

Hidráulicas

Mecánicas

En línea


Figu

ra 5

-7.

Mez

clad

ores

eva

luad

os p

or V

rale

y Jo

rdan

(5)

Pan

talla

Des

carg

a de

coa

gula

nte

6 or

ifici

os d

e φ

0,02

8”

Uni

dad

5: M

ezcl

ador

en

línea

Vis

ta s

uper

ior

1”

Des

carg

a de

l coa

gula

nte

Red

ucci

ónφ

0,03

7”

1”

Uni

dad

1: M

ezcl

ador

en

línea

17 c

m

1/8 ”

Inye

cció

n de

coag

ulan

te

Fluj

o

Uni

dad

4: M

ezcl

ador

en

línea

Uni

dad

2: R

etro

mez

clad

or

Sec

ción

Fluj

o

Inye

cció

n de

coag

ulan

te

Inye

cció

n de

coag

ulan

te

Inye

cció

n de

coag

ulan

te

Uni

dade

s 1

y 3

com

bina

das

Uni

dad

3: M

ezcl

ador

en lí

nea

Eflu

ente Im

pele

rS

usta

ncia

squ

ímic

as

11 c

m

AA

AA

Tube

rías

φ 1” φ 0,

37”

6 or

ifici

os d

e φ

0,2

8”

Mezcla rápida 245

(16)

De este modo, la potencia disipada por unidad de volumen de la ecuación(13) es:

(17)

siendo:

, donde T es el tiempo de mezcla

Resulta:

(18)

Sustituyendo (18) en la ecuación (14), se obtiene:

(19)

donde:

= peso específico del agua en kg/m3 (ML-2 T-2)= coeficiente de viscosidad en kg s/m2 (ML-1 T-1)

H = pérdida de carga en m (L)T = tiempo de mezcla en s (T)

El factor (γ/µ)^ 0,5 depende de la temperatura del agua, conforme al cuadro 5-3.

QγH=P

∀∀QγH

=P

T1

=Q∀

TγH

=P∀

TH.

µ

γ

=G

µ

γ


Cuadro 5-3. Valores de ( γ γ γ γ γ / µ µ µ µ µ)^ 0,5

Temperatura ( γ γ γ γ γ / µ µ µ µ µ)^ 0,5°°°°°C

0 2.336,944 2.501,5610 2.736,5315 2.920,01

20 3.114,6425 3.266,96

A una temperatura de alrededor de 15 °C, valor tomado comúnmente enproyectos, 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 losmezcladores en línea.

a) Resalto hidráulico

El resalto hidráulico es un fenómeno que ocurre cuando la corriente líquidapasa de un régimen rápido a uno tranquilo, a través de una profundidad crítica, ydiscurre de una profundidad menor a una mayor, mientras que la velocidad cam-bia de mayor a menor que la crí-tica. La figura 5-8 ilustra cómoocurre el resalto a través de lacurva de energía específica.

Los resaltos pueden produ-cirse en canales horizontales o defondo inclinado. Son frecuente-mente utilizados para producirmezcla rápida en canales rectan-gulares con cambio brusco de in-clinación (figura 5-9). Figura 5-8. Resalto hidráulico

Tubo difusor

Coagulante

Mezcla rápida 247

Otro tipo de disposi-tivo muy utilizado en lasplantas de tratamiento conla doble finalidad de medirel caudal y efectuar la mez-cla rápida es la canaletaParshall (figura 5-10).

También es posibleutilizar para este fin un ver-tedero rectangular sin con-tracciones, instalado dentrode un canal de sección rec-tangular. La lámina de aguaque pasa sobre el vertede-ro toca el fondo del canal,y se divide en una corriente principal que avanza hacia adelante, lo que da lugar alresalto hidráulico, y una corriente secundaria, que retrocede formando una masade agua que se represa aguas arriba, por lo que debe rellenarse la zona para evitareste comportamiento negativo para la coagulación (figura 5-11).

Figura 5-10. Canaleta Parshall

Planta

F

Pérdida de carga

N

B

A

C

G

D2/3 A

B HH2

N

H3

hf

K

Figura 5-9. Canal rectangular con fondo inclinadoo rampa

h1 h2

h1

hp

1 2


El criterio para calcular lapérdida de carga en este tipo deunidades está dado por la fór-mula de Belanger.

(21)

donde:

(22)

h1 = altura del agua en el resaltoh2 = altura del agua después del resalto

v1 = velocidad en el resalto

El número de Froude para conseguir un resalto estable es de 2 a 3 paracanaletas Parshall y de 4,5 a 9 para canales con cambio de pendiente, vertederosrectangulares y triangulares.

El gradiente de velocidad óptimo para este tipo de unidades es de aproxi-madamente 1.000 s-1.

b) En línea

El conocimiento de la rapidez con que se realizan las reacciones de adsorción-desestabilización trajo como consecuencia que se desarrollaran los mezcladoresinstantáneos en línea. Con este tipo de unidades es posible conseguir tiempos demezcla 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.

Figura 5-11. Vertedero rectangular

C

h h4 )h- h(

= H21

312

1)- F8 = 1( 2h- h 2

121

Froude de número = h g

v = F1

1

Mezcla rápida 249

2) Se reducen los costos al omitir la instalación de una unidad de mezcla rápi-da convencional.

En todos los casos, estas unidades están constituidas por un dispositivoinsertado 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 tratade conseguir la mayor dispersión y mezcla del coagulante, mediante el uso demúltiples puntos de descarga distribuidos en toda la sección de la unidad.

Conceptos básicos

El concepto de mezcla se encuentra íntimamente asociado al de turbulen-cia, por lo que resulta de máxima importancia relacionar la variación de la concen-tración con la variación de la velocidad.

Consideramos una por-ción de la tubería de conduc-ción de agua cruda, en la cualse ha colocado una malla detubos y a través de la cual sedistribuye el coagulante entoda la sección de la tubería(figura 5-12).

Midiendo la velocidadde escurrimiento del flujo en unpunto cualquiera, tal como (P)aguas abajo de la rejilla, se encontró que esta velocidad (V1) está compuesta porun valor medio (V1) y un componente fluctuante (v1), conforme se demuestraesquemáticamente en la figura 5-13.

V1 = V1 + v1 (23)

Figura 5-12. Difusor en tubería

Q P Vl

q


El parámetro más impor-tante en términos de turbulen-cia y, por lo tanto, de mezclaes (v1).

El valor numérico de (v1)no es constante, pero puedeser calculado a través delparámetro (v1

'), llamado in-tensidad de turbulencia, elcual se expresa como:

(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 reci-ben coagulante; es decir, aquellos que son segregados de la mezcla. Esto sucedeen mayor o menor escala en cualquier tipo de mezclador, debido a sus propiascaracterísticas, escala de turbulencia y disipación de energía introducida.

Para comprender y cuantificar mejor la segregación, admitamos que la con-centración de una solución adicionada al agua a través de la malla de tubos (figura5-12) varía de manera similar a la ecuación (23); es decir, que:

C = C + c (25)

donde:

C = concentración instantánea de la suspensión en el punto (P) en cadainstante (t)

c = fluctuación de la concentraciónC = concentración media en la tubería

En forma similar a la ecuación (24), se puede calcular (c), a través delparámetro (c’):

Figura 5-13. Comportamiento de la velocidad delflujo en un difusor en tubería

0

Vel

ocid

ad e

npu

nto

P

Tiempo

)v( = v 21

’1

Mezcla rápida 251

(26)

donde:

c’ = es la raíz cuadrada del valor medio de los cuadrados de las fluctuacio-nes de concentración

El valor de (c’) decrecea medida que el flujo se alejaaguas abajo de la malla de tu-bos, lo que indica que ocurreuna diseminación de la concen-tración a partir del valor inicial,y finalmente llegan a anularselas fluctuaciones. Esto signifi-ca que la concentración es uni-forme en esta porción del tuboe igual al valor medio, lo querefleja una condición de mezcla ideal, al haberse conseguido una distribución ho-mogénea del coagulante (figura 5-14).

Por lo tanto, la intensidad de segregación (Is) se puede definir de la siguien-te manera:

(27)

donde (co’) es la concentración de la solución del coagulante y (C’) la concentra-

ción 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; sinembargo, siempre se busca una condición de mezcla que se aproxime a aquella en

Figura 5-14. Variación de la concentración

Tiempo

Con

cent

raci

ón

)(c = c’ 2

Cc’

= Is o )C()(c’

=Is ’o

2’o

2


que Is = 1, pues se obtiene una especie de microescala de turbulencia, caracterís-tica fundamental para que resulte una coagulación eficiente, especialmente cuan-do se tiene agua cruda con una cantidad apreciable de partículas menores de 1µmy 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 cuantitativamentelos resultados obtenidos:

(28)

donde:

α = coeficiente que depende del número de orificios en la malla, de larelación del caudal de agua (Q) que circula por la tubería al caudal decoagulante (q), de las características del sistema de inyección y de lavelocidad de reducción de las fluctuaciones de la concentración

a = tasa de reducción de las fluctuaciones de la concentración, dependedel diámetro (d) de los tubos de la malla

F = número de orificios por pulgada cuadrada de sección transversal de launidad

c’ = r.c.m. de las fluctuaciones de concentración a una distancia (χ) de lamalla de tubos

Co’ = r.c.m. de las fluctuaciones de concentración en la malla de tubos

Esta ecuación demuestra que Is disminuye a medida que decrece el diá-metro (d) de las barras de la malla, y a medida que aumenta la distancia (X) entrela malla y un punto aguas abajo de esta.

La pérdida de carga (H) en este tipo de mezclador está dada por la siguien-te expresión:

(29)g2 v K = H

2

χd

Fα

= Cc’

= Isa

’o

Mezcla rápida 253

a

donde:

K = coeficiente de pérdida de carga, el cual depende del diámetro (d) yseparación (M) de los tubos de la malla:

(30)

donde:

S = grado de solidez de la malla

(31)

Los valores de (a) fueron determinados experimentalmente por Stenguist yse indican en el cuadro 5-4.

Cuadro 5-4. Valores de la constante (a) (para ααααα = 5)

d

cm pulgada

0,16 1/16 0,400,31 1/8 0,540,63 1/4 0,801,25 1/2 1,132,52 1 1,47

La figura 5-15 muestra diversos tipos de difusores en tubería y en canal.

s-1- 11

d = M

K + 1K

=S


b) Inyectores

En este tipo de unidades la energía necesaria para la mezcla rápida seconsigue sobre la base de la energía disipada por una multitud de chorros queproducen un flujo turbulento en la tubería de conducción de agua (figura 5-16).

a) Difusor en canal

b) Difusor en tubería

Orificios

Cajadistribuidora(móvil)

Tubo interno(removible)

Tubo externo(fijo)

Plástico

Tubo de acero

JuntaDresser

Orificios

Barrasmetálicas

Coagulante

Válvulas paralimpieza

Figura 5-15. Mezcladores hidráulicos en línea. Difusores

Mezcla rápida 255

Pratte y Baines (7) dedujeron la ecuación básica para los perfiles de loschorros normales a un flujo:

(32)

donde:

X = diámetro del chorro al final de la zona de máxima deflexiónz = longitud de mezclad = diámetro del orificio de inyección

µR = vµ = velocidad del chorro (min = 3 m/s)v = velocidad del agua en la tubería

La pérdida de carga en estas unidades está dada por la siguiente expresión:

(33)

donde:

Vch = velocidad en el chorro

Inyección delcoagulante

Flujo de agua

Figura 5-16. Mezcladores hidráulicos en línea. Inyectores

dRz C =

dR∆χ 0,28

2g)(Vch k = h2


c) Mezcladores estáticos

Estas unidades están constituidas porbarras, perfiles o láminas corrugadas, insta-ladas dentro de una tubería, que forman unarejilla alargada y continua, las cuales produ-cen una gran intensidad de turbulencia enuna longitud deseada y originan una mezclade alta eficiencia, con poca pérdida de ener-gía y sin el uso de partes móviles.

Entre las ventajas de este tipo de uni-dad 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.

Figura 5-18. Mezclador hidráulicoen línea. Estático

Figura 5-17. Perfil de un chorro en flujo turbulento

Zona nucleada

D

CI = 1,35

CE = 2,05

Cs = 2,63

Zona de vórticeZona de máximadeflexión

Inferior

Central

Superior

V

Dd

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 elementosen el interior del tubo.

La pérdida de carga en estas unidades está dada por:

H = K . H (t) (34)

donde:

K = f (tipo de unidad empleada y del tipo de flujo)H(t) = 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 = caudal (está dado en gal/min), yH = lb /pg2

8.2 Mecánicos

Existen dos tipos de unidades de mezcla mecánica: el retromezclador (launidad 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 reempla-zar a los grandes mezcladores y a los tanques retromezcladores, debido a queproporciona una agitación casi instantánea, mezclando o dispersando en un volu-men muy pequeño y con un bajo consumo de energía (figura 5-19).


Figura 5-19. Mezclador en línea mecánico

b) Retromezclador

Está compuesto de un tanque diseñado para un periodo de retención deter-minado y un sistema de agitación (figura 5-20).

Figura 5-20. Unidades de mezcla mecánica. Retromezclador

Rushton encontró que la potencia debida a las fuerzas de inercia y a lasfuerzas de viscosidad, representadas respectivamente por los números de Froudey de Reynolds, en el movimiento de un impulsor rotativo, están relacionadas por lasiguiente expresión general:

(36)

EfluenteInfluente

a) Una sola cámara b) Cámaras en serie

)N( )N( D n gK

= P qF

PR

53ρ

Mezcla rápida 259

donde:

NR es el número de Reynolds NR = NrD/µNf es el número de Froude NF = n2D/g y

P = potencia aplicada al agua por el impulsor (k*m/s) (ML-2 T-3)n = número de rotaciones por segundo (rps) (T-1)D = diámetro del impulsor (m) (L)ρ = densidad del agua k masa/m3 (ML-3)v = viscosidad absoluta k*s/m2 (ML-1 T-1)g = factor de conversión de la ley de Newton (= 9,81) dimensional

El coeficiente K depende de la geometría del sistema cámara-equipo demezcla, y (p) y (q) dependen del régimen de escurrimiento. Cuando el régimen esturbulento, que es la condición para mezcla rápida y cuando se evita la formaciónde remolinos, p = q = 0, resulta:

(37)

(38)

a una temperatura de 15 °C.

(39)

Los valores de K para cuatro tipos básicos de turbina se dan en función delgráfico presentado en la figura 5-21.

D n gK

= P 53ρ

γµ gD n K

= G53

∀D n K944 = G

53


Figura 5-21. Relación entre el número de potencia y el número de Reynoldspara 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 caudaly tiene la ventaja adicional de permitir controlar el grado de agitación si se varía lavelocidad de rotación del impulsor. Sin embargo, su funcionamiento depende deuna fuente de energía externa y, de esta forma, una falla en el sistema de alimen-tación o en el propio mecanismo, causaría el colapso del proceso de mezcla rápi-da, lo que perjudicaría el tratamiento en su conjunto.

La energía dispensada por un mezclador mecánico es siempre mayor quela energía disipada en un mezclador hidráulico. En el equipo mecánico las pérdi-das por inducción, por fricción y otras hacen que el trabajo útil aplicado al aguasea apenas una pequeña parte del total.

La principal objeción que se hace a los dispositivos hidráulicos es su pocaflexibilidad a las variaciones de caudal. Por otro lado, el costo relativamente ele-vado y la propia complejidad de los equipos electromecánicos hacen inadecuadasu utilización en los países en desarrollo. En nuestro medio, se ha dado tradicional-mente preferencia a los dispositivos hidráulicos de mezcla rápida, tales comocanaletas Parshall y vertederos.

Núm

ero

de p

oten

cia

K

Número de Reynolds

Disco Plana Plana Inclinada

Curva 1 Curva 2 Curva 3 Curva 4 WD = 1,5 WD = 1,5 WD = 1,5 WD = 1,5

DW

DW

DW DW

Mezcla rápida 261

En trabajos recientes se ha estudiado el comportamiento de los mezcladoreshidráulicos, lo que ha contribuido al dimensionamiento racional de estas unidadesy a la optimización de los mezcladores existentes.

Vrale y Jordan (5) evaluaron la eficiencia de diversos mezcladores hidráu-licos en línea, insertados en la tubería de llegada del agua cruda, y de un retro-mezclador (figuras 5-6 y 5-7).

Se evaluó el comportamiento de las diferentes unidades a través de uncoeficiente Kap que representa la velocidad de aglomeración durante la fase pos-terior de mezcla lenta (floculación). La figura 5-5 demuestra una mejor eficienciade los mezcladores en línea, en comparación con el retromezclador, el cual pre-sentó una menor eficiencia.

Vrale y Jordan concluyen, al igual que Argaman y Kaufman (9), que elgradiente de velocidad no es un parámetro totalmente adecuado para caracterizarla eficiencia de la mezcla rápida.

De los estudios efectuados se puede indicar que un mezclador hidráulicodotado de un buen sistema de dispersión del coagulante puede superar la desven-taja de su poca flexibilidad, en términos de gradiente de velocidad, el cual varía enfunción del caudal.



(1) Amirtharajah, A. y Mills, K. M. Rapid-mix design for mechanisms of alumcoagulation. 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 WaterTreatment Plants, 1974.

(3) Amirtharajah, A. y Trusler, S. L. Destabilization of particles by turbulentrapid mixing. Journal of Environmental Engineering ACSE, 1985.

(4) Amirtharajah, A. Velocity gradients in rapid mixing. Seminario Nacionalsobre Coagulación y Filtración Directa. Universidad de São Paulo, Escuelade Ingeniería de San Carlos, 1989.

(5) Vrale y Jordan. Rapid mixing in water treatment. Proceedings AWWASeminar 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 Societyof Civil Engineers, noviembre de 1967.

(8) James y Oldshue. Fluid mixing technology chemical engineering. Nue-va York, McGraw Hill, 1983.

(9) Argaman, V. y Kaufman, W. J. Turbulence and flocculation. Journal ofthe Sanitary Engineering Division, Proceedings, ACSE, 1970.

CAPÍTULO 6

FLOCULACIÓN


Floculación 265

El objetivo principal de la floculación es reunir las partículas desestabilizadaspara formar aglomeraciones de mayor peso y tamaño que sedimenten con mayoreficiencia.

1. MECÁNICA DEL PROCESO

Normalmente, la floculación se analiza como un proceso causado por lacolisión entre partículas. En ella intervienen, en forma secuencial, tres mecanis-mos de transporte:

1) Floculación pericinética o browniana. Se debe a la energía térmica del flui-do.

2) Floculación ortocinética o gradiente de velocidad. Se produce en la masadel fluido en movimiento.

3) Sedimentación diferencial. Se debe a las partículas grandes, que, al precipi-tarse, 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 par-tículas, se precisa de la floculación pericinética para que las partículas coloidalesde tamaño menor de un micrómetro empiecen a aglutinarse. El movimientobrowniano actúa dentro de este rango de tamaño de partículas y forma elmicroflóculo inicial. Recién cuando este alcanza el tamaño de un micrómetroempieza a actuar la floculación ortocinética, promoviendo un desarrollo mayor delmicroflóculo. Este mecanismo ha sido estudiado en lugares donde la temperaturabaja alrededor de cero grados, rango dentro del cual el movimiento browniano seanula y, por consiguiente, también lo hace la floculación pericinética. En este caso,se comprobó que la floculación ortocinética es totalmente ineficiente y no tieneimportancia alguna sobre partículas tan pequeñas.

Bratby (1) encontró que si los gradientes de velocidad en el agua son ma-yores de 5 s-1 y las partículas tienen un diámetro mayor de un micrómetro, elefecto de la floculación pericinética es despreciable.


Por otro lado, el proceso de floculación pericinética solo es sumamentelento. Se precisan alrededor de 200 días para reducir a la mitad un contenido de10.000 virus/mL en una muestra de agua.

Por lo tanto, la aglomeración de las partículas es el resultado de la actua-ción de los tres mecanismos de transporte mencionados más arriba.

2. TEORÍA BÁSICA

Las primeras teorías sobre la cinética de la floculación fueron desarrolladaspor Smoluchowski (2,3), quien derivó las expresiones básicas para la frecuenciade colisión de las partículas bajo el efecto del movimiento browniano y en régimende flujo laminar, y desarrolló la siguiente expresión, que es representativa de lafloculación pericinética.

(1)

donde:

J = número de colisiones entre las partículasn1 = concentración de partículas de diámetro (d1)n2 = concentración de partículas de diámetro (d2)dv = energía desarrollada en el procesodz

Camp y Stein (4) fueron los primeros en determinar que para fines prácti-cos, era necesario añadirle turbulencia al proceso y generalizaron la ecuación deSmoluchowski para incluir las condiciones de flujo turbulento. Así, de acuerdo conla expresión de Camp y Stein, la frecuencia de colisiones está expresada por lasiguiente ecuación:

(2)G . R . n . n .4/3 = Hij 3

ijji

Floculación 267

donde:

(Hij) es el número de colisiones por unidad de tiempo y por unidad de volumenentre las partículas de radio (Ri) y (Rj); (ni) y (nj) son las concentraciones de laspartículas colisionantes; (Rij) es el radio de colisión (Ri + Rj) y (G) es el gradientede velocidad que, según ellos, es igual a:

(3)

donde:

(ε) = potencia total por unidad de volumen del fluido y(v) = viscosidad cinemática.

La principal objeción a la expresión (2) se basa en el hecho de que estaecuación fue deducida para condiciones de flujo laminar y que pierde mucho de susentido físico cuando se la aplica a floculadores cuyo flujo es en su mayor parteturbulento, según expresaron los autores (4) y posteriormente Snel y Arboleda(5).

Gradientes de velocidad de una escala de longitud dada no contribuiránsignificativamente a la colisión de partículas más grandes o más pequeñas queesta escala. Así, el rígido modelo desarrollado por Smoluchowski para condicio-nes de flujo laminar no es enteramente aplicable a floculación turbulenta.

Otras alternativas fueron estudiadas por Frisch (6), Levich (7), y Saffmany Turner (8), quienes desarrollaron expresiones estrictamente formuladas paraflujo 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 cons-tantes numéricas, son equivalentes a la ecuación (2). El supuesto básico era quelas partículas involucradas son mucho más pequeñas que la más pequeña escalade turbulencia, un supuesto que se encuentra fuertemente justificado en los siste-mas de floculación encontrados en la práctica del tratamiento de las aguas.

νε = G


A pesar de sus limitaciones teóricas, la ecuación (2) ha tenido amplia aplica-ción entre los ingenieros sanitarios y muchos investigadores la han encontradoválida bajo determinadas condiciones.

Formas integradas de la ecuación (2) para diferentes tipos de flujo fueronpresentadas 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) establecieronun modelo matemático para la velocidad de aglomeración de las partículas, admi-tiendo que el volumen de la partícula resultante es igual a la suma de los volúme-nes de las partículas aglomeradas y que su densidad permanece constante. A lamenor de las partículas agregadas se la llama partícula primaria y su concentra-ción por unidad de volumen es (n1). Una fracción de las partículas que colisionanse aglomera, otra no lo hace y otras se pueden desaglomerar, de acuerdo con lascaracterísticas de las partículas, del coagulante y del flujo (por ejemplo, estabilidadde los coloides, esfuerzos hidrodinámicos). En las ecuaciones que siguen se intro-ducirá, por lo tanto, un coeficiente de aglomeración (n), que representa a la frac-ción del número total de colisiones realizadas con éxito. Los flóculos restantesestán constituidos por las partículas i, j, k ..., cuyas concentraciones por unidad devolumen son ni, nj, nk ... y sus radios, i1/3R, j1/3R, k1/3R ...

Inicialmente, para una suspensión dispersa, t = o

(6)

donde:

(δ) es una función de la distribución de tamaños definida por:

(7)

n dydv aδ n- =

dTdn

131 φ

n i

]1 + i[ n = δ

1

p

o = i

31/3i

1-p

0=i

∑

∑

Floculación 269

(a) es una relación entre el radio de colisión de un flóculo y su radio físico:

(8)

(φ) es una fracción del volumen del flóculo:

(9)

dv y, es el gradiente de velocidad

dy

El tamaño máximo de los flóculos está limitado a un flóculo de orden (p). Elmodelo propuesto no permite la determinación del tamaño máximo del flóculo.

Un enfoque más simple fue tomado por Hudson (14), quien admite unadistribución bimodal compuesta solamente por flóculos y partículas primarias cu-yas variaciones de tamaño en cada grupo no son significativas.

En estas condiciones, δ = a = 1 y la ecuación (6) se puede simplificar de lasiguiente forma:

(10)

donde:

nF y RF son, respectivamente, el número de flóculos por unidad de volumen y elradio de cada flóculo.

Siendo:

(∀) el volumen total de flóculos y dv/dy, el gradiente de velocidad medio, la ecua-ción (7) puede reescribirse del siguiente modo:

(11)

j + i rRi = a 1/31/3

i

j

in R 34 = 1

p

1 = i

31 ∑πφ

n . dydv . R n3

4 . - = dtdn

13FF

1 η

dT πG η- =

ndn

1

1 ∀


cuya integración resulta en:

(12)

que es la ecuación de Hudson. En esta ecuación (n1) representa el material ensuspensión al inicio de la floculación (t = o) y (nt) representa la concentraciónremanente de partículas (número de flóculos) después de un tiempo (T). La con-clusión más importante a que se llega mediante la ecuación de Hudson es que lavelocidad de floculación depende del volumen total de flóculos y no del número nidel tamaño de las partículas primarias. La ecuación (8) se aplica a la decantaciónen manto de lodos.

Considerando al tanque de floculación como un reactor en serie con (m)número de cámaras, Harris et al. (13) demostraron que:

Donde (n1) y (nm) representan las concentraciones de las partículas en laprimera cámara y en la cámara de orden (m), respectivamente, y (T), el tiempototal de floculación. La ecuación anterior muestra claramente que una eficienciadada puede ser obtenida en tiempos cada vez menores a medida que aumenta elnúmero de cámaras de floculación en serie.

Harris et al. (13) y Parker et al. (15) identifican dos formas de ruptura delos flóculos: (1) por erosión de las partículas primarias de la superficie de losflóculos y (2) por fractura del flóculo propiamente dicho, para formar un grupo deaglomerados floculentos de menor tamaño.

Para comprender el mecanismo de fragmentación de los flóculos, debendistinguirse dos modos de acción hidrodinámica de acuerdo con el tamaño de losflóculos, que pueden ser mayores o menores que la microescala de turbulencia:

(13)

donde:

(ε) = función de la disipación de energía por unidad de masa del fluido y(v) = coeficiente de viscosidad cinemática

T π∀G

e = nn η-

1

t

)mT

G φ η + (1 = nn m

m

1

)/εν( = η 1/43

Floculación 271

Tomando la ecuación de Camp y Stein:

(14)

se puede estimar la microescala de turbulencia en función de 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 mmPara G = 30 s-1, η = 0,2 mmPara G = 5 s-1, η = 0,5 mm

Para flóculos menores que (η), la fragmentación no es significativa y seríacausada por remolinos en la zona de flujo laminar, donde la disipación de energíase realiza por efecto de la viscosidad; los flóculos mayores que (η) son rotos poracción de la turbulencia con disipación de energía por efecto de la inercia.

El máximo tamaño estable de un flóculo será:

(16)

donde:

C = coeficiente que depende de las propiedades de los flóculos y del aguaG = gradiente medio de velocidad, yn = exponente que depende del modo en que se rompen los flóculos y de

la escala de turbulencia que causa su fragmentación:

n = 2, para la erosión de flóculos mayores que (η)n = 1, para la erosión de flóculos menores que (η)n = 1/2, para la ruptura de los flóculos, independientemente de su

tamaño

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛Gν = η

1/2

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛νε 1/2

= G

GC = d n


Según Argaman y Kaufman (16), el modelo teórico de la floculación, en suforma más general, que combina los efectos de aglomeración y ruptura de flóculos,puede ser representado por:

(17)

La función de aglomeración o tasa de crecimiento de los flóculos es defini-da por Argaman y Kaufman como:

(18)

N = concentración de partículas primarias (m-3)G = gradiente de velocidad (s-1)KA = coeficiente de aglomeración

La función de ruptura puede ser escrita de la siguiente forma:

(19)

No = concentración inicial de partículas primarias al entrar en el floculador(m-3)

KB = coeficiente de ruptura

Si reemplazamos (18) en la ecuación (17), esta se convierte en:

(20)

o, integrando entre (t = 0; NO = N) y (t = T; Nt = N), se tiene:

(21)

Esta ecuación es válida para un reactor de una sola cámara.

G N K = dt

dNA

A

G N K = dt

dN 2oB

B

G N K + G N K = dtdN 2

BA

TG K + 1T G K + 1 =

NN

2B

A

t

o

ruptura) de (función + ón)aglomeraci de (función = dtdN

Floculación 273

Admitiendo que los coeficientes KA y KB se mantienen constantes en untanque con m cámaras de floculación en serie (véase el cuadro 6.1), Argaman yKaufman encontraron la siguiente expresión:

(22)

donde Nm es la concentración de partículas que sale de la última cámara defloculación y T es el tiempo total promedio de floculación:

Cuadro 6-1. Valores de las constantes de aglomeración y ruptura (16)

El trabajo experimental llevado a cabo por Argaman y Kaufman (16) con-sistió en pruebas de floculación, mediciones del tamaño de los flóculos y de laturbulencia. En la figura 6-1 se puede apreciar una síntesis de los resultados obte-nidos, que representa la ecuación (22), interpretada a continuación:

Figura 6-1. Relación entre G, T y m según la ecuación de Argaman y Kaufman

)T/m G K + (1 T/m G K + 1

)T/m G K + (1 = NN

jA

1-m

0=i

2B

mA

m

o

∫

T1 Sec0 1.000 2.000 3.000 4.000

220

200

180

160

140

120

100

80

60

40

20

0

2,02,0

4,0

3,0

4,0

3,0

Valoresde nI / nI

m = 1m = 4

° m

KA = 5,1 x 10-5

KB = 1,1 x 10-7

Constantes Paletas Turbinas

KA 5,1 x 10-5 3,9 x 10-5

KB 1,1 x 10-7 0,9 x 10-7


1) Los parámetros físicos que afectan directamente la eficiencia de unfloculador son el tiempo de residencia, la compartimentalización y distribu-ción, la potencia total desarrollada y las características del campo de turbu-lencia.

2) El efecto del espectro de turbulencia para un mecanismo de agitación dadopuede expresarse mediante el gradiente de velocidad, un coeficiente deeficiencia de las paletas (KA) y un coeficiente del espectro de energía (KB).

3) Para un tiempo de residencia dado, la eficiencia se incrementa en formacasi lineal con el gradiente de velocidad hasta que este alcanza un valormáximo, más allá del cual cualquier incremento adicional resulta en unadisminución de la eficiencia.

4) Para una eficiencia dada, existe un tiempo de residencia mínimo. El gradientede velocidad asociado con este tiempo de residencia constituye un valoróptimo 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 in-fluencia considerable en la eficiencia del floculador. En sistemas con igualmagnitud de tiempo de residencia se obtendrá mayor eficiencia que en aquellosen que se ha incrementado el número de compartimentos del floculador.

Bratby et al.(17) demuestran que la relación equivalente para un ensayo decoagulación o un reactor en flujo de pistón (plug flow, m = 0) es la siguiente:

(23)

Bratby et al. (17) han demostrado que el coeficiente de ruptura de flóculosKB es dependiente del gradiente de velocidad.

(24)

donde k1 y k2 son constantes para una determinada agua.

k + G ln k = K 21B

⎥⎦

⎤⎢⎣

⎡⎟⎠

⎞⎜⎝

⎛e G

KK- - G

KK=

NN T G K-

A

B

A

B-1

o A∑

Floculación 275

Calidad delagua cruda

Valores de Gestudiados s-1

Coeficiente deaglomeración

de flóculosKA · (10)-4

Coeficiente deruptura de

flóculosKB · (10)-7

Referencia

El cuadro 6-2 muestra que KA y KB dependen de las propiedadesfisicoquímicas del agua.

Cuadro 6-2. Constantes de floculación de acuerdo con la ecuación (14) (18)(Coagulante: sulfato de aluminio)

Turb. artificial 15 - 200 0,51 1,10 Argaman y(25 mg/L) Kaufman (16)

Turb. artificial 40 - 222 2,5 3,5a Bratby et al.(40 UN) (17)

Turb. artificial 90 6,5 1,7 Richter (17)(85 UN)

Agua superficial 5 - 450 1,1 30,0 Hedberg (1970)(8 UN)

Agua superficial 30 - 80 1,1 0,7 Richter (1984)(80 UN)

Agua superficial 100 0,29 1,64 Bratby (1)(2,5 UN)

Agua superficial 20 - 90 0,16 0,53 Richter (17)(5 UN)

a = valor promedio

Se verifica que para valores bajos de G, el coeficiente de ruptura es bastan-te pequeño, de manera que, en las condiciones de floculación normalmente em-pleadas en la práctica (G entre 70 y 15 s-1), la ecuación (22) se puede simplificarasí:

(25)⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

mT G K + 1 =

NN

A

m

m

o


A partir de este modelo simplificado y con los resultados de cerca de 300ensayos de floculación realizados con agua del río Iguazú, en Curitiba, Brasil,Richter (19) encontró la siguiente correlación entre el coeficiente de aglomera-ción KA y la turbiedad de agua cruda No (Figura 6-2).

(26)

Se demuestra, así, que el coeficiente de aglomeración tampoco es constan-te; 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 esmás difícil flocular aguas de baja turbiedad.

Fuente: agua cruda del río Iguazú (Curitiba, Brasil).Jar-testsTiempo de floculación: 15 minGradiente de velocidad: G = 30 s-1

Figura 6-2. Correlación entre la constante de floculación y la turbiedad del agua cruda (18)

N 10 x0,192 = K 0,8o

-4A

1.4 2 3 4 5 6 7 8 9 10 12 14 16 18 20(K) 10-4

500

400

300

200

1009080

7060

50

40

30

20

10

Turb

ieda

d de

l agu

a cr

uda

R = 1,32

x 10

-3 N0,5

Floculación 277

Villegas y Letterman (20)realizaron un estudio de gran im-portancia práctica, en el cual re-lacionaron el tiempo de floculación(T) y el gradiente de velocidad (G)con la dosis de coagulante.

La figura 6-3 muestra losresultados experimentales con va-lores de (G) de 500, 200, 100 y 25s-1. Nótese que para valores deG < 100 s-1, la turbiedad residualdecrece a medida que se prolon-ga el tiempo de floculación, hastallegar a un mínimo después delcual comienza a incrementarse.

La figura 6-4 se obtiene al grafi-car los valores de turbiedad residualpara tiempos de floculación de 10, 15,20, 30, 40 y 120 minutos. De acuerdocon la familia de curvas de la figura6-4, para cada turbiedad residual (n*)existe un valor correspondiente degradiente 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.

La figura 6-5 es una represen-tación logarítmica del valor óptimo de(G*) y del tiempo de floculación (T),para una serie de experiencias. Lasseries A y B se diferencian entre sí so-lamente en las condiciones de mezclarápida (gradiente y tiempo de mezcla).Los resultados de ambas series, al coin-

Figura 6-3. Turbiedad residual versus tiemposde floculación para diversos valores de G (20)

Figura 6-4. Turbiedad residual versusvalor óptimo de G para diversos tiempos

de floculación (20)

10 20 30 40 50 60 70Periodo de floculación T (min)

36

32

28

24

20

16

12

8

4

0

Turb

ieda

d re

sidu

al (T

F)

25 50 75 100 125

Valor de G (s-1)

5

4

3

2

1

0

Turb

ieda

d re

sidu

al (T

F)


cidir en la misma línea, indican que las condiciones de mezcla rápida no tienenmucho efecto en la relación entre los parámetros (G) y (T) del proceso defloculación. Las series C y D complementan estas experiencias haciendo variar ladosis de coagulante. Al incrementarse las dosis de coagulante, las rectas tiendenhacia las abscisas. Las líneas rectas de mayor ajuste de todas las series tienenesencialmente la misma pendiente.

Figura 6-5. Valor óptimo de G versus periodo de floculación (20)

Del análisis de estas curvas se obtiene la siguiente expresión matemática:

(27)

siendo los valores de K = 4,9 x 10, 1,9 x 10 y 0,7 x 10 para dosis de sulfato de 10mg/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 queel valor de (G) óptimo disminuye al aumentar la dosis de sulfato.

K = T )*(G 2,8

Valo

r ópt

imo

de G

* (s

-1)

500

400

300

200

100908070605040

30

20

15

101 2 3 4 5 678910 15 20 30 40506070 80 90 100 200 300

Periodo de floculación T (min)

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:

(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.

Figura 6-6. Correlación de gradientes de velocidadóptimos versus tiempo de floculación

Snel y Arboleda (5) demostraron que la ecuación del gradiente de veloci-dad (G), deducida por Camp y Stein (4):

(29)

no es el parámetro más apropiado para medir la intensidad de agitación en unfloculador de flujo turbulento.

K = T Gn

∀µP = G

1 Análisis de laboratorio proporcionados personalmente por la doctora Victoria Pacheco, del Labora-torio de Acueductos y Alcantarillados de San José de Costa Rica. San José de Costa Rica, 1980.

1 2 3 4 5 6 7 8 910 20 30 40 506070 80 90 100 200 300

Periodo de floculación T (min)

10987654

3

2

10090807060504030

20

10

G (S-1)


Del mismo modo que en el régimen laminar, en el cual la tensión longitudinaldebida al rozamiento entre dos láminas de corriente es igual a:

(30)

existe otra tensión debida al régimen turbulento, denominada esfuerzo cortantede Reynolds. Esta tensión está definida por:

(31)

donde (η) es el coeficiente de viscosidad virtual, de turbulencia o viscosidad deremolino.

Por lo tanto, la tensión total estará dada por:

(32)

y así, la ecuación (29) tomará la siguiente forma:

(33)

Esta ecuación se vuelve igual a la expresión (29) cuando la disipación deenergía debida a la turbulencia es despreciable, o sea cuando el flujo es laminar.Cuando el flujo es turbulento, el coeficiente de viscosidad turbulenta aumentarápidamente al incrementarse el número de Reynolds y alcanza valores muchasveces superiores a la viscosidad dinámica. En consecuencia, la viscosidad dinámi-ca puede despreciarse y la ecuación (33) se puede simplificar así:

(34)

∀η) +(µP = G

∀ηP = G

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛dydv µ

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛dydv = ητ

dydv η) +(µ = τ

Floculación 281

El coeficiente de viscosidad turbulenta está definido por la expresión:

o

(35)

donde:

= masa específica= longitud de la escala de turbulencia físicamente definida como la dis-

tancia hasta la cual se disgrega un conglomerado de partículas sinperder su identidad.

Sustituyendo (35) en (34), resulta:

(36)

donde P/∀ es igual a ε, que es la potencia disipada por unidad de masa del fluido.

(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 Villegasy Letterman (20), son los que en forma conjunta van a producir la mayor eficien-cia. A través de investigaciones efectuadas (24), se ha determinado que el rangoóptimo de gradientes de velocidad para floculación varía entre 20 y 75 s-1 y el detiempos de retención entre 10 y 30 min, dependiendo de la calidad del agua.

dydv λ ρ = η 2

G λ ρ = η 2

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛∀

P = G 2

1/3

λρ

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛λε

2

1/3

= G

λρ


3. 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 sen-sibles 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 fisicoquímicodel sistema, en la generación de cadenas poliméricas de los hidróxidos que seforman o en la interacción de estos polímeros con las partículas coloidales, lo queafectará 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 turbie-dad también tienen una notable influencia en el proceso de floculación. En todoslos modelos matemáticos de floculación, la velocidad de formación de flóculos esproporcional 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). Enestas ecuaciones se ve que la velocidad de floculación depende también del tama-ño inicial de las partículas. Estos aspectos teóricos son generalmente confirmadosen la práctica: por regla general, es más fácil flocular aguas con elevada turbiedady que presenten una amplia distribución de tamaños de partículas. En tanto, laspartículas de mayor tamaño, que podrían ser removidas en tanques de sedimenta-ción simple, tales como arena fina acarreada durante picos de elevada turbiedad,interfieren con la floculación porque inhiben o impiden el proceso. Por este moti-vo, si la turbiedad del agua cruda fuera igual o superior a 1.000 UT, es indispensa-ble la utilización de tanques de presedimentación.

Floculación 283

Un caso particular de floculación, donde se manifiesta claramente la in-fluencia de la concentración de las partículas y se confirma la ecuación (12) deHudson (14), es la floculación en manto de lodos. Estas unidades son, general-mente, parte integrante de sedimentadores de flujo vertical, con la floculaciónprocesándose en la parte inferior, normalmente en forma cilindro-cónica, dondese concentran los lodos depositados. De acuerdo con la ecuación de Hudson, lafloculación es determinada por el producto adimensional (η/π) ∀GT. Se resalta laimportancia de la concentración de volumen de flóculos (↔), que normalmenteestá comprendida entre 5 y 20%.

Esta concentración, relativamente alta, explica los resultados plenamentesatisfactorios con bajos valores de (G) = (< 5 s-1) y tiempos de floculación relati-vamente cortos (< 15 min). Algunas unidades, para aumentar su eficiencia, pre-sentan dispositivos para recircular los lodos.

De las consideraciones anteriores surge el agrupamiento adimensional ∀GTcomo un parámetro útil para caracterizar el proceso de floculación. Hasta la fe-cha, no existe todavía un valor o escala de valores que represente la optimizacióndel proceso. Mientras tanto, Harris et al. (13), con resultados obtenidos en expe-riencias de laboratorio, sugieren que este parámetro es del orden de 100.

Curva A: 35 mg/L de sulfato de aluminioCurva B: adición de 25 mg/L de SO4Curva C: adición de 50 mg/L de SO4Curva D: adición de 125 mg/L de SO4

4 5 6 7 8pH

28

24

20

16

12

8

4Tiem

po n

eces

ario

par

a la

form

ació

n de

l fló

culo

(min

)

Figura 6-7. Efecto del ion sulfato sobre el tiempo de formación del flóculo de sulfato de aluminio


3.2 Influencia del tiempo de floculación. Compartimentalización

En todos los modelos pro-puestos para la floculación, la ve-locidad de aglomeración de las par-tículas es proporcional al tiempo.Bajo determinadas condiciones,existe un tiempo óptimo para lafloculación, normalmente entre 20y 40 minutos. Mediante ensayos deprueba de jarras (jar tests), se pue-de determinar este tiempo, que, enla figura 6-8, resultó ser de alrede-dor de 37 minutos.

La permanencia del agua enel floculador durante un tiempo in-ferior o superior al óptimo produceresultados inferiores, tanto másacentuados cuanto más se alejeeste del tiempo óptimo de flocula-ción.

Es necesario, por lo tanto, que se adopten medidas para aproximar el tiem-po real de retención en el tanque de floculación al tiempo nominal escogido. Estose puede obtener si se compartimentaliza el tanque de floculación con pantallasdeflectoras. Cuanto mayor sea el número de compartimentos, menores serán loscortocircuitos del agua, como lo muestra la figura 6-9. Como se puede apreciar enesta figura, cerca de 40% del agua se escapa del tanque en un tiempo menor quela mitad del tiempo nominal o teórico, en un tanque de un solo compartimento. Sise tuviesen cinco compartimentos en serie, por ejemplo, esta proporción se redu-ciría a cerca de un 10%.

Con la compartimentalización y la elección de valores adecuados para losgradientes de velocidad, se aumenta la eficiencia del proceso o se reduce el tiem-po necesario de floculación (o ambos), según demostraron Harris y colaboradores(13). Gradientes elevados en los primeros compartimentos promueven una aglo-meración más acelerada de los flóculos; gradientes más bajos en las últimas cá-maras reducen la fragmentación.

Figura 6-8. Efecto del periodo defloculación en la sedimentación

0 20 40 60 Tiempo de floculación (min)

100

70

50

30

20

10

7

5

3

2

Por

cent

aje

de tu

rbie

dad

rem

ocio

nal

0,3

Velocidad desedimentación

cm/min

2,5

1,0

Floculación 285

Figura 6-9. Compartimentalización y cortocircuitos

Por razones de orden práctico y económico, el número de cámaras de losfloculadores mecánicos no es muy grande; generalmente, no supera las seis uni-dades. 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 lavelocidad de aglomeración de las partículas en la floculación ortocinética, apareceel parámetro de gradiente de velocidad como un factor de proporcionalidad. Cuantomayor es el gradiente de velocidad, más rápida es la velocidad de aglomeraciónde las partículas. Mientras tanto, a medida que los flóculos aumentan de tamaño,crecen también las fuerzas de cizallamiento hidrodinámico, inducidas por el gradientede velocidad. Los flóculos crecerán hasta un tamaño máximo, por encima del cuallas fuerzas de cizallamiento alcanzan una intensidad que los rompe en partículasmenores.

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.

10

8

6

4

2

00 1 2 3

Relación entre el tiempo efectivo y el tiempo teórico de retención

Por

ción

de

flujo

rete

nido

en

un ti

empo

men

orqu

e el

est

able

cido

Número de compartimentos enserie


TeKippe y Ham (25) realizaron un estudio teórico-práctico para determi-nar la influencia de la variación del gradiente de velocidad en los diversoscompartimentos de un floculador.

Los datos de estos ensayos se incluyen en la figura 6-10 y permiten con-cluir que es necesario graduar el gradiente de velocidad en forma decreciente,evitando tramos intermedios con altos gradientes, que es el caso más desfavora-ble.

Los valores recomendados de gradientes de velocidad para floculación seencuentran dentro de un rango de 100 a 10 s-1. Naturalmente, conviene realizaruna compartimentalización con gradientes escalonados en forma decreciente. Porejemplo, se pueden disponer cuatro cámaras de floculación en serie, a las que seles aplican gradientes de 90, 50, 30 y 20 s-1, respectivamente, en la primera, se-gunda, tercera y cuarta cámaras.

Después de formados los flóculos en la última cámara de floculación, debetenerse gran cuidado en la conducción del agua floculada hasta los decantadores.Los gradientes de velocidad en los canales, compuertas o cualquier otra estructu-ra 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 modifi-can los tiempos de residencia y gradientes de velocidad en los reactores.

El floculador hidráulico es algo flexible a estas variaciones. Al disminuir elcaudal, aumenta el tiempo de retención y disminuye el gradiente de velocidad. Alaumentar el caudal, el tiempo de retención disminuye, el gradiente de velocidad seincrementa y viceversa; el número de Camp (Nc) varía en aproximadamente20% cuando la variación del caudal es de 50%.

En el floculador mecánico, el efecto es más perjudicial debido a su pocaflexibilidad, ya que la velocidad permanece constante y el tiempo de residenciaaumenta o disminuye de acuerdo con la variación del caudal.

Floculación 287

Figura 6-10. Efecto de la variación del gradiente de velocidad en la turbiedad residual según TeKippe y Ham (25)

Gradientes de velocidadversus

tiempo de retención

Gradientes de velocidadversus

tiempo de retención

Turbiedadresidual

(tf)

Turbiedadresidual

(tf)

0,40

1,65

1,40

0,90

0,90

1,20

0,85

0,65

0,45

1,35

0,90

2,70

0,37

0,15


4. FLOCULADORES

Se acostumbra clasificar a los floculadores como mecánicos o hidráulicosde acuerdo con el tipo de energía utilizada para agitar la masa de agua. Puedehacerse una clasificación más amplia si se tiene en cuenta el modo como se rea-liza la aglomeración de las partículas. De acuerdo con este principio, podemosclasificarlos 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

4.1 Floculadores de contacto de sólidos

Los floculadores de contacto de sólidos o de manto de lodos son controla-dos por la concentración de sólidos (C). Como esta varía continuamente, es nece-saria una constante atención del operador.

Usualmente, los floculadores de contacto de sólidos no son utilizados ennuestros proyectos de plantas de tratamiento. Han sido desarrollados y son ofertadosgeneralmente por fabricantes de equipos, cada uno con sus características pro-

Mecánicos Hidráulicos

Contacto de sólidos

Hidráulicos Pantallas Helicoidales Medios porosos Tuberías

Paletas Turbina

Mecánicos

Potencia

Floculación 289

pias, que siempre resaltan sus ventajas más aparentes. Normalmente forman par-te de los tanques de decantación de flujo vertical y constituyen unidades relativa-mente compactas. Antes de que aparecieran los decantadores de placas, parale-los o tubulares, presentaban precios inferiores a los proyectos convencionales,pero actualmente ya no tienen una ventaja muy significativa de precio. Por estemotivo, y por ser unidades cuyo control y operación son muy difíciles, no serántratadas con más detalle. De ser considerados como alternativa de proyecto, ade-más del costo, deberán examinarse los siguientes puntos:

• En cuanto al tamaño de la instalación, no son aconsejables para pequeñascomunidades, carentes de personal altamente calificado, necesario para suoperación.

• El régimen de operación debe ser continuo o, por lo menos, por un periododiario bastante largo, y no debe estar sujeto a variaciones de caudal, por ladificultad de formar y mantener un manto de lodos.

• Por el mismo motivo, se recomienda para aguas que mantengan más omenos constantes sus características fisicoquímicas, con variaciones decalidad imperceptibles.

Estas unidades pueden ser, a su vez, hidráulicas o mecánicas, de acuerdocon la concepción del diseño (figura 6-11).

Figura 6-11. Floculadores de contacto de sólidos

a) Hidráulicos b) Mecánicos


4.2 Floculadores de potencia

En los floculadores de potencia, las partículas son arrastradas por el flujode agua a través del tanque de floculación sin que prácticamente exista concen-tración de sólidos. Normalmente, los gradientes son prefijados en el proyecto. Enalgunos casos, pueden ser ajustados por el operador. De acuerdo con la forma dedisipación de energía, se pueden clasificar en hidráulicos y mecánicos.

4.2.1 Hidráulicos

Los floculadores hidráulicos utilizan la energía hidráulica disponible a tra-vés de una pérdida de carga general o específica.

a) De pantallas

Los floculadores hidráulicos más utilizados son los de pantallas, de flujohorizontal o de flujo vertical. En los primeros, el agua circula con un movimientode vaivén, y en los segundos, la corriente sube y baja sucesivamente, contorneandolas 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 me-nor cuantía, debida a la fricción en el canal; y la segunda, la principal, debida a loscambios de dirección. Esta puede ser calculada mediante la siguiente ecuación:

(38)

donde:

n = coeficiente de fracción de ManningV = velocidad del flujor = radio hidráulico de los canalesl = longitud de canales en cada tramo

La pérdida de carga debida a las vueltas:

(39)

K = coeficiente de pérdida de carga

Los floculadores de pantallas de flujo horizontal son más recomendablespara pequeños caudales. Las pantallas pueden ser hechas de madera o de láminasde asbesto-cemento. Se puede dotar al sistema de floculación de dispositivos talescomo ranuras o marcos de fijación, etcétera, a fin de hacer posible el ajuste deespaciamiento entre las pantallas, así como el gradiente de velocidad. Tales dispo-sitivos pueden encarecer o complicar el proyecto; por eso, deben merecer espe-cial atención del proyectista.

Los floculadores depantallas de flujo vertical pue-den aplicarse a caudales ma-yores. Son más profundos,tienen 4 metros o más de pro-fundidad. Su estructura pue-de ser adaptada a las adya-centes, con ventajas econó-micas. Ocupan menor área.

Figura 6-13. Floculador vertical tipo Alabama

Planta

Corte A-A

l r

V n = h 2/3

2

1 ⎥⎦⎤

⎢⎣⎡

2gV K = h

2

1


Entrada de agua

Entrada de agua

b) Floculador Alabama

El floculador Alabama está constituido por compartimentos ligados entre sípor la parte inferior a través de curvas de 90° volteadas hacia arriba. El flujo esascendente y descendente en el interior del mismo compartimento. Las boquillaspermiten ajustar la velocidad a las condiciones de cálculo o de operación (figura 6-13). Estas unidades son muy vulnerables a las variaciones de caudal. Fácilmentese pueden generar espacios muertos y cortocircuitos.

Como en estos floculadores el paso entre las cámaras se hace medianteorificios sumergidos, las pérdidas de carga pueden calcularse por las siguientesfórmulas generales:

(40)

donde (h) es la pérdida de carga en el orificio:

(41)

con los coeficientes C y K dependientesde la forma y dimensiones del orificio, da-dos en los manuales de hidráulica. Estasunidades, al igual que las anteriores, sonmuy sensibles a las variaciones de caudal.Fácilmente puede formarse un gran volu-men muerto en la parte superior del flo-culador al disminuir apreciablemente el cau-dal.

c) Helicoidal

En el proyecto ilustrado en la figura6-14, el agua es admitida tangencial-men-te por la parte superior y sale de la cámarade floculación a través de una curva dota-da de unas guías paralelas como una turbi-na Francis, lo que ayuda a generar el mo-vimiento helicoidal (26).

gh2 CA = Q

2gV K = h

2

Figura 6-14. Floculador helicoidal

Floculación 293

En los floculadores helicoidales, la energía hidráulica se usa para generarun movimiento helicoidal en el agua, inducido por su ingreso tangencial en la cá-mara de floculación.

En la práctica, el helicoide que se forma no es de diámetro constante, comose muestra en la figura respectiva, sino que el diámetro disminuye al aproximarseal fondo. Se establece una distribución de velocidad de mayor a menor, inconve-niente para la formación del flóculo.

d) De medio poroso

La floculación en medios porosos se está aplicando principalmente en pe-queñas instalaciones, debido a su elevada eficiencia y bajo costo. Se distinguendos tipos básicos: floculación en un medio poroso fijo (o floculación en mediogranular) y floculación en un medio poroso expandido (floculación en lechos dearena expandida). Ambos fueron utilizados inicialmente en la India. La floculaciónen medio granular ha sido recientemente estudiada con cierta profundidad en Amé-rica Latina, en colaboración con el CEPIS/OPS (23,27) y ya es aplicada conéxito en algunas instalaciones (28). Consiste en hacer pasar el agua, después de

haberle aplicado los coagulantes,a través de un medio granular con-tenido en un tanque (flujo verti-cal, véase la figura 6-15) o canal(flujo horizontal). El flujo normal-mente es laminar y la eficienciaes extraordinaria. Puede flocularsatisfactoriamente en pocos mi-nutos.

El floculador de lecho dearena expandido consiste en unacolumna a través de la cual elagua cruda pasa en sentido ascen-dente, después de haber recibidoel coagulante. La velocidad delagua es ajustada de tal modo quela expansión sea de alrededor de6 a 10%. Esto evita la obstruc-ción del medio poroso.Figura 6-15. Floculador de medio poroso

Coagulación

Aguacruda

Para tanque dedecantación

Floculador


La arena contribuye a que se logre una agitación uniforme durante el pro-ceso de floculación.

En este tipo de unidad la pérdida de carga unitaria se calcula mediante lafórmula de Forchheimer:

(42)

donde:

V = velocidad aparente o velocidad promedio en la sección en m/sa y b = coeficientes que dependen de las características granulométricas del

material

El gradiente de velocidad se calcula mediante la expresión:

(43)

ε = porosidad del medioy = peso específico del agua

= viscosidad del agua

e) Floculadores de mallas (28)

El uso de telas generalmente ha sido restringido a la función de filtracióngruesa en la remoción de cuerpos flotantes o en suspensión de dimensiones rela-tivamente grandes, en tomas de agua y en la entrada de las plantas de tratamientode aguas residuales. Con esta finalidad, generalmente se emplean mallas con unaabertura que varía entre 2 y 20 milímetros, de alambre de acero galvanizado oacero inoxidable, o de hilos de nylon.

Una aplicación particularmente interesante fue ensayada por primera vezen la floculación del agua en 1960, por el Ing. Thomas M. Riddick. Él diseñó unfloculador mecánico en el cual las paletas fueron sustituidas por una tela de alam-bre con un espaciamiento de la malla de aproximadamente 5 centímetros. Su ideaera aumentar la tasa de colisión entre flóculos y entre coloides y flóculos a travésde un aumento extraordinario en la superficie de cizallamiento. Este tipo de ele-mento genera una distribución de gradientes de velocidad más uniforme y de ma-

V b + V a = J 2

εJ V

µγ = G

µ

Floculación 295

yor intensidad en la masa líquida,lo que posibilita una reducción sus-tancial en el tiempo de floculación(figura 6-16).

Sin embargo, por la falta demétodos y criterios simples y biendefinidos de dimensionamiento,este eficiente dispositivo defloculación fue olvidado por casidos décadas. No ha sido utilizadoen otros diseños a no ser los delpropio Riddick y, recientemente,en 1979, por la SANEPAR, en el diseño de ampliación de la planta de tratamientodel río Iguazú, en Curitiba, Brasil.

Según Richter (28), en una tela de malla cuadrada, la porosidad (ε) sepuede calcular por la expresión:

(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 uncanal o tubería donde se interpuso una tela de manera perpendicular a las líneasde flujo. Hay una pérdida de carga súbita en el plano de la tela, lo que indica unaresistencia al flujo mucho más elevada que la debida a las paredes del canal (pér-dida continua).

La pérdida de carga a través de la tela está dada por:

(45)

donde V es la velocidad promedio de aproximación en el canal y K el coeficientede pérdida de carga, cuyo valor es función de las características geométricas dela tela y del número de Reynolds referido al diámetro de la malla.

Figura 6-16. Floculador de T. Riddick

)nd- (1 = ε 2

2gV K = h

2


(46)

La figura 6-18 representa configuraciones típicas de la variación del coefi-ciente K en función del número de Reynolds en telas de diferentes porosidades.

Se verifica que, para valores elevados de porosidad y para números deReynolds (Re)d superiores a 500, el coeficiente de pérdida de carga puede sercalculado por la siguiente expresión:

(47)

El gradiente de velocidad en un floculador hidráulico es:

(48)

Figura 6-17. Pérdida de carga en las telas

νVd = )R( de

εε-1 0,55 = K 2

2

Plano de la tela

Plano de la tela

Línea piezométrica

-1 0 1 2 X/D

h

5 X/e

x = 4 ó 5ee

e

e

∀ h Q = G

µγ

Floculación 297

donde:

= coeficiente de viscosidad absolutay = peso específico del aguaQ = caudalh = 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 nece-saria para vencer el paso del agua por la tela es casi integralmente disipada en elplano de la tela, a una distancia aguas abajo aproximadamente igual a cuatro ocinco veces el espaciamiento (e) entre los hilos.

Así, el volumen líquido (∀) en el cual es disipada la energía hidráulica esde aproximadamente:

(49)

siendo A el área del corte transversal del canal o tubería donde se coloca latela.

Sustituyendo (2.40) en (2.39) y siendo Q = A.V y h = KV2/2g, resulta:

(50)

A temperatura de 20 °C, será:

(51)

en las unidades del sistema técnico.

e A4 = ∀

V . eK .

ν6 1 = G

V . eK .

µ 8gγ = G

1,5

3

V . eK350 = G 1,5

µ


4.2.2 Mecánicos

Los floculadoresmecánicos utilizan ener-gía de una fuente exter-na, normalmente un mo-tor eléctrico acoplado aun intercambiador de ve-locidades, que hace po-sible la pronta variaciónde la intensidad de agita-ción.

a) De paletas

Los floculadores mecánicos más utilizados son, sin duda, los de movimientogiratorio con paletas paralelas o perpendiculares al eje (figuras 6-19 y 6-20).

El eje puede ser horizontal o vertical. Estos últimos normalmente son másventajosos, porque evitan cadenas de transmisión, y también los pozos secos parala instalación de los motores. Su mantenimiento es difícil, pero cuando han sidobien proyectados, duran años sin dar mayores problemas.

Figura 6-18. Variación de K con Re

1 10 102 103 104

Re

K

5

1

Sentido de aumentode la porosidad(ε1< ε2< ε3<......)

Figura 6-19. Floculadores mecánicos de paletas

Paletas de madera

Soporte

1,201,60

2,00

Rej Rij

bRij

b =

3,80

b

b

n

l1

l 2

D

Floculación 299

Constituyen una alternativa simple, adoptada en decenas o centenas deinstalaciones con resultados satisfactorios.

El proceso usual de cálculo considera el número total de paletas, sumandolas que están a la misma distancia del eje. Esto puede conducir a errores en laestimación del gradiente, como se verá a continuación. Las fórmulas indicadasson las usadas hasta el momento:

(52)

Si las paletas son perpendiculares al eje:

(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:

CD 1,16 1,20 1,50 1,90

l/b 1,00 5,00 20,00 ∞

K = relación entre la velocidad del agua y la de las paletas; k = 0,25 es unvalor normalmente adoptado en diseño

n = velocidad de rotación de las paletas en r. p. s.r, l y b = elementos geométricos del agitador, instalados en una cámara de vo-

lumen ∀N1, N2 = número de paletas en posición 1, 2,..., etc.

Los floculadores giratorios están normalmente provistos de cuatro brazosfijados al eje y, por lo tanto, tienen cuatro paletas en la posición 1, cuatro en laposición 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 pro-ducir el gradiente deseado.

∀...) + r N + r N( b N )k-(1C56 = G

422

411

33D

∀...) + r N + r N( b l N )k-(1C112 = G

322

311

33D


Por el contrario, en el caso de un floculador más simple, dotado de paletasen un solo plano, el cálculo del gradiente de velocidad es más confiable, como fuedemostrado por Richter (18) mediante observaciones y experiencias prácticas.Cuando la velocidad de rotación de las paletas aumenta, k tiende a decrecer, escero 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 agita-dor mecanizado, dotado de cuatro brazos, con una paleta en cada brazo y a lamisma distancia del eje, de acuerdo con la figura 6-21. El volumen de la cámarapuede ser considerado como subdividido en cuatro partes, cada una bajo la acciónde una paleta por vez, en su movimiento de rotación.

La potencia disipada por una paleta en este cuarto de volumen es propor-cional al arco AoA1. De este modo:

(54)

donde ∀tot es el volumen total de la cámara de floculación. Como la potencia queuna paleta disipa en esta área es 1/4 de la que disiparía al completar una vuelta, elgradiente de velocidad promedio alrededor del punto A será:

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛

∀tot/4

1o1/2

AA Potencia = G

µ

Floculación 301

(55)

y este mismo gradiente está siendo aplicado simultáneamente por las demás pale-tas a los puntos B, C y D. Esto significa que el gradiente de velocidad es indepen-diente 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. Elefecto es similar al de un floculadorhidráulico con un número muy gran-de de cámaras o deflectores.

En la planta de tratamiento deIguazú, Paraná, Brasil, existen dos sis-temas de floculación iguales e inde-pendientes, dotados de agitadores me-cánicos. A uno de ellos, de cada dospaletas de la misma trayectoria, le fueretirada una.

Las demás condiciones perma-necieron idénticas para los dos siste-mas y no se ha observado ninguna di-ferencia en la eficiencia de la flocu-lación que pudiese ser atribuida almayor o menor número de paletas. La potencia consumida por los motores esmenor en el sistema modificado.

La principal conclusión de este análisis es que el gradiente de velocidadcalculado a partir de la suma de las potencias disipadas por diversas paletas querecorren la misma trayectoria resulta menor que el gradiente de velocidad realdeseado. Para guardar coherencia con los valores del gradiente determinados enjar-tests estandarizados (con el equipo de la Phipps & Bird, por ejemplo), sedeben diseñar floculadores giratorios con paletas en un solo plano; es decir, conapenas 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 mediantelas fórmulas siguientes:

Figura 6-21. Esquema del trabajomecánico del floculador

B

A1

A2

D

Co

V/4

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛

∀ tot

1/2

paleta 1 de Pot. = G

µ


• Paletas paralelas al eje

(56)

• Paletas perpendiculares al eje

(57)

b) De turbina

Los floculadores del tipo turbina se dimensionan del mismo modo que losmezcladores rápidos. Como las velocidades periféricas máximas son superiores a0,75 m/s, el agua tenderá a girar acompañando el movimiento de la turbina, a noser que se prevea la instalación de deflectores o pantallas para estabilizar el mo-vimiento (figura 6-22).

La potencia aplicada al agua por unidad de volumen es, en régimen turbu-lento:

(58)

donde:

K = una constante para números de Reynolds elevados superiores a 10.000,que varía con el tipo de impulsor y con la forma y dimensiones deltanque

= densidadn = velocidad de rotación en r. p. s.D = diámetro de la turbina en m

= volumen de la cámara de mezcla en m3

Con estas unidades, la potencia resulta en kilográmetros por segundo pormetro cúbico.

∀µ ...) + r + r( . b n . C 79 = G

42

41

3D

∀D n Kρ = P

53

ρ

∀

Floculación 303

Figura 6-22. Floculador mecánico de turbina

Tabique divisorio

AletasDisco

giratorio Eje



(1) Bratby, J. R. Interpreting laboratory results for the design of rapid mixingand flocculation systems. Journal of the American Water WorksAssociation, vol. 73, n.o 6, junio, 1981, pp. 312–318.

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Floculación 305

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(22) Ministerio de Vivienda y Construcción del Perú, Dirección General de ObrasSanitarias-Centro Panamericano de Ingeniería Sanitaria y Ciencias del


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(28) Richter, C. A. Sistemas de floculación acelerada. Curitiba, SANEPAR, 1982.

CAPÍTULO 7

SEDIMENTACIÓN

Ing. Víctor Maldonado Yactayo

Sedimentación 3

1. CONCEPTOS GENERALES

Se entiende por sedimentación la remoción por efecto gravitacional de laspartículas en suspensión presentes en el agua. Estas partículas deberán tener unpeso específico mayor que el fluido.

La remoción de partículas en suspensión en el agua puede conseguirse porsedimentación o filtración. De allí que ambos procesos se consideren como com-plementarios. La sedimentación remueve las partículas más densas, mientras quela filtración remueve aquellas partículas que tienen una densidad muy cercana ala del agua o que han sido resuspendidas y, por lo tanto, no pudieron ser removi-das en el proceso anterior.

La sedimentación es, en esencia, un fenómeno netamente físico y constitu-ye uno de los procesos utilizados en el tratamiento del agua para conseguir suclarificación. Está relacionada exclusivamente con las propiedades de caída delas partículas en el agua. Cuando se produce sedimentación de una suspensión departículas, el resultado final será siempre un fluido clarificado y una suspensiónmás concentrada. A menudo se utilizan para designar la sedimentación los térmi-nos de clarificación y espesamiento. Se habla de clarificación cuando hay unespecial interés en el fluido clarificado, y de espesamiento cuando el interés estápuesto en la suspensión concentrada.

Las partículas en suspensión sedimentan en diferente forma, dependiendode las características de las partículas, así como de su concentración. Es así quepodemos referirnos a la sedimentación de partículas discretas, sedimentación departículas 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 ca-racterísticas (forma, tamaño, densidad) durante la caída.

Se denomina sedimentación o sedimentación simple al proceso de depósi-to de partículas discretas. Este tipo de partículas y esta forma de sedimentaciónse 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 ytambién en sedimentadores como paso previo a la filtración lenta.

1.2 Sedimentación de partículas floculentas

Partículas floculentas son aquellas producidas por la aglomeración de par-tículas coloides desestabilizadas a consecuencia de la aplicación de agentes quí-micos. A diferencia de las partículas discretas, las características de este tipo departículas —forma, tamaño, densidad— sí cambian durante la caída.

Se denomina sedimentación floculenta o decantación al proceso de depó-sito de partículas floculentas. Este tipo de sedimentación se presenta en la clarifi-cación de aguas, como proceso intermedio entre la coagulación-floculación y lafiltración rápida.

1.3 Sedimentación por caída libre e interferida

Cuando existe una baja concentración de partículas en el agua, éstas sedepositan sin interferir. Se denomina a este fenómeno caída libre. En cambio,cuando hay altas concentraciones de partículas, se producen colisiones que lasmantienen en una posición fija y ocurre un depósito masivo en lugar de indivi-dual. A este proceso de sedimentación se le denomina depósito o caída interfe-rida o sedimentación zonal.

Cuando las partículas ya en contacto forman una masa compacta que inhibeuna mayor consolidación, se produce una compresión o zona de compresión. Estetipo de sedimentación se presenta en los concentradores de lodos de las unidadesde 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, tam-bién denominado en soluciones diluidas, puede describirse por medio de la me-cánica clásica.

Sedimentación 5

En este caso, la sedimentación es solamen-te una función de las propiedades del fluido y lascaracterísticas de las partículas según se demues-tra a continuación.

Imaginemos el caso de una partícula que sedeja caer en el agua. Esta partícula estará someti-da a dos fuerzas (figura 7-1): fuerza de flotación(FF), que es igual al peso del volumen del líquidodesplazado por la partícula (Principio deArquímedes), y fuerza gravitacional (FG).

Si (1)

y (2)

donde:

= densidad del líquido= densidad del sólido

V = volumen de la partícula

De la acción de ambas fuerzas tenemos la fuerza resultante, que será iguala la diferencia de estos dos valores y estará dada por:

(3)

donde:

Fi = fuerza resultante o fuerza de impulsión

Arrastrada por esta fuerza (Fi), la partícula desciende con velocidad cre-ciente, pero a medida que baja, la fricción que el líquido genera en ella crea unafuerza de roce definida por la Ley de Newton, cuyo valor es:

(4)

.Vgρ.=FF

V.g.ρ=FGs

ρ)-V.( ρ.g=Fsi

2V.ρ.A.C=F

2S

DR

Figura 7-1. Fuerzas actuantesen una partícula (1)

FF

GF

V

sρρ

6 Manual I: Teoría

donde:

FR = fuerza de rozamiento

= energía cinética

A = área transversal al escurrimientoVs = velocidad de sedimentaciónCD = coeficiente de arrastre

Después de un corto periodo, la aceleración pasa a ser nula y el valor de lafuerza de fricción (FR) iguala a la de impulsión (Fi), momento en el cual la partícu-la adquiere una velocidad constante, conocida como velocidad de asentamientoo sedimentación. En ese momento se cumple que (3) y (4) son iguales; por lotanto:

(5)

Despejando el valor de VS se obtiene:

(6)

Para el caso particular de partículas esféricas:

y

Siendo d = diámetro de la partícula:

(7)

2

2SV

ρ2

V . A . C = ρ)- (ρ V . g2

SDS

AV

. ρ

ρ)- (ρ .

Cg2

= V S

DS

4d π

= A2

6d π

= V3

d32

= d 4

πd 6

π =

AV

2

3

d . ρ

ρ)- (ρ .

Cg

. 34

= V S

DS

Sedimentación 7

En la cual:

VS = velocidad de sedimentaciónd = diámetro de la partículag = aceleración de la gravedad

= densidad de la partícula= densidad del fluido

El coeficiente de arrastre de Newton es una función del Número de Reynoldsy de la forma de las partículas:

(8)

Siendo: (9)

a = constante específicaRe = número de Reynolds

= viscosidad cinemática (Stokes)

Si d < 0,085 mm, Re < 1, entonces prevalece flujo laminar, siendo:

y

al reemplazar en la ecuación (7), se origina la ecuación de Stokes:

(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 unavelocidad terminal de:

(11)

conocida como la ecuación de Newton.

-nD

Re . a = C

υd . V

= Re S

Re24

= CD S

S S = ρρ

υd

1)- (S 18g

= V2

SS

d 1)- (S g .(3,3 = VSS

sρρ

υ

8 Manual I: Teoría

Para los casos de diámetro de partículas comprendidas entre 0,85 y 1,0 mmy especialmente números de Reynolds de 1 a 1.000, se presenta flujo de transiciónpara el cual los valores de CD son variables y su determinación puede realizarse através de cualquiera de las ecuaciones indicadas en el cuadro 7-1.

Cuadro 7-1. Valores de coeficiente de arrastre (2)

Si se desconoce cómo se comporta la sedimentación de una determinadapartícula (zona laminar, turbulenta o en transición), el cálculo de la velocidad desedimentación debe hacerse por tanteos.

Fair, Geyer y Okun (3) determinan la velocidad de sedimentación utilizan-do los ábacos de las figuras 7-2 y 7-3, que tienen la ventaja de que permitenvisualizar directamente y en forma simultánea distintas soluciones. Este método,que permite el cálculo directo, se aplica resolviendo las siguientes ecuaciones:

Término del diámetro (X1):

(12)11

31

2S X d K d

1)- (S g==

ν

Rich

Hatch

Allen

Fair–Geyer–Okun

Schiller–Newman

Goldstein

Autor Expresión

0,60D Re18,5

= C

0,50D Re14

= C

0,50D Re12,65

= C

0,34 + Re3

+ Re24

= CD

)Re0,14 + (1 Re12

= C 0,687D

32D

Re20.48071

+ Re1.28019

- Re 163

+ Re12

= C

Sedimentación 9

Término de velocidad (X2):

(13)

Se puede, entonces, representar K1 y K2 en función de la densidad relativaSS y la temperatura, tal como se muestra en el gráfico de la figura 7-2. También sepuede representar X2 en función de X1, tal como se muestra en el gráfico de lafigura 7-3.

El cálculo se realiza de la siguiente manera:

Conociendo las características de las partículas y del agua, se obtiene K1 yK2 de la figura 7-2. Conociendo, por otra parte, X1 = K1d, se entra al gráfico de lafigura 7-3 y se obtiene X2, con lo cual se calcula Vs = K2 X1.

Ejemplo: Se quiere conocer la velocidad de sedimentación de una partícu-la esférica discreta cuyo peso específico es de 1,01 y cuyo diámetro es de 0,01para 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 encontramosque 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 caídalibre, el líquido desplazado por la partícula se mueve hacia arriba a través de unárea suficientemente grande sin afectar el movimiento. En la sedimentación in-terferida, las partículas se encuentran colocadas a distancias tan reducidas que ellíquido desplazado se confina como dentro de un tubo y la velocidad aumentaconforme se interfiere en los campos situados alrededor de las partículas indivi-duales.

El flujo no sigue líneas paralelas, sino trayectorias irregulares, a causa dela interferencia de las partículas en suspensión, lo que produce un fenómeno si-milar al que se genera en el retrolavado de un filtro.

22

S

31

s

S X = KV

= v1Sg

V

( - )


Para estas condiciones, la velocidad de sedimentación será:

(14)

Reemplazando las constantes, se obtiene:

(15)

Siendo:

VI = velocidad de sedimentación, cm/s= viscosidad dinámica, Poises= porosidad= factor de forma

En una forma aproximada, se puede obtener esta velocidad por medio de lasiguiente ecuación:

(16)pV

= V sI

( )( )

222

SI

d ψ p- 1p

µρ- ρ

5,45 = V

( )( )

22S

I 6d

p- 1p

-

kg

V =ψ

µ

ρρ

ψρµ

Sedimentación 11

Figura 7-3. Velocidad de asentamiento y flotación de esferas discretasen un fluido estático Vs = K2X2 (1)

Valores de X1 = K1d

Valores de X1 = K1d

Val

ores

de

X2 =

Vs pa

ra c

urva

der

echa

K

2

Valo

res

de X

1 = V

s par

a cu

rva

izqu

ierd

a

K2

Figura 7-2. Velocidad de asentamiento y flotación de esferas discretasen un fluido estático Vs = K2X2 (2)

2

s2 k

vx =

dKx11

=

31

y)1s(gv

K3

s2

=

31

2s

1 y

)1S(gK =


1.4.3 Sedimentación de partículas floculentas

Las partículas que se remueven en una planta de tratamiento de agua sonsólidos inorgánicos y orgánicos. Los factores primordiales que influyen en la ve-locidad de sedimentación son su tamaño, forma y densidad.

La materia en suspensión que origina la turbiedad consiste principalmenteen sílice finamente dividida, arcilla y limo. La densidad original de las partículas escercana a 2,60. El color, en cambio, es producido principalmente por ácidos orgá-nicos (fúlvicos, húmicos, etc.) de origen vegetal con densidades variables de 1 a1,5 dependiendo de su concentración. Las partículas se presentan principalmenteen estado coloidal y es necesario añadirles coagulantes químicos y someterlas aprocesos de coagulación y floculación para incrementar su tamaño o densidadantes del proceso de sedimentación.

Las partículas en suspensión de aguas tratadas con coagulantes, consistenen flóculos formados por óxidos metálicos (Al2O3 o Fe2O3), agua en 85 a 95% yturbiedad y/o color con densidades variables entre 1,002 cuando predomina elcolor y 1,03 cuando predomina la turbiedad. En procesos de ablandamiento losflóculos tienen densidades cercanas a 1,20.

El diámetro de los flóculos es variable desde menos de 0,001 mm hasta másde 5 mm, dependiendo de las condiciones de mezcla y floculación (gradientes develocidad y tiempo de retención). Willcomb clasifica los flóculos por su tamaño,tal como se indica en la figura 7-4.

Figura 7-4. Índices de Willcomb para determinar el tamaño del flóculo (1)

0,3 - 0,5 mm 0,5 - 0,75 mm 0,75 - 1,0 mm 1,0 - 1,5 mm

1,5 - 2,25 mm 2,25 - 3,0 mm 3,0 - 4,5 mm

A B C D

E F G

Sedimentación 13

La velocidad de sedimentación de suspensiones floculentas depende de lascaracterísticas de las suspensiones, así como de las características hidráulicas delos sedimentadores y de la presentación de procesos concomitantes: floculaciónpor diferencia de velocidades de sedimentación de los flóculos, influencia de tur-bulencia y variación de gradientes de velocidad, factores que imposibilitan la pre-paración de un modelo matemático general. Por este motivo se recurre a ensayosen laboratorio o plantas piloto con el propósito de predecir las eficiencias teóricasremocionales en función de cargas superficiales o velocidades de sedimentaciónpreseleccionadas. En ellos se deben tomar las siguientes precauciones:

Que la muestra de la suspensión sea representativa y que se mantenga aigual temperatura.

Sedimentación de partículas floculentas con caída libre. Si en una sus-pensión tenemos una concentración (1-C) de partículas que tienen una velocidadde sedimentación VS, la proporción adicional de partículas removidas que tieneuna velocidad de sedimentación VS será:

(17)

La remoción total RT será: (18)

El segundo término de la ecuación (18) se determina experimentalmentemediante columnas de sedimentación o el equipo modificado de prueba de jarrasindicado en la figura 7-5.

Se determinan las concentraciones del material en suspensión (C) cadacierto tiempo (t) y para una profundidad específica (h). Conociendo la concentra-ción inicial (C0) y la velocidad de sedimentación Vs = h/t, es posible obtener laeficiencia remocional.

∫ 0C

0 S

dc . VV1

= R

∫ 0C

0 S

Tdc . VV

1 + C)-(1 = R


h5

Sifón

Lodos

Muestra de suspensión

Baño María de temperaturaconstante

Porción para ensayode concentración

Llave1

2

3

4

5

h2

Manguera elástica de goma

Tubo de vidrio de 4 mm

Niple metálico para que abrao regule el tubo de vidrio

Varilla de vidrio que seintroduce en la manguerapara cerrar el flujo

Perilla de gomaque se introduceen la manguerapara cargar elsifón

Flotante de corchoo plástico

Soporte metálico(tres brazos)

A

B

C

D

E

3 cm

a) Equipos de jarras

Figura7-5. Equipo de laboratorio para ensayos de sedimentación (1)

b) Columnas de sedimentación

Sedimentación 15

Al graficar estos parámetros,se establece la curva teórica de ve-locidad de sedimentación versus efi-ciencia (figura 7-6).

En la figura anterior, es impor-tante observar lo siguiente:

La curva no pasa por el ori-gen. Esto implica que siempre se ten-drá una fracción Cf de partículas queno serán removidas por el sedimen-tador aun cuando se apliquen veloci-dades muy bajas de sedimentación.Esto implica, en la práctica, la nece-sidad de contar con una unidad pos-terior al sedimentador que sea capazde remover estas partículas. En unaplanta de tratamiento de agua esta unidad es el filtro.

Otra característica de esta curva es la tendencia asintótica cuando esta seaproxima al eje de las ordenadas. Esta tendencia permite definir una velocidad desedimentación mínima para aplicaciones prácticas de diseño. No tendrá ningúnsentido práctico seleccionar velocidades de sedimentación menores a este valormínimo, ya que se incrementaría el área de la unidad y no se conseguiría mayoreficiencia de remoción.

Entonces, si se tiene en cuenta que no todos los sólidos serán removidos enesta unidad, la curva no pasa por el origen y el primer término de la ecuación 18 esigual a:

El segundo término, a su vez, es igual al área sombreada de la figura 6.

( )Cf- C V2

V + a = dc . V

V1

0

C

0 S

S

S

0∫

Figura 7-6. Curva de variación deeficiencia en función de la velocidad

de sedimentación (1)

Co

1-Co

Vs

Cf

Vs

}.dc

α

C =

Fra

cció

n re

man

ente

T T de

turb

ieda

d

T o

(1 - C) = [1 - (Co - Cf)]


Por lo tanto, la remoción total será:

(19)

Conocido el porcentaje de remoción total alcanzado para cierta velocidadde sedimentación, es posible encontrar una velocidad de sedimentación que per-mita conseguir una remoción total para lograr una determinada calidad de aguaefluente del decantador.

Sedimentación de partículas floculentas con caída interferida. En ba-jas concentraciones de partículas, estas sedimentan o decantan libremente; encambio, con alta concentración de partículas floculentas (superiores a 500 mg/L),las partículas se encuentran a distancias tan reducidas que se adhieren entre sí ysedimentan masivamente. Así, se crea una clara superficie de separación entrelos flóculos y el líquido que sobrenada y esto da origen al fenómeno de sedimenta-ción conocido con los nombres de decantación interferida o zonal.

Klinch establece las hipótesis fundamentales para la decantación interferi-da, en la cual la velocidad de caída de una partícula depende principalmente de la

concentración de las partí-culas.

Al llenar una columnade sedimentación de alturay diámetro adecuados conuna suspensión floculentade elevada concentración,se tiene inicialmente unaconcentración uniforme entoda la altura de la colum-na (ho). En diferentes tiem-pos se mide la altura de lacapa superior de los lodos

y se obtiene una curva tal como la que aparece en la figura 7-7, que tiene lossiguientes rasgos:

Zona A-B. La superficie de separación es muy definida. Esta es una fasede coalescencia de los flóculos seguida de una zona muy pequeña de decantaciónlibre (en la mayoría de casos, esta primera zona no se produce).

Figura 7-7. Decantación por caída interferida (1)

Tiempo

Altu

ra

A

Zona clasificada

DecantaciónfrenadaC,V = C

Zona de transicióno desaceleración

Compresión

B

C

DE

Decantación porpartícula discreta

( )[ ] ( ) Cf- C V2

V a Cf- C - 1 R

0S

S0T

++=

Sedimentación 17

Zona B-C. Tiene una pendiente rectilínea. Corresponde a una velocidad decaída constante definida únicamente por el tipo de floculación y la concentraciónde las partículas. Alincrementarse la con-centración inicial de laspartículas disminuye lavelocidad. A esta zonase la denomina decan-tación frenada.

Zona C-D. Enesta zona se produce ladisminución progresivade la velocidad de caí-da. Se denomina zonade desaceleración otransición.

Zona D-E. Enesta zona los flóculos setocan y ejercen presiónsobre las capas inferiores, puesto que están soportados por estas. Se le llamazona de compresión.

Si consideramos, por simplicidad, que al decantarse una suspensión con-centrada no se produce la primera zona, se obtienen las alturas de separación deinterfase como se indica en la figura 7-8.

En el triángulo BOC, la concentración y la velocidad de caída son constan-tes e iguales, respectivamente, a los valores iniciales en B.

En el triángulo COD, las curvas de equiconcentración son rectas que pasanpor el origen, lo que significa que, desde los primeros momentos de la sedimenta-ción, las capas más próximas al fondo se tocan y pasan por todas las concentra-ciones 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 latangente en M, que corta al eje de ordenadas en hi.

O t1 t2 t3 t4 t

Tiempo

b

B

C

M

Dd

c

h

hi

h

hj

hd

Figura 7-8. Análisis de la curva dedecantación interferida (1)


La altura hi permite calcular la concentración Ci, correspondiente al punto M:

(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:

(21)

1.5 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, enprimer lugar, la forma de sedimentación de las partículas (con caída libre o inter-ferida), 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 tempera-tura producen variaciones de densidad del agua y originan corrientes cinéticas otérmicas que, a su vez, generan cortocircuitos hidráulicos en las unidades.

Al entrar agua más fría al sedimentador, la masa de agua se desplaza por elfondo 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, queaparece indicado en la figura 7-9(b).

En el caso de variar la concentración, se producen corrientes de densidadpor diferencias en las distintas masas de agua, que suelen crear fuerzas másimportantes que las térmicas. En la figura 7-10 se indican las densidades del flóculoproducido con distintas concentraciones de suspensión de caolín. Haciendo la mismaconsideración anterior, un volumen de agua de 100.000 m3 con 20 mg/L de caolínpesaría 100.560 t y con 80 mg/L, 102.250 t, lo que da una diferencia de 960 t ó6,9 kg/m3.

i

00i h

h C = C

hh

C = C 00

Sedimentación 19

Afortunadamente, lamayor concentración de par-tículas suele estar en el fon-do, pero cualquier perturba-ción en el flujo, ya sea portemperatura, obstrucciones,alta velocidad de las paletasdel floculador, etcétera, pue-de alterar el equilibrio y pro-ducir un flujo sinuoso o en-volvente sobre sí mismo,muy diferente del teóricocalculado, que es el que confrecuencia aparece en lossedimentadores horizontales,incluso en los bien diseñados(véase la figura 7-10).

1.5.2 Condiciones hidráulicas

Los criterios y parámetros hidráulicos de diseño tienen gran influencia en laeficiencia de los sedimentadores o decantadores. A continuación se detallan losprincipales:

a) En la zona de sedimentación

En esta zona se debetener un número de Reynoldslo más bajo posible y el nú-mero de Froude más eleva-do para tender a un flujo la-minar y estabilizar el flujo.En esta zona las líneas deflujo no deben encontrarsecon ningún tipo de obstruc-ciones que alteren su trayec-toria.

Figura 7-9. Corrientes térmicas (1)

Figura 7-10. Corrientes de densidad (1)

a) Corrientes térmicas debidas a agua fría

b) Corrientes térmicas debidas a agua caliente

80 mg/L 40 mg/L

20 mg/L30 mg/L

Caolínmg/L P

0 1,002720 1,005640 1,010060 1,016280 1,0225


Adicionalmente, la presencia de flujo de pistón mejora el proceso y el flujomezclado no lo favorece.

b) En la zona de entrada

La zona de entrada en un sedimentador es un conjunto de estructuras quedebe permitir una distribución uniforme del flujo de agua hacia la zona de sedi-mentación. En una unidad de sedimentación convencional de flujo horizontal,esta distribución uniforme debe darse a todo lo ancho de la unidad y en profun-didad.

Las alteraciones del flujo en la zona de entrada deben evitarse y su presen-cia 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 paletasdel floculador sea tal que comunica demasiada energía al flujo. Al no haber disi-pación de esta energía en el tabique divisorio (caso de unidades convencionalesde flujo horizontal), las masas de agua entran con diferente gradiente de veloci-dad, creando turbulencias que pueden extenderse dentro de la zona de sedimenta-ción.

Similarmente, puede mencionarse como causa de corrientes cinéticas ladistribución desigual del flujo en la entrada del sedimentador (orificios de distin-tos diámetros o algunos parcialmente obstruidos), la existencia de tabiques quedejan pasar el agua solamente por el fondo, vertederos, etcétera, lo que producecorrientes como las indicadas en la figura 7-11 y que adicionalmente modificanel tiempo de retención.

c) En la zona de salida

Esta zona se caracteriza por permitir una recolección uniforme de aguasedimentada a una velocidad tal que evite arrastrar flóculos en el efluente. Canaletasde pequeña longitud, mal ubicadas, mal niveladas o impropiamente diseñadas pro-ducen cortocircuitos hidráulicos y zonas muertas que pueden inutilizar grandesáreas de los sedimentadores.

En la figura 7-12 se esquematizan las modificaciones normales de las líneasde flujo debido a las estructuras de la zona de salida.

Sedimentación 21

Figura 7-12. Efecto de la zona de salida en las líneas de flujo (1)

Figura 7-11. Corrientes cinéticas (1)

Direcciónactual

DirecciónoriginalE

ntra

da d

e ag

ua

Verte

dero

de

salid

a

Fluj

ore

man

ente

a) Planta - Cortocircuito

b) Corte longitudinal - Cortocircuito y espacios muertos

Red de líneas de flujo

Sal

ida

Ent

rada

H

L

VV

Vo

Vo

vo

LL

V

A

B

V


1.5.3 Factores externos

Paradójicamente, los factores externos al proceso de sedimentación —acon-dicionamiento previo (procesos previos a la sedimentación), prácticas opera-cionales y factores ambientales— son los que tienen más influencia en la eficien-cia de un sedimentador o decantador.

Buena o inadecuada coagulación y floculación ocasionan, respectivamen-te, altas o bajas eficiencias en los decantadores. Idéntico comentario cabe realizaracerca de la operación y el estado de la unidad, así como sobre los programas demantenimiento existentes. A la vez, el viento, al soplar sobre la superficie de lossedimentadores, puede producir corrientes de suficiente intensidad como para in-ducir cambios en la dirección del flujo y alterar el precario equilibrio de las masasde agua.

En unidadesgrandes el vientopuede crear oleajesde cierta magnitud,lo que interfiere elproceso o desequi-libra la distribucióndel flujo en lascanaletas de salida.

En la figura7-13 se indica la in-fluencia de la velo-cidad del viento enla eficiencia de unsedimentador.

2. CLASIFICACIÓN DE UNIDADES

La sedimentación o la decantación se realizan en reactores denominadossedimentadores o decantadores, de acuerdo con el tipo de partícula que se re-mueva en cada unidad. La clasificación más recomendable es la siguiente:

1,0

0,9

0,8

Figura 7-13. Influencia del viento en la eficienciade los sedimentadores (1)

Efic

ienc

ia

Carga superficial m3/m2/d

Velocidad del viento m/seg

4540

35

30

-8 -4 -2 2 4 6 80,7

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 movi-miento uniforme y velocidad VH constante. Cualquier partícula que se encuentre

en suspensión en el líquidoen movimiento, se moverásegún la resultante de dosvelocidades componentes:la velocidad horizontal dellíquido (VH) y su propiavelocidad de sedimenta-ción (VS). Véase la figura7-14.

En un sedimentadorideal de forma rectangulary con flujo horizontal, la re-sultante será una línea rec-ta. Asimismo, otras partícu-las discretas se moveránen lugares geométricosparalelos. Estableciendosemejanzas entre los trián-gulos formados por las ve-locidades y las dimensio-nes del decantador, donde(L) es la longitud y (H) laaltura, se obtiene:

Figura 7-14. Trayectoria ideal de partículasdiscretas (1)

Velocidades

L

H

a

b

c

d

e

f

Vv

v s

vh

Corte longitudinalde un

sedimentador

BPlanta de unsedimentador

L

H

a

b

c

d

e

f

hV

Vv s

v = 0

v = h vs H


(22)

Como la partícula tiene movimiento uniforme:

(23)

Si T0 es el tiempo de retención:

(24)

Donde V = volumen de la unidad

Se obtendrá:

(25)

Pero como , por lo tanto:

(26)

Este criterio sirve exclusivamente para explicar la teoría básica de la clari-ficación 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 diferentesfunciones 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.

HL

= VV

S

H

0S T

H = V

QV

= T0

HVQ

QVH VS ==

SS A

Q = V

SAHV =

Sedimentación 25

En la figura 7-15 se esquematizan las diferentes zonas de un sedimentadoro decantador.

2.1.3 Tipos de unidades

Desarenadores. Losdesarenadores tienen porobjeto remover del agua cru-da la arena y las partículasminerales más o menos finas,con el fin de evitar que seproduzcan sedimentos en loscanales y conducciones, paraproteger las bombas y otrosaparatos contra la abrasión ypara evitar sobrecargas enlas fases de tratamiento si-guiente y la interferencia enlos procesos de coagulación-floculación.

El desarenado se re-fiere normalmente a la remo-ción de las partículas supe-riores a 0,2 milímetros. Unagranulometría inferior corres-ponde a los procesos depresedimentación o sedimen-tación.

El estudio teórico del desarenado está relacionado con el de los fenómenosde sedimentación en caída libre.

Al estudiar la ubicación de una captación, debe evitarse al máximo el arras-tre de arena, diseñando este tipo de unidades cuando la calidad de agua así loexige.

En el caso particular de que se incluya en la instalación un presedimentador,se podrán eliminar en el desarenador solamente partículas de dimensiones supe-

Figura 7-15. Zonificación de un sedimentador (1)

Zona de sedimentación

Zona de sedimentación

Planta

Corte longitudinal

Zona

de

salid

a

Zona

de

entra

da

Zona

de

salid

a

Z. d

e en

trada

Zona delodos

D

E S


riores a 0,3 milímetrosde diámetro. Si la insta-lación incluye tamizadoo microcernido (conmallas de 1 a 2 milíme-tros, por ejemplo), debe-rá efectuarse un desare-nado previo para evitarproblemas en los tami-ces.

Generalmente,los desarenadores tie-nen forma rectangular,como se muestra en lafigura 7-16.

Unidades deflujo horizontal.Estossedimentadores se cla-sifican, de acuerdo conla forma de su planta, enrectangulares, circula-res y cuadrados.

Los decantadores o sedimentadores rectangulares tienen la forma y carac-terísticas detalladas en la figura 7-17, con la ventaja de que permiten una implan-tación más compacta, aunque su costo es más elevado. Normalmente, tienen unarelación longitud/ancho comprendida entre 3 y 6 y una profundidad de 2,50 a 4,00metros.

Los sedimentadores o decantadores de forma circular o cuadrada (figura7-18) disponen normalmente de una zona de entrada ubicada en el centro de launidad. Están provistos generalmente de una pantalla deflectora que desvía elagua hacia el fondo de la unidad. El flujo en la zona de sedimentación es horizon-tal. Están provistos de canaletas (periféricas y/o radiales) para la recolección deagua sedimentada. El fondo es inclinado hacia el centro de la unidad, donde seubica un sumidero para la recolección de lodos. La profundidad normal de estasunidades está comprendida entre 2,00 y 3,50 metros.

Figura 7-16. Desarenador rectangular (1)

Rebose

Entrada

Desagüe

SalidaDesarenadorN.° 1

DesarenadorN.° 2

Canal deentrada

Deflector

Canal desalida

Vertederode salida

Cortes rectangulares

Planta

Sedimentación 27

En los diferentes tipos de unidades de flujo horizontal, la remoción de loslodos o sedimentos puede hacerse en forma intermitente o continua.

Se usa el sistema de remoción intermitente de lodos en pequeñas instalacio-nes o cuando se trata un agua relativamente clara. Es necesario vaciar el tanquecada cierto tiempo y extraer los lodos manualmente, con la ayuda de manguerasde agua a presión. Usualmente, los sedimentos se compactan y transforman enuna masa pastosa que resbala muy difícilmente; se requieren pendientes de 45º a60º en el fondo de los tanques. El tamaño de la zona de lodos dependerá delperiodo de funcionamiento del sedimentador y de la cantidad de lodos producidos.

Para la remoción continua de lodos, se utilizan sistemas mecánicos deno-minados barrelodos. En la figura 7-17 se detallan los tipos más usuales de siste-mas 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 figura7-18 se indican los sistemas de barrido de lodos utilizados en sedimentadores odecantadores circulares o cuadrados.


Figura 7-17. Sedimentadores o decantadores estáticos rectangulares (1)

a) Sedimentadores horizontales de forma rectangular

Zona de lodos Ancho deltanque

Zona deentrada

Entradade agua

Salida deagua

Vertederos desalida

Vertederos desalida AA

Longitud del tanque

Recolecciónde lodos

Nivel del agua

Corte longitudinal

Profundidaddel tanque

MotorCanal de aguasedimentada

Extracciónde lodos

Concentradorde lodos Cadena Sección

Ruedas

Motor

Sedimentador

Tracción Puente

Canal de aguasedimentada Puente

Sección

Zapatas

ZapatasConcentradorde lodos

Extracciónde lodos Puente barrelodos

A = Llegada de aguaB = Salida de agua

Planta

Sedimentador

Cadena barrelodos sin desnatador

B

Decantador rectangular de rasquetas

b) Sistemas de remoción de lodos en sedimentadores rectangulares

B

B

Sedimentación 29

Figura 7-18. Sedimentadores o decantadores estáticos circulares (1)

Tipo B

Cortes típicos

Planta

Descarga

Entrada deagua

Salida deagua

Tipo A


Unidades de flujo vertical. Estas unidades tienen forma cilíndrica (figura7-19). La entrada del agua cruda se realiza por el centro de la unidad en formadescendente. En la parte inferior está ubicada la zona de lodos, que tiene formacónica con pendiente de 45º a 60º, según la naturaleza del agua y el tratamientoaplicado. La recolección del agua sedimentada se realiza en la parte periféricasuperior de la unidad.

Figura 7-19. Sedimentador estático de flujo vertical (1)

Unidades de flujo helicoidal. Para tratar aguas con alto contenido demateriales en suspensión o flóculos con alta velocidad de sedimentación, se recu-rre al uso de sedimentadores de flujo helicoidal.

Estas unidades tienen forma circular (figura 7-20). El flujo tangencial selogra mediante la combinación de una tubería y canales periféricos con orificiosde entrada de agua. Los orificios son dimensionales y se disponen espaciadospara permitir una distribución uniforme del agua en el sedimentador. El canalrecolector de agua sedimentada está ubicado en el centro del sedimentador o enla periferia. Generalmente, una pantalla vertical contribuye a lograr una mejordistribución y a evitar cortocircuitos.

Es muy importante tener en cuenta que se trata de unidades poco conoci-das y, por ende, existe una carencia de datos operacionales fidedignos.

Vaciado

Aguadecantada

Agua

Zona dedepósito de

lodos

Zona desedimentación

Sedimentación 31

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. Serequiere una alta concentración de partículas para incrementar las posibilidadesde contacto en un manto de lodos que tiene una concentración de partículas de 10a 20% en volumen.

En el proceso, el flóculo no conserva su peso específico, su tamaño ni suforma constante. Las partículas pequeñas que entran por el fondo son arrastradas

c) Corte típico

b) Corte típico

a) Planta típica

Entrada deagua Salida

de agua

Canal distribuidor

Entrada de agua

Salida de aguaCanal derecolec-

ción de aguasedimentada

Entrada deagua

Salidade agua


por el flujo. Al chocar estas con otras, incrementan su tamaño de acuerdo con laecuación de Von Smoluchowski. Se entiende que en la zona del manto de lodos sepromueve 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 ladosis de coagulante, del uso de polímeros, de la calidad del agua cruda, del tamañode las unidades (la eficiencia es inversamente proporcional al tamaño), de la pro-fundidad y concentración del manto de lodos y, principalmente, de la carga super-ficial.

2.2.2 Componentes de una unidad

Una unidad de manto de lodos consta básicamente de los siguientes com-ponentes (figura 7-21):

1) Sistema de entradade agua

2) Zona de formacióndel manto de lodos

3) Zona de clarificación4) Sistema de recolec-

ción de agua clarifi-cada

5) Zona de concentra-ción de lodos.

2.2.3 Tipos de unidades dinámicas

Los decantadores de manto de lodos se pueden clasificar de acuerdo conlas condiciones y características de la zona de formación de lodos, que se resu-men en el cuadro 7.2:

Figura 7-21. Componentes de un decantadorde manto de lodos (1)

Entrada

Salida delconcentrador

de lodos

Zona del mantode lodos

Recolección deagua clarificada

Zona declarificación1

Sedimentación 33

Cuadro 7-2. Características de decantadores de manto de lodos (1)

Tipo de Control de lasuspensión Mezcla de lodos altura del manto Tipo de flujo

de lodos

Hidráulica Sin recirculación Con vertedero ConstanteSin vertedero Pulsante

Sin recirculación Con vertedero Constante conMecánica separación dinámica

Con recirculación Sin vertedero Constante con agitación

A continuación se descri-ben algunos de los tipos princi-pales de unidades.

Unidades de manto delodos con suspensión hi-dráulica. Estas unidades fue-ron las primeras que se cons-truyeron. Consisten esencial-mente en un tanque de fondocónico o tronco piramidal, encuya parte inferior se inyectael agua cruda que asciende dis-minuyendo la velocidad a me-dida que el área aumenta ymanteniendo así un manto delodos hidráulicamente suspen-dido. Figura 7-22.

Los lodos se extraen pe-riódicamente por un tubo quebaja hasta el fondo. Esta ex-tracción puede ser hecha enforma manual o automática.

La entrada del agua pue-de hacerse inyectando el flujo

Figura 7-22. Decantadores de manto de lodoscon suspensión hidráulica (1)

Cono difusor

Canaleta de recolecciónde agua sedimentada

Canal de aguasedimentada

Entrada deagua cruda

Purga delodos

Clarificador con fondo cónico

Sedimentador de Bacchus Marsh

Manto de lodos

D

SAA

B

C

D

C


directamente en el fondo para que se produzca turbulencia al chocar contra lasparedes del fondo.

Para obtener un buen rendimiento, debe prestarse especial atención a laforma de entrada del agua. Excesiva turbulencia puede producir perturbacionesque afectan todo el manto de lodos.

La ventaja de estas unidades es que no son patentadas; no tienen, por logeneral, ninguna pieza movible dentro del tanque ni requieren energía eléctricapara su funcionamiento.

Algunos proyectistas prefieren utilizar vertederos en la parte superior parael control de la altura del manto de lodos, de modo que se viertan en unconcentrador lateral.

Unidades de manto de lodos con suspensión mecánica. Las unidadesque usan sistemas mecánicos para mantener el manto de lodos en suspensiónpueden ser, en general, de tres clases:

a) De agitaciónb) De separaciónc) Pulsante o de vacío.

• Unidades de manto de lodos con agitación simple

Las unidades de agitación simple consisten en tanques por lo general cir-culares, en los cuales al agua es inyectada por abajo, de tal forma que se distribu-ya en el fondo.

Un agitador mecánico que gira lentamente en el fondo, movido por un mo-tor o por agua a presión, mantiene las partículas en suspensión y recolecta loslodos en un concentrador, de donde son removidos periódicamente (figura 7-23).El agua tiene que ascender hasta las canaletas periféricas superiores y se filtra através 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 quegira a alta velocidad, colocada en el centro del tanque, la cual impulsa el flujo

Sedimentación 35

hacia abajo a través del orificio periférico, de forma tal que las partículas quedescienden empujadas por la energía mecánica de la turbina choquen con las queascienden con el flujo del tanque.

En estos tanques se pueden considerar cuatro zonas: una primera zona demezcla y reacción en la parte interior, donde se inyectan los coagulantes; unasegunda zona de mezcla lenta o floculación; una tercera zona donde se estableceel manto de lodos y, por último, una cuarta zona en la que se produce la decanta-ción y el agua clarificada sube hasta las canaletas de salida.

Figura 7-23. Unidad de manto de lodos con agitación simple (1)

Figura 7-24. Unidades de separación dinámicaAccelator-Infilco, Inc. (1)

Orificios Indicador derotación

Efluente

Bomba para recircular el aguasedimentada y mantener en

rotación el agitadorLínea de presión

Entrada de agua crudapor los coagulantes

Concentrador

Purga de lodos

Orificios

Orificios

Colector periférico

Flotador

Concentrador

Motor

Descarga

Coagulante

Zona de mezcla primaria

Zona de mezclasecundariaAgua

clarificadaAgua

clarificada

Embudo

Dren

Coagulante

Manto delodos

Efluente

Recirculación


Los lodos son recogidos en el concentrador en un sector del tanque y ex-traídos 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 sus-pendido hidráulicamente en las secciones tronco-piramidales laterales, si biendicho decantador tiene un sistema de floculación separado del de sedimentación;además, tiene una serie de vertederos sumergidos para controlar la altura delmanto. El lodo que cae es recogido en los concentradores inferiores y extraídoperiódicamente.

Similar solución se utiliza en el decantador con circulación de lodos AquazurB de Degremont, que dispone de una zona central de floculación rodeada por unazona de decantación. Ambas zonas se comunican por arriba y por abajo. El aguacruda 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 queel agua floculada pase a la zona de decantación.

Figura 7-25. Unidades de separación dinámicaDecantador de Brno (Checoslovaquia) (1)

Agua clarificadaCanaletas

Ranura

Efluente

Manto de lodos

Mezclador Vaciado y lavado

Concentradorde lodos

Tubo perforado

Vertedero sumergidopara control de mando

Agua cruda concoagulantes

Sedimentación 37

Los lodos que sedimentan en esta última vuelven, por gravedad, a la zonacentral. Se produce así un enriquecimiento del lodo, con el que se consigue unafloculación rápida y la formación de un precipitado denso.

Eventualmente, un agitador de fondo evita la acumulación de sedimentospesados, que podrían atascar el aparato.

Por medio de una o varias tolvas, puede extraerse el exceso de lodos en laforma más concentrada posible.

• Unidad de manto de lodos pulsante o de vacío

Este tipo de unidades consiste esencialmente en un tanque cuadrado o cir-cular, en cuyo centro se coloca una campana o cápsula de vacío, en la cual perió-dicamente se disminuye la presión interna con una bomba especial, de modo queel agua ascienda por la campana hasta un cierto nivel y luego se descargue en eltanque y se produzca la expansión de los lodos y se bote el exceso de estos a losconcentradores. Esta periódica expansión y contracción del manto se usa parahomogeneizarlo. Se evitan las grietas o canales que permiten el paso directo de laturbiedad y la sedimentación de las partículas más pesadas en el fondo de launidad.

Figura 7-26. Unidades de separación dinámicaDecantador Aquazur-B (1)

Salida de los fangosextraídos de las fosas

de fangos

(*) Turbinas de recirculación de agua yde los fangos de floculación

Llegada de aguacruda al interior dela campana tronco-

cónica (por lostubos b)

Salida de aguadecantada

Grupo motorreductorde las turbinas

Canal de distribuciónde agua

Entrada deagua

(*)


Campana

Primer tiempo

Campana

Segundo tiempo

D

S

I

B

E

F

C

A

D

S

IE

FC

A

V

El sistema requiere,por lo tanto, dos tiempos (fi-gura 7-27). En el primero,la válvula de aire V se en-cuentra cerrada. El flujo as-ciende por la campana A,mientras que el agua en eldecantador D permaneceen reposo, de manera quepuede decantar.

En el segundo tiem-po, al alcanzar el agua elnivel S en la campana, la vál-vula de aire V se abre y elagua de la campana pene-tra en el decantador D. En-tonces, los lodos se elevancon el flujo y el exceso pe-netra en el concentrador C.El agua decantada se reco-ge en E. Cuando el flujo al-canza el nivel I en la cam-pana A, se cierra la válvulaV. Los fangos depositadosen el concentrador se ex-traen automáticamente pormedio de válvulas F.

2.3 Decantadores laminares

2.3.1 Teoría de la sedimentación laminar

Como se analizó anteriormente, la eficiencia de los decantadores clásicosde flujo horizontal depende, principalmente, del área. De este modo, si se introdu-ce un piso intermedio a una altura (h) a partir de la superficie, las partículas conuna velocidad de sedimentación VSb < VSC serían removidas, como lo demuestra lafigura 7-28, cosa que antes no ocurría.

Figura 7-27. Decantadores de manto de lodosdel tipo pulsante (1)

Sedimentación 39

Se podría admitir quela capacidad de clarificacióndel decantador aumentaríacon la duplicación del áreahorizontal (figura 7-29). Hacemás de 45 años se propusoinclusive un decantador convarios pisos horizontales, conun espaciamiento de 15 cen-tímetros entre ellos y con re-moción mecanizada de lodo.

Se considera que tresson los efectos que favorecen la remoción de las partículas en este tipo de unida-des: (i) aumento del área de sedimentación, (ii) disminución de la altura de caídade la partícula y (iii) régimen de flujo laminar.

Debido a las dificultades de mantenimiento, este tipo de unidades perma-neció olvidado por mucho tiempo hasta que, a mediados de la década de 1960, seempezó a investigar la sedimentación en tubos inclinados, donde el lodo deposi-tado escurre hacia la parte inferior, sin interferir con las características de la ins-talación.

Figura 7-28. Efecto de introducción desuperficies intermedias de sedimentación en los

decantadores convencionales (1)

D

B1

A

B

A

HVsc Vsb

h


Figura 7-29. Incremento de la capacidad de sedimentación al aumentarel área superficial (1)

Floculación Repartición Sedimentación

A

B

C

vs = Q A

q = n.vs

nQA

QA

vs = Q A

q = n.vs

q = vs = Q A

QA

Sedimentación 41

2.3.2 Trayectoria de una partícula en placas paralelas

Cuando una par-tícula asciende con unavelocidad media V0,arrastrada por el flujoentre dos placas parale-las que forman un ángu-lo θ con la horizontal, lavelocidad resultante quedetermina la trayectoriade la partícula puededescomponerse en doscomponentes: Vx y Vy.

Consideremos los triángulos FBC y HIG:

(27)

De donde:

(28)

Considerando la longitud relativa:

(29)

y sustituyendo en (28), se obtiene:

(30)

Las velocidades componentes de VsC según los ejes X e Y son:

(31)

Figura 7-30. Trayectoria de una partículaen placas paralelas inclinadas (2)

YXV e

l = V

el

= L

XYV

l = V

e

X YV=V L

θCos Vs = VC Y

B

F

e

G

V x

V scV yG

l

IH

V scsen θ

CV o

θ

Vscθ

V y


(32)

Reemplazando los valores VX y VY en la ecuación (30), se obtiene:

(33)

Despejando (VsC), se obtiene:

(34)

Yao (4) establece:

(35)

(36)

Cuadro 7-3. Valores de S según el tipo de módulo (2)

Tipo de módulo S

Placas planas paralelas 1Tubos circulares 4/3Tubos cuadrados 11/8Placas onduladas paralelas 1,30Otras formas tubulares 1,33 –1,42

El parámetro S caracteriza la eficiencia del sedimentador y su valor críticoSc para el caso de placas planas paralelas es 1. Cualquier partícula suspendidacon S > 1 será teóricamente removida.

El valor de Vsc en las expresiones anteriores representa la velocidad decaída de la partícula crítica, equivalente a la que habría en un sedimentador con-vencional de flujo horizontal teóricamente de igual eficiencia.

θ Sen Vs- V = VC0 X

θ Sen Vs- V = θ)Cos (Vs LC0 C

θCos L + θ SenV

= Vs 0C

θ)LCos + θ (SenVVs

=S 0

C

θLCos + Sen θSV

= Vs 0C

Sedimentación 43

Esto significa que si en un decantador convencional la carga superficial esVsc = Q/A, en uno de flujo inclinado, para obtener la misma eficiencia teórica, larelación sería igual a:

(37)

donde:

f = Sen θ + L Cosθ, factor de áreaAo = Área superficial perpendicular a las placasA = 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:

(38)

La figura 7-31 muestra la variación de (VsC/ Vo) en función de (L), con (θ = 0)y un valor fijo de (Vo), para ductosde sección circular y placas pa-ralelas. Para los dos tipos desedimentadores, el valor de (VsC)disminuye rápidamente con el au-mento de (L), con lo que se ob-tiene un aumento significativo dela eficiencia hasta (L = 20). Apartir de este valor, el valor deVsC tiene poca variación.

El comportamiento es si-milar en el decantador de placasparalelas y se cumple tambiénpara otros ángulos, como lomuestra la figura 7-32.

AQ

= f AQ

= Vs0

C

θCos L + θ SenSc

= V

Vs

0

C

Figura 7-31. Variación de Vsc enfunción de (L) (2)

VsCVo

Ducto de sección circular

Placas paralelas

1,0

,8

,6

,4

,2

00 20 40 60 80 100

θ = 0°


Para facilitar el desliza-miento del lodo depositado so-bre las placas, el valor de θ quese adopta para diseños es de60°.

Establecimiento del ré-gimen laminar. El desarrollode las ecuaciones anterioresfue hecho para régimen lami-nar. Sin embargo, en la prácti-ca existe una región de transi-ción hasta que todo el escurri-miento se vuelva laminar, con-forme lo muestra la figura7-33. De este modo, a la lon-gitud de sedimentación debe-ría agregarse una longitud L’,correspondiente a la región detransición.

Figura 7-33. Desarrollo de la capa límite caracterizandola zona de transición (2)

La longitud relativa L’ para la región de transición en un ducto circularpuede ser estimada mediante la expresión:

(39)

Flujo Velocidaduniforme

Capa límite

Velocidadpromedio

Zona de transición

Flujolaminar

U

Figura 7-32. Eficiencia del decantador de placasen función de la longitud relativa (2)

θ = 40°

θ = 20°

VsCVo

,8

,6

,4

,2

00 20 40 60 80 100

L

Re0,058 ,

L =

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 regiónde transición se caracteriza por una combinación de régimen uniforme con ellaminar. Se demuestra que el rendimiento del sedimentador con escurrimientouniforme es semejante al del sedimentador con régimen laminar y, por lo tanto, laregión de transición no debe afectar significativamente la eficiencia de remoción.Sin embargo, para efectos de diseño, ha sido común adoptar una longitud relativaLT, 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 ecua-ción (35) revela que cuanto mayor es Vo, mayor deberá ser Vsc para que resulte elmismo valor de S, siendo L y θ fijos.

Por otro lado, la velocidad Vo debe ser tal que no acarree el arrastre de losflóculos depositados. La velocidad Vo no debe superar la velocidad de escurrimientomáxima (V’o) definida por la ecuación:

(40)

Número de Reynolds. De acuerdo con la literatura y las evaluaciones deplantas, se han conseguido mejores resultados con los decantadores de ductos oplacas con números de Reynolds inferiores a 500.

El número de Reynolds es calculado por la siguiente expresión:

(41)

donde:

Rh = Radio hidráulico, cmV0 = Velocidad media del flujo de agua, cm/s

= Viscosidad, cm2/s

8Re

Vs = Vc0

'

µV . Rh .4

= Re 0

µ


(42)

donde:

b = Ancho del módulo de sedimentación, cmd = Espaciamiento entre placas, cm

Otros factores que in-fluyen en el proceso. Los re-sultados obtenidos en la eva-luación de plantas de trata-miento de América Latina, di-señadas con nueva tecnología,realizada por el CEPIS/OPScon el auspicio de la Universi-dad de Oklahoma, la Agenciapara el Desarrollo Internacio-nal de Estados Unidos(USAID) y el Centro Interna-cional de Investigaciones parael Desarrollo (CIID), demues-tran la elevada eficiencia delos decantadores laminares.

En la figura 7-34 sepresentan las eficiencias de di-versos proyectos de sedimen-tación. Se puede apreciarcomparativamente la elevadaeficiencia de los sedimentadores laminares estudiados. Asimismo, en la figura7-35 se indica la eficiencia comparativa del sedimentador laminar de Prudentópolis,Brasil, eficiencia que supera ampliamente los resultados obtenidos en prueba dejarras de laboratorio.

La eficiencia de la sedimentación laminar depende de factores intrínsecosa la carga superficial adoptada, de las características propias del agua tratada ydel diseño del sedimentador. A continuación se analizarán estos factores.

d) + (b2 d . b

= Rh

Figura 7-34. Eficiencia comparativaentre decantadores convencionales y

unidades de placas paralelas (2)

Turbiedad de agua sedimentada U. T.

Sedimentadorde placas

La Sere

na (1981)

Cal

i -

Col

ombi

a

Uníco da Victoria (1976)

Man

izal

es -

Col

ombi

a

Rio

de

Jane

iro -

Bra

sil

ChicagoW

ashington

New

Sprin

gwell

s (19

59)

Alto da BoavistaSão Paulo -

Brasil (1970)

Plan

ta C

ocha

bam

ba (

1974

)

Plant

a SANEPAR -

CEPIS (P

rude

ntóp

olis)

197

6

Bay C

ity

Water Works Parks (1924)North

coast (1976)

Old Springwells (1933)

Curitiba (1976)

Turb

ieda

d de

agu

a se

dim

enta

da U

. T.

Sedimentación 47

Carga superficial o tasa desedimentación. En el diseño desedimentadores laminares se con-sidera como parámetro de diseñola carga por unidad de superficie,la cual representa la velocidad crí-tica de sedimentación (Vsc) de unapartícula típica.

Teóricamente, cualquier par-tícula con velocidad igual o mayora la crítica será automáticamenteremovida.

Esta velocidad de sedimen-tación (Vsc) debe ser determinadasobre la base de ensayos de labo-

ratorio, teniendo en cuenta el criterio de elegir una velocidad de sedimentaciónque permita conseguir un efluente de una calidad que no sobrecargue la unidad defiltración.

En la sedimentación la-minar la eficiencia decrece amedida que aumenta la cargasuperficial en las celdas.

Usando la teoría deHazen, Yao (4) compara lascurvas de comportamiento ob-tenidas según dicha teoría ensedimentadores convenciona-les de flujo horizontal y las delos decantadores tubulares,conforme se presenta en la fi-gura 7-36.

Se puede observar tam-bién que los decantadoreslaminares pueden soportar

Figura 7-35. Correlación teórica y real deturbiedades de agua cruda y sedimentada (4)

Figura 7-36. Comparación entre un decantadorconvencional y un decantador tubular (2)

Turbiedad de agua sedimentada0 1 2 3 4 5 6 7

1000

100

10

Turb

ieda

d de

agu

a cr

uda

(U. J

)

Result

ados

de pl

anta

de tr

atamien

to

Resultados de pruebas de jarras

Equ

ival

enci

a - P

orce

ntaj

e

Carga superficial equivalente - m3/m2/día

0 20 40 60 80 100

100

90

80

70

60

50

40

Decantadortubular

Decantadorconvencional

n = 1

n = 1 3

n = α


mejor las sobrecargas, conmenos pérdida de eficien-cia que los convencionales.Las cargas normales fluc-túan entre 60 y 240m3/m2·d, con valores me-dios de 120 a 180 m3/m2·d.Se sugiere el uso de sedi-mentadores piloto o por lomenos de ensayos de ve-locidad de sedimentaciónde partículas a nivel de la-boratorio, para fijar las car-gas superficiales de diseñode estas unidades.

La evaluación de lossedimentadores laminaresde Cochabamba, Bolivia(figura 7-37), demuestra lavariación de la eficienciatanto teórica (prueba de ja-rras) como real (valoresmínimos y máximos) al va-riar las cargas superficia-les.

Características de las aguas. Entre las características de las aguas quemás influencia tienen en la eficiencia de un sedimentador laminar cabe mencionarlas siguientes:

a) Calidad del agua (turbiedad y color)

Los resultados de la evaluación de la planta de tratamiento de agua deCuenca, Ecuador, demuestran que la eficiencia de un sedimentador laminar esdirectamente proporcional a la turbiedad y el color del agua cruda. Conservandoconstante 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 turbiedadescomprendidas entre 100 y 1.000 UNT, se obtuvieron eficiencias mayores de 99%

Figura 7-37. Datos comparativos de eficienciasteóricas y reales en sedimentación (2)

Carga superficial equivalente - m3/m2/día

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 100 110 120

Mínimaeficiencia

Eficienciateórica

Máximaeficiencia

95

90

85

80

75

70

65

60

Efic

ienc

ia T

R

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 y78,7% 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 laplanta de agua de Cochabamba, Bolivia, parece ser mayor que la usualmenteconsiderada (figura 7-38). Con cargas constantes (120 m3/m2·d) y calidad de aguarelativamente constante (turbiedad media de agua cruda de 9 UNT), se obtuvie-ron eficiencias de 91% para una temperatura de 4 ºC, que disminuyeron a 80%para una temperatura de 11 ºC.

Influencia de la coagu-lación. Sin lugar a dudas, elproceso de coagulación-flocu-lación es el factor que mayorinfluencia tiene en el rendi-miento y operación de lossedimentadores laminares, tan-to en lo referente a la remo-ción de turbiedad como en lacalidad misma del agua, pues-to que puede regularse la con-centración y el volumen delflóculo, variando los criteriosde diseño y las prácticas demezcla y coagulación, espe-cialmente el valor de GT, paraobtener diferentes tamaños deflóculos con diferentes con-centraciones.

En general, se compro-bó en la evaluación de la plan-ta de tratamiento de agua deCuenca, Ecuador, que unflóculo grande y esponjoso se-dimenta con dificultad, lo que

Figura 7-38. Influencia de latemperatura del agua en la eficiencia

del decantador laminar (4)

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 12

100

90

80

70

Temperatura °C

Efic

ienc

ia


disminuye el rendimiento del sedimentador en forma apreciable; en cambio, elflóculo pequeño y compacto, producto de altos valores de G en la floculación,sedimenta con mayor facilidad. Se logra un rendimiento mayor de los sedi-mentadores al usar polímeros, puesto que permiten incrementar el peso del flóculo.

En la figura 7-39 se representan los ensayos de remoción de turbiedad enfunción de la calidad del flóculo en decantadores de placas planas. Como se pue-de apreciar comparativamente con la influencia de los otros parámetros, ningunotiene la importancia que revisten la coagulación y el proceso previo de acondicio-namiento del agua.

Características del sedimentador. Cabe mencionar como las más impor-tantes las siguientes:

a) Tiempo de operacióndel sedimentador

Contrariamente a loque se esperaría, la eficienciade un decantador laminarmejora con el periodo de fun-cionamiento. Los ensayosrealizados en Prudentópolis,Brasil, demuestran que losdecantadores presentaroneficiencias iniciales de 60%(turbiedades de 6 UNT), quese incrementaron en el lapsode tres meses hasta alcanzarvalores de 95% (turbiedadesde una UNT), en los que per-manecían con un valorasintótico (figura 7-40).

Figura 7-39. Eficiencia del decantador de placas enfunción de la calidad del flóculo (5)

Carga superficial L/s/m2

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10

120 240 360 480 600

90

80

70

60

50

40

30

20

10

0

Curva Flóculo

Deficiente

Normal

ÓptimoSin floculación

Datos promedio de 3 ensayos

Turbiedad media = 76 ppm

d = 5 cm

L = 1 = 20 d

3

1

4

2

Turb

ieda

d re

man

ente

(%)

Sedimentación 51

b) Características de los módulos

b.1) Tipo de módulo

Como se ha indicado anteriormente, cada tipo de sedimentador presentauna velocidad crítica de sedimentación definida por el parámetro:

(43)

según los valores que se han indicadoanteriormente.

Ensayos realizados en Cuenca,Ecuador, en plantas piloto, produjeron losresultados que se indican en la figura7-41, datos que pueden ser considera-dos como relativos y pueden ser usadosexclusivamente para fines comparativos,pero que demuestran la validez de la teo-ría expuesta.

Experiencias realizadas porHazen y Culp demuestran la in-fluencia de la longitud relativa enla remoción de la turbiedad (figu-ra 7-42). La investigación realiza-da en Cuenca, Ecuador, sobre esteaspecto se representa en la figura7-43.

En los módulos patentadosse utilizan valores de L entre 10 y12, pero para placas planas para-

Figura 7-40. Variación de la eficienciade decantación en placas con el tiempo

de operación (4)

Figura 7-41. Estudio comparativo demódulos de decantación laminar (4)

100 200 300 400 500 Carga m3 / m2 / día

Placas planas1/d = 20

Módulos tubularesL = 1/d = 20

Radio de la onda = 5 cmPlacas corrugadas1/d =20

40

50

60

70

80

90Turbiedad afluente = 67 ppmFlóculo regular

Ren

dici

ón d

e tu

rbie

dad

(%)

0

CS

Vθ)Cos L + θ (Sen V

=S

20

15

10

5

Nov. Dic. Ene. Feb. Mar. Abr. 1975 1976

Turb

ieda

d de

agu

a se

dim

enta

da (U

.J.)


Figura 7-42. Eficiencia de los sedimentadorestubulares (2)

1,00

0,98

0,96

0,94

0,92

0,90

0,88

0,86

0,84

0,82

0,80

0,78

0,76

0,74

Relación L/e

98

96

94

92

90

88

86

84

820 1 2 3 4 5 6 7 8

Longitud tubo-pies

Turb

ieda

d re

nova

da (%

)Tu

rbie

dad

reno

vada

(%)

10 20 30 40 50 60 70 80 90 100

Sin polielectrolitos

Con polielectrolitos

1 - Pg. diám. tubo2

1 - Pg. diám. tubo2 - Pg. diám. tubo4 - Pg. diam. tubo

lelas se recomienda utilizarun valor de L = 20, valorque comprende tanto la lon-gitud de transición como lalongitud de sedimentación.

b.2) Inclinación delmódulo

La figura 7-44 de-muestra los resultados deexperiencias de rendimien-to de sedimentadores deplacas planas cuando sevaría la inclinación. Se pue-de observar que se presen-ta una disminución lenta ypaulatina del rendimiento,que decrece muy rápida-mente sobre los 40°. Lossistemas con altos valoresde L se muestran más sen-sitivos a las variaciones dela inclinación.

En un sedimentadorlaminar se debe seleccio-nar una inclinación tal queasegure una continua y efi-ciente remoción de lodos.Las evaluaciones han demostrado que la inclinación de 60° favorece mucho esteefecto.

Sedimentación 53

Figura 7-44. Variación de la eficiencia del decantador en función del ángulo deinclinación de las placas. Planta de Tratamiento de Agua de Cuenca, Ecuador (2)

Placas corrugadasPlacas planas

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 15 20 25Longitud relativa L = L/d

90

80

70

60

50

40

Carga superficial - 120 m3/m2/d

Efic

ienc

ia I

= I T

To

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)

0 10 20 30 40 50 60L (longitud relativa)

6

5

4

3

2

1

Efic

ienc

ia

Carga superficial = 120 m3/m2/d

θ = 60°

θ = 40°θ = 0° = 5° = 10° = 20°


2.3.4 Tipos de decantadores laminares

De acuerdo con la di-rección del flujo, los de-cantadores laminares pue-den clasificarse así:

a) De flujo horizontal

En estos el flujo delagua es o tiende a ser ho-rizontal. La figura 7-45(a)representa un sedimen-tador laminar con láminasligeramente inclinadascon un ángulo de 5° (án-gulo de máxima eficienciaremocional). En esta so-lución, se requiere inver-tir el flujo para realizar lalimpieza del sedimentador.Esta solución es muy uti-lizada en plantas comer-ciales o plantas de peque-ña capacidad (inferior a50 litros por segundo). Suuso se limita únicamentepor razones económicas.

Para evitar el lavado y obtener al mismo tiempo máxima eficiencia yescurrimiento de lodos depositados en las láminas, se puede recurrir a las solucio-nes indicadas en la figura 7-45(b). Estos son sedimentadores laminares de flujohorizontal (máxima eficiencia), pero con láminas planas paralelas inclinadas paraobtener la pendiente necesaria de escurrimiento de flóculos.

Figura 7-45. Decantadores laminares deflujo horizontal (6)

a) De láminas horizontales

Aguacruda

Floculador

Filtros

DecantadorCoagulantes

b) De láminas inclinadas

Evacuación delagua de lavado

5°

Sedimentación 55

b) De flujo inclinado

Este tipo de decantadores es el más usado. Generalmente, en la parte infe-rior del decantador se presenta una zona de distribución de agua. En la partemedia existen módulos inclinados con un ángulo de 60°. El agua decantada serecolecta lateralmente en la parte superior (figuras 7-46 y 7-47).

Se puede aplicar con éxito decantación laminar con ciertas condiciones decalidad de agua y material transportado, en nuevos diseños o en modificación dedesarenadores o sedimentadores convencionales de flujo horizontal, ya sea paraincrementar su eficiencia o su capacidad, o ambas cosas simultáneamente.

Figura 7-46. Decantador de placas con canaletas laterales de recolecciónde agua decantada, tolvas continuas para lodos y extracción mediante

sifones (5)

Drenaje de lodos

Canal colector deagua decantada

Tubería recolectora deagua decantada

Canal distribuidorde agua floculada

Orificio deentrada

Placas deasbesto-cemento


Figura 7-47. Decantador de placas adecuado para plantas grandes: canalcentral de distribución, sistemas de recolección mediante tuberías y tolvas de

lodos con colectores de extracción uniforme

Decantador laminar

Plancha deA.C. o vinilonas



Canal de distribuciónde agua floculada

Tubería de recolec-ción de agua decantada

Barandilla

Orificios

Colector delodos

Tolva delodos

Tolva delodos

Decantador laminar

Orificios

Colectorde lodos

Canal dedesagüe

Canal dedistribución

a filtros

Canal dedistribución adecantadores

Tapón

Canal deinspección delos colectores

de lodos

Válvulade

mariposa

Tubos de P.V.C.con orificios

Sedimentación 57

Figura 7-48. Decantador de placas adecuado para plantas pequeñas:tuberías de distribución uniforme, vertederos de recolección y canal de

extracción uniforme de lodos

Decantador laminar

Decantador laminar

Vertederosregulables

Vertederosregulables

Losas removiblescon orificios

Orificios

A.C. ovinilonas

A.C. ovinilonas

Orificios

Losas removiblescon orificios

Canal de reparticiónde agua floculada

Orificios

Tubería de distribución de agua floculada

Losas removibles conorificios para la

extracción de lodos

Desagüe

Aguadecantada

Válvulamariposa

θ 4’’

Válvulamariposa

Válvulamariposa



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CAPÍTULO 8

FLOTACIÓN


Flotación 65

La flotación es un proceso de clarificación primaria particularmente efec-tivo para tratar aguas con baja turbiedad, altamente coloreadas y con gran conte-nido de algas.

Consiste en la separación de las partículas naturales presentes en el aguacruda, coaguladas o floculadas, mediante el uso de sales de aluminio o de hierroy de polímeros.

1. CONCEPTOS TEÓRICOS

En la flotación interviene la diferencia entre la masa volumétrica de lossólidos o flóculos y la del líquido en que se encuentran en suspensión. Sin embar-go, contrariamente a lo que ocurre en la decantación, este proceso de separaciónsólido–líquido únicamente se aplica a partículas que tienen una masa volumétricareal (flotación natural) o aparente (flotación provocada) inferior a la del liquidoque la contiene.

En la flotación provocada, se aprovecha la capacidad que tienen ciertaspartículas sólidas o líquidas para unirse a burbujas de gas (generalmente, aire) yformar conjuntos partícula–gas menos densos que el líquido que constituye lafase dispersa.

La resultante de las fuerzas (gravedad, empuje de Arquímedes, fuerza deresistencia) 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 den-sas que el líquido, es preciso que la adherencia de las partículas a las burbujas degas sea mayor que la tendencia a establecer un contacto entre las partículas y ellíquido. Este contacto entre un sólido y un líquido se determina mediante la me-dida del ángulo formado por la superficie del sólido y la burbuja de gas (figura 8-1).


Si θ = 0, el contac-to entre el sólido y el lí-quido se realiza de formaperfecta; es imposible laadherencia sólido-gas.

Si θ = 180°, el con-tacto entre el sólido y ellíquido es nulo; es ópti-mo el contacto sólido-gas. Se trata de un casolímite que nunca se da enla práctica, puesto que

ningún líquido da un ángulo θ mayor de 110° (caso del mercurio).

Entre estos dos valores, la adherencia partícula–gas aumenta con el valordel ángulo θ. Puede considerarse este tipo de flotación de una partícula en el casode partículas sólidas o líquidas (aceites) que tienen una forma relativamente sim-ple y una naturaleza conocida. En el caso de partículas floculadas, a los fenóme-nos de superficie se suman las adherencias mecánicas ligadas a la estructura delos flóculos, especialmente inclusiones de gas en los flóculos.

El ángulo θ se puede aumentar mediante el uso de sustancias tensoactivasque forman una película hidrófoba alrededor de las partículas. Tales sustanciasposeen en sus moléculas una parte no polar (hidrófoba) que es atraída por lasburbujas de aire en ascensión y otra polar (hidrófila), que es atraída por la fasedispersa. El empleo de sustancias espumantes también ha sido recomendado paraformar una mezcla más estable de burbujas y partículas: tales sustancias tienen,además, la propiedad de reducir el tamaño de las bolas de aire, aumentando lasuperficie específica de las mismas, para proporcionar mayor capacidad de ab-sorción y tiempo de contacto, ya que bolas de aire pequeñas poseen menoresvelocidades ascensionales.

Los mecanismos de contacto entre las bolas de aire y las partículas puedenresultar de las siguientes acciones:

a) Colisión entre la bola y la partícula, debido a turbulencia o a atracciónentre ambas.

Figura 8-1. Ángulo entre la superficie delsólido y la burbuja de gas (1)

Sólido

Gas

LíquidoϒGL

θ

ϒSGϒSL

Flotación 67

b) Aprisionamiento de las bolas contra los flóculos o contacto entre los flóculosque están sedimentando y las bolas de aire en ascensión.

c) Crecimiento de las bolas de aire entre los flóculos. Cuando se tienen partí-culas hidrofílicas, los mecanismos b y c parecen ser los responsables de laeficiencia de la flotación, en tanto que el mecanismo a parece predominaren la obtención de una ligazón más estable entre las bolas de aire y laspartículas, las cuales requieren un cierto grado de hidrofobia.

2. ECUACIONES DE LA VELOCIDAD ASCENSIONAL

El conjunto partícula–burbuja de gas adquiere rápidamente una velocidadascensional cuyo valor permanece constante: se trata de la velocidad límite deascensión, 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 ( s – ) (1)

3C e

En la que para el caso de la flotación:

d es el diámetro del conjunto partícula–burbuja de gas y s es la masa volumétrica del conjunto partícula–burbuja de gas.

Los cálculos siguen siendo los mismos: por lo tanto, en función del nume-ro de Reynolds, pueden definirse regímenes de flujo para los cuales la velocidadlímite ascensional viene dada por las formulas particulares de Stokes (laminar),de Allen (intermedio) y de Newton (turbulento).

La ecuación de Stokes V = ( – ) g d2

(2) 18 µ

resuelta para burbujas de aire solamente, en agua a 20 °C, muestra que el régi-men 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, puestoque 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

ρ

sρ

eρ

ρρ


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 con-junto partícula–burbuja de gas, que, en las anteriores ecuaciones de Stokes y deNewton, 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 partículasmás pesadas que el líquido, la superficie específica —es decir, la relación super-ficie/volumen o superficie/masa— disminuye cuando aumenta el diámetro. Seobtiene, así, para una misma cantidad de aire fijado por unidad de superficie unareducción 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 flota-ción, pues bolas pequeñas, además de presentar mayor superficie para una mismacantidad de aire, necesitan desplazar menor cantidad de agua de la superficie dela partícula donde se van a adherir. La relación entre el tiempo de contacto entrelas bolas y las partículas en una cámara de flotación depende de la velocidadascensional de las bolas, que, a su vez, es proporcional al cuadrado del diámetrode las mismas.

Tas1 =Vas1 =

(db2)2

(3) Tas2 Vas2 db1

Donde:

Tas1. Tas2: tiempo de as-censión de las bolas 1 y 2,respectivamente (s).Vas1. Vas2: velocidadascensional de las bolas 1y 2, respectivamente (m/s).db1. db2: diámetro de lasbolas 1 y 2, respectivamen-te (m).

Para una bola de airecon db1 = 0,1, db2, resulta,en la cámara de flotación,

Figura 8-2. Influencia de la presión en el diámetrode las bolas de aire

35

40

45

50

0 2 4 6Presión (atm)

sal ed ort emái

D)so rte

mó rcim( saj ubru b

Flotación 69

un tiempo cien veces mayor.El tamaño de las bolas depen-de, principalmente, de la pre-sión de disolución del aire en elagua y del pH, como se mues-tra en la figura 8-2.

El pH también pue-de influir en el tamaño de lasbolas formadas en el interiorde la cámara de disolución,como se muestra en la figura8-3.

Volumen mínimo de gas necesario para la flotación. El volumen mínimode gas Vg, de masa volumétrica g, necesario para conseguir la flotación de unapartícula de masa S y de masa volumétrica p, en un líquido de masa volumétricaρl, viene dado por la siguiente relación:

Vg / S = ( p - l) / ( l - g) (1/ p) (4)

3. SISTEMAS DE FLOTACIÓN

Cualquier sistema de flotación debe presentar las siguientes característi-cas:

a) Generación de bolas de tamaño apropiado en relación con las partículasque se desea remover.

b) Adherencia eficiente entre las bolas de aire y las partículas en suspensión.c) Separación adecuada del material flotante.

La flotación puede ser realizada por aire disperso, por bolas generadas através del proceso electrolítico y por aire disuelto, cuyas características principa-les son presentadas a continuación.

Figura 8-3. Influencia del pH en el tamañode las burbujas

ρ ρρρρ

ρρ


3.1 Flotación por aire disperso

En estos sistemas usualmente se emplean rotores que promueven, simultá-neamente, dispersión, aereación y agitación de la suspensión, con producción debolas de aire que tienen cerca de un µm de diámetro. Es posible, también, el usode un medio poroso para difundir el aire, aunque las bolas resultan con un diáme-tro mayor (~50 µm). La flotación por aire disperso comúnmente es utilizada en laindustria minera.

3.2 Flotación electrolítica

La oxidación anódica del ion cloreto de una suspensión con pH alrededorde 7,5 con producción de ion hipoclorito y oxígeno ha sido investigada comounidad de generación de las bolas en la flotación de suspensiones en las quefueron usados cloruro férrico como coagulante primario y polímero orgánico comoauxiliar de floculación. Este sistema requiere investigaciones futuras que tenganen 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 enel tratamiento de las aguas residuales. Actualmente, también ha sido muy investi-gado en el tratamiento de aguas de abastecimiento.

Hay tres tipos básicos de sistemas de flotación:

a) con presurización parcial del afluente (figura 8-4);b) con presurización total del afluente (figura 8-5);c) con presurización de la recirculación (figura 8-6).

Entre los tipos de flotación mostrados en las figuras 8-4 a la 8-6, aquellacon presurización de la recirculación es la más aconsejable en el tratamiento delas aguas, pues los flóculos podrían romperse en la bomba.

Flotación 71

Cámara desaturación

Salida delmaterial flotado

Aire

Afluente

Cámara de flotación

Efluente

Parte del afluente

Afluente

Bomba

Recirculación

Válvula de reducciónde presión


Cámara de saturación


Efluente

Aire

Figura 8-4. Sistemas de flotación por aire disuelto. Presurización parcial del efluente

Figura 8-5. Sistemas de flotación por aire disuelto. Presurización total del efluente

Figura 8-6. Sistemas de flotación por aire disuelto. Presurización de la recirculación

Afluente

Bomba

Compresor de aire

Válvula de reducciónde presión


Cámara desaturación


Efluente


4. PARÁMETROS DE PROYECTOS

Los proyectos de sistemas de flotación por aire disuelto dependen de laconcentración 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 tama-ños de las partículas— puedan influir en la eficiencia de la flotación, pero ellotodavía necesita ser investigado.

4.1 Relación aire–sólidos

La relación aire–sólidos en un sistema de flotación por aire disuelto conpresurización de la recirculación está dada por la siguiente fórmula:

Aar = 1.3 Sar (f.P – 1) FREC (5)Sso Sa . Qaf

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 lapresión 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 detratamiento 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 abasteci-miento, en que la flotación puede ser empleada con éxito, cuando el color verda-dero es elevado en relación con la turbiedad, o cuando la densidad de algas fueraalta, la relación Aar/Sso será, probablemente, mayor, llegando a valores próximosa la unidad, pues la concentración de flóculos es relativamente baja (raramenteexcede de 500 mg/L), lo que exige mayor cantidad de aire para obtener un eleva-do numero de choques entre las partículas y las bolas de aire. Según las investiga-ciones realizadas por Zabel, la cantidad de aire es independiente de la concentra-

Flotación 73

concentración de sólidos ysí depende del volumen deagua a ser clarificado, cuan-do Sso es inferior a 1,000mg/L.

En la figura 8-7 semuestran los resultados ob-tenidos con diferentes dis-positivos para distribucióndel agua presurizada en lacámara de flotación. Puedenotarse que, para una rela-ción Aar/Vag de 7 a 10 ar/m3

de agua flotada, la eficien-cia de remoción de turbie-dad prácticamente no se al-tera.

4.2 Cámara de presurización y recirculación de agua clarificada

Figura 8-8. Cámara de presurización con elementos de gran superficie específica

Figura 8-7. Influencia de la relación Var/Vagen la eficiencia de la flotación

x x x xx

4

3

2

1

04 6 8 1210

Aire (g aire/m3 agua cruda)

Turb

ieda

d de

l agu

a flo

tada

Caudal

xCaudalDISPOSITIVO :

DISPOSITIVO :

- 10 S m /h3

2,76 mm3,18 mm

- 52,6 m /h3

2,18 mm

2,18 mm

Viene de la bomba centrífuga

Válvula de alivio de presiónAire (viene del compresor)

Manómetro

Para la cámara deflotación

Conexiones de labomba centrífuga

Electrodos

20 cm

Columna con elementos degran superficie específica


La cámara de satu-ración de aire depende dela presión y del uso de ele-mentos de gran superficieespecífica en su interior. Lapresión es usualmentemantenida entre 250 y 500KPa, la tasa de escurri-miento superficial varía de1.000 a 2.000 m3/m2.d y eltiempo de retención es in-ferior a 5 minutos. En lasfiguras 8-8 y 8-9 se mues-tran dos tipos básicos decámaras de presurización.

El dispositivo de dis-tribución de agua presuri-

zada en el agua que va a ser flotada es muy importante, pues en la salida de esteel agua presurizada es reducida a la presión atmosférica. Se requiere el uso dedifusores para que el aire disuelto forme microbolas con tamaños de entre 20 y 80µm. Entre las cámaras de presurizacióny de flotación, es recomendable la ins-talación de una válvula reductora depresión, que permita ajustar el caudalde recirculación y la presión que va aser mantenida en la cámara depresurización. Se debe evitar que seproduzca una turbulencia excesiva enla mezcla de las dos aguas, pues losflóculos del agua floculada podrían rom-perse.

El caudal de recirculación reco-mendado varía de 5 a 15% del caudalde agua que va a ser clarificado. Enfunción del caudal de recirculación yde la presión en el interior de la cáma-ra de presurización, la cantidad de aire

Figura 8-9. Cámara de presurización sinelementos de relleno

Figura 8-10. Dispositivo para la mediciónde la cantidad de aire liberado (35)

Aire que entradel compresor

Válvula globoAgua a presión(viene de la bomba)

Fierro galvanizadoReducción

Válvula (purga de aire)

Bolsa de aire

Manómetro

RotámetroSalida de agua saturada

DrenajeR. G.

Manguera a presiónpara control del

nivel del agua en elinterior de la cámara

Seguridad

Pantalla

Válvula de retención

Reguladoraguja

Reducción

Medidor de aire

Tapón

Nivel de agua

Agua

Viene de la cámarade presurización

Flotación 75

necesaria podría ser optimizada a través de una derivación de la tubería de salidade esa cámara y de la instalación de un dispositivo para la medición de la cantidadde 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 elcaso de cámaras rectangulares es recomendable la instalación de una pantallacon un ángulo de incli-nación de 60° con lahorizontal y con 30 a 50cm de largo, conformese muestra en la figura8-11. El ancho de la cá-mara depende del tipode equipo usado para elraspado del materialflotante y rara vez ex-cede de 8 metros.

El largo puedevariar entre 4 y 12 me-tros siempre que noocurran las situaciones A o C (véase la figura 8-11). En el primer caso, el largo esinsuficiente, y en el segundo, hay deposición de material flotante. La profundidadvaría entre 1 y 3 metros, dependiendo del tipo de dispositivo para la distribución deagua presurizada en el interior de la cámara de flotación.

En la figura 8-12 se muestra el esquema de una cámara de flotación circu-lar. La mezcla de agua presurizada con el agua por clarificar se hace en un puntopróximo a la entrada de la cámara de flotación, que en el centro posee un ductotambién circular, para conducir el agua a la parte superior y evitar cortocircuitos.El material flotante es continuamente raspado hacia una o más canaletas de co-lección. Mientras el agua hace un movimiento descendente, pasa por la parteinferior del cilindro intermedio y es colectada en la canaleta localizada en la peri-feria del cilindro externo.

Figura 8-11. Cámara de flotación rectangular

Distribuidor deagua presurizada

60o

Agua por clarificar

A B C


La cámara de flo-tación, independiente-mente de la forma quetenga, es proyectada paraun tiempo medio de reten-ción comprendido entre10 y 20 minutos y unatasa de escurrimiento su-perficial de 100 a 300 m3/m2/d. La calidad del aguacruda y las condiciones depretratamiento influyentanto en el tiempo de re-tención como en la tasa deescurrimiento superficial,razón por la cual es fun-damental realizar una in-vestigación antes de ela-borar el proyecto definiti-vo.

4.4 Pretratamiento

La eficiencia de la flotación depende del pretratamiento realizado y este, asu vez, está relacionado con la calidad del agua cruda. La realización de investi-gaciones piloto, aunque no sean de escurrimiento continuo, pueden proporcionarinformación fundamental en cuanto al tipo de coagulante primario, la dosis y elpH de coagulación, el tipo y la dosis de polímero. Además de la mezcla rápida, untiempo de floculación comprendido entre 5 y 20 minutos puede ser necesariopara que los flóculos alcancen un tamaño de 0,5 y 1 mm, considerado ideal parala flotación.

En la figura 8-13 se muestran los resultados de unos trabajos realizados enInglaterra (2) en que la eficiencia de remoción de color verdadero y de algas fuesuperior a 85%.

En la figura 8-14 se muestran los resultados obtenidos en ensayos de coa-gulación–floculación–sedimentación en una instalación piloto de flotación paraun agua cruda con turbiedad del orden de 22–24 UNT (2).

Figura 8-12. Cámara de flotación circular

Agua clarificada

Extractor de material flotante

Lodo flotanteCilindro intermedioCilindro externo

φ > 0.30 m

Abertura inferior del cilindrointermedio > 10 cm(todo el perímetro es hueco)

Aguafloculada

Entrada derecirculaciónpresurizada

Flotación 77

En el cuadro 8-1 se muestra la eficiencia de remoción de algas de losdecantadores comparativamente con la eficiencia de la flotación, usando sulfatoferroso clorado como coagulante (3). La planta de flotación fue operada a unatasa ascensional de 12 m/h, mientras que el decantador de manto de lodos no pudoser operado con más de un m/h, aun con la adición de polielectrolitos.

Figura 8-13. Remoción del colorFigura 8-12. Remoción de turbiedad

Cuadro 8-1. Comparación de la eficiencia de remoción de algas en decantacióny flotación usando sulfato ferroso clorado (3)

Agua cruda Tratamiento por TratamientoTipo de alga (células/mL) sedimentación por flotación

(células/mL) (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 enalgunos sistemas de flotación por aire disuelto utilizados en el abastecimiento deagua en diferentes comunidades en Inglaterra (3).


Cuadro 8-2. Resultados de la operación de sistemas de flotación en plantasde tratamiento de agua (3)

Agua cruda Agua flotadaSistema Color Turbiedad Color Turbiedad

verdadero (µH) UNT verdadero (µH) UNT

A — — — —B 6 – 44 1 – 7 — —C 6 – 22 0,5 – 6,4 0,5 – 8,0 0,2 – 3,0D 12 – 27 1 – 9,5 0 -3,0 0,6 – 4,0E 2 – 60 0,6 – 3,6 4 (med) 0,6 (med)F 22 – 240 0,5 – 29 4,5 – 35,0 0,5 – 8,5

A veces el uso de un polímero resulta benéfico, especialmente para evitarla desagregación del material flotado. Véase la figura 8-10 (2).

La remoción del material flotado, a través de raspadores con funciona-miento continuo o intermitente, es común en las instalaciones de flotación por airedisuelto.

Parece existir un tiempo máximo entre raspados sucesivos en la operaciónintermitente (del orden de 2horas), que permite elespesamiento del materialflotado hasta una concen-tración de 3%. En cámarasde flotación circulares, larotación del equipo de ras-pado recomendada es infe-rior a 0,5 rpm mientras queen los rectangulares, la ve-locidad de desplazamientono debe ser mayor de 0,5m/min.

Se efectuaron eva-luaciones de filtración direc-

Figura 8-15. Efecto del polímero en lacalidad del efluente flotado

0

1

2

3

4

5

7,5 8,0 8,5 9,0 9,5pH coagulación

S. de aluminio S. A. + 0,14 mg/L polímero

Turb

ieda

d de

l agu

a flo

tada

Flotación 79

ta con y sin preozonización y flotación con aire disuelto y filtración para la clarifi-cación del almacenamiento de aguas de alta calidad en Greenville, Carolina delSur, en 1995 (4).

Las metas del estudio incluyeron la producción de agua filtrada de bajaturbiedad, control de algas, hierro, manganeso y subproductos de la desinfección.

El tren de flotación con aire disuelto dio carreras de filtración más largasque la filtración directa. Se alcanzó en ambos casos la meta de 0,10 UNT decalidad de agua filtrada.

El empleo de preozonización fue beneficioso para la filtración directa. Laremoción de carbón orgánico total, de productos de la desinfección y de hierro ymanganeso fue similar en ambos. El uso de cloruro férrico no presentó ventajassobre el sulfato de aluminio como coagulante primario. Como se utilizaron dosissimilares, el empleo de sulfato de aluminio sería más económico en las plantas.



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CAPÍTULO 9

FILTRACIÓN

Ing. Víctor Maldonado Yactayo

Filtración 83

1. INTRODUCCIÓN

La filtración consiste en la remoción de partículas suspendidas y coloidalespresentes en una suspensión acuosa que escurre a través de un medio poroso. Engeneral, la filtración es la operación final de clarificación que se realiza en unaplanta de tratamiento de agua y, por consiguiente, es la responsable principal de laproducción de agua de calidad coincidente con los estándares de potabilidad.

El avance logrado por la técnica de filtración es el resultado de un esfuerzoconjunto dirigido a lograr que la teoría exprese los resultados de las investigacio-nes experimentales, de tal modo que sea posible prever, en el diseño, cómo va aoperar la unidad de filtración en la práctica.

2. MECANISMOS DE LA FILTRACIÓN

Como las fuerzas que mantienen a las partículas removidas de la suspen-sión adheridas a las superficies de los granos del medio filtrante son activas paradistancias relativamente pequeñas (algunos ángstroms), la filtración usualmentees considerada como el resultado de dos mecanismos distintos pero complemen-tarios: transporte y adherencia. Inicialmente, las partículas por remover son trans-portadas de la suspensión a la superficie de los granos del medio filtrante. Ellaspermanecen adheridas a los granos, siempre que resistan la acción de las fuerzasde cizallamiento debidas a las condiciones hidrodinámicas del escurrimiento.

El transporte de partículas es un fenómeno físico e hidráulico, afectadoprincipalmente por los parámetros que gobiernan la transferencia de masas. Laadherencia entre partículas y granos es básicamente un fenómeno de acción su-perficial, que es influenciado por parámetros físicos y químicos.

Los mecanismos que pueden realizar transporte son los siguientes:

a) cernido;b) sedimentación;


c) intercepción;d) difusión;e) impacto inercial;f) acción hidrodinámica, yg) mecanismos de transporte combinados.

Los mecanismos de adherencia son los siguientes:

a) fuerzas de Van der Waals;b) fuerzas electroquímicas;c) puente químico.

Cuál de estos mecanismos es el que controla el proceso de filtración ha sidoasunto de largos debates. Es indudable que no todos necesariamente tienen queactuar al mismo tiempo y que, en algunos casos, la contribución de uno o varios deellos para retener el material suspendido es quizás desdeñable.

Pero hay que tener en cuenta que dada la complejidad del fenómeno, másde un mecanismo deberá entrar en acción para transportar los diferentes tamañosde 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 partículasdentro de los poros del medio filtrante están esquematizados en la figura 9-1.

En ella se ve cómo simultáneamente pueden actuar varias causas paraaproximar el material suspendido hasta los granos del medio filtrante.

Es interesante destacar que estas causas varían si la filtración se produceen las capas superficiales o en la profundidad del medio filtrante.

En el primer caso, la acción física de cernido es el factor dominante, mien-tras 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 porosdel lecho filtrante, puede quedar atrapada en los intersticios.

Filtración 85

El cernido, en general, actúa solo en las capas más superficiales del lecho ycon partículas relativamente fuertes, capaces de resistir los esfuerzos cortantesproducidos por el flujo, cuya velocidad aumenta en las constricciones.

A partir de las consideraciones geométricas, Hall considera que la probabi-lidad de remoción de una partícula por cernido (Pr) está dada por la siguientefórmula:

(1)

Donde:

d = diámetro de la partículaDc = diámetro del medio filtrante

2.1.2 Sedimentación

El efecto de la gravedad sobre las partículas suspendidas durante la filtra-ción fue sugerido hace más de 70 años, cuando Hazen consideró los poros de losfiltros lentos de arena como pequeñas unidades de sedimentación. Sin embargo,durante mucho tiempo la contribución de este mecanismo no se consideró signifi-cativa, pues la velocidad de sedimentación de las partículas suspendidas y, espe-cialmente, la de los pequeños flóculos, es mucho más pequeña en comparacióncon la velocidad intersticial.

La sedimentación solo puede producirse con material suspendido relativa-mente grande y denso, cuya velocidad de asentamiento sea alta y en zonas dellecho donde la carga hidráulica sea baja.

Ives (1965) sugiere que algunas partículas más pequeñas y floculentas pue-den quedar retenidas en regiones donde la velocidad de escurrimiento sea peque-ña debido a la distribución parabólica de velocidad en el régimen laminar.

2.1.3 Intercepción

Normalmente, el régimen de escurrimiento durante la filtración es laminary, 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

3/2

Dcd = Pr ⎥⎦

⎤⎢⎣⎡


igual a la del agua, ellas serán removidas de la suspensión cuando, en relación conla superficie de los granos del medio filtrante, las líneas de corriente están a unadistancia menor que la mitad del diámetro de las partículas suspendidas.

2.1.4 Difusión

Se ha observadoque las partículas rela-tivamente pequeñaspresentan un movi-miento errático cuandose encuentran suspen-didas en un medio líqui-do (figura 9-1). Estefenómeno, resultado deun bombardeo intensoa las partículas suspen-didas por las moléculasde agua, es conocidocomo movimientobrowniano, y se debeal aumento de la ener-gía termodinámica y ala disminución de la vis-cosidad del agua.

La eficiencia del filtro debida a la difusión es directamente proporcional a latemperatura e inversamente proporcional al diámetro de la partícula del grano.

2.1.5 Impacto inercial

Durante el escurrimiento, las lí-neas de corriente divergen al estarcerca de los granos del medio filtrante,de modo que las partículas suspendi-das, con cantidad de movimiento su-ficiente para mantener su trayecto-ria, colisionan con los granos, segúnse muestra en la figura 9-2. Figura 9-2. Mecanismo de impacto inercial

Figura 9-1. Diferentes mecanismos quepueden realizar transporte

Tamaño de grano (500 µ)Tamaño de poro (100-200 µ)

500

Tamaño microflóculo

Tamaño esferoidal (30 µ)

Partícula de sílice (20 µ)

Tamaño de bacteria (1=2µ)

30 µ

Difusión

Sedimentación

Cernido

Intercepción

Impactoinercial

Difusión

Filtración 87

2.1.6 Acción hidrodinámica

La remoción de partículasfloculentas de tamaño relativamen-te grande (~ 10 µm) es atribuida ala acción hidrodinámica, según semuestra en la figura 9-3.

La comprensión de estemecanismo se facilita cuando seconsidera un escurrimiento en elque el gradiente de velocidad esconstante. Una partícula suspen-dida en un fluido que escurre enestas condiciones estará sometida, como muestra la figura 9-4, a velocidadestangenciales variables en dirección perpendicular a la del escurrimiento.

La diferencia entre Va y Vb tiende a hacer que la partícula gire y produzcauna diferencia de presión en dirección perpendicular al escurrimiento, lo que hará

que la partícula sea conduci-da a una región de velocidadmás baja. A pesar de no te-ner exactamente las condi-ciones descritas anterior-mente, en la práctica de lafiltración, el fenómeno esanálogo y es válido para ex-plicar la remoción de partí-culas de un tamaño del or-den de 10 µm.

2.1.7 Mecanismos de transporte combinados

Es probable que todos los mecanismos actúen simultáneamente durante lafiltración; sin embargo, el grado de importancia de cada uno de ellos depende delas características de la suspensión y del medio filtrante. Normalmente se ha dadopoca importancia a los efectos de la acción física de cernido y de impacto inercialdurante la filtración.

Figura 9-3. Mecanismo de acción hidrodinámica

Figura 9-4. Acción de la tensión de cizallamiento

Va

Vb

Va > Vb

Filtración 88

La eficiencia del medio filtrante para remover partículas de la suspensiónpor acción de los mecanismos de transporte puede expresarse adecuadamentecomo una función de la intercepción, difusión, sedimentación y acción hidrodiná-mica.

Yao y sus colaborado-res estudiaron el efecto com-binado de la sedimentación,intercepción y difusión y ve-rificaron que, para las partí-culas de densidad igual a 1,05g/cm3, la eficiencia de colec-ción de un grano aislado pre-senta un valor mínimo cuan-do el tamaño de las partícu-las suspendidas es del ordende 1,4 µm, como se muestraen la figura 9-5.

De un modo general, se puede concluir que la eficacia de colección de laspartículas suspendidas es inversamente proporcional a la velocidad de aproxima-ción V, al diámetro de los granos del medio filtrante D y a la viscosidad µ, y que laeficiencia 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 goberna-da, principalmente, por las características de las superficies de las partículas sus-pendidas y de los granos. Las partículas se pueden adherir directamente tanto a lasuperficie de los granos como a partículas previamente retenidas. La importanciade las características de las superficies es evidente cuando se considera la filtra-ción de una suspensión de arcilla en un lecho de arena con una velocidad deaproximación 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 suspensióncoagulada con una sal de Al+++ o Fe+++ puede producir una eficiencia de remociónsuperior a 95%. En el primer caso, se tiene una cantidad elevada de partículasestables, en tanto que, en el segundo caso, la mayor parte de las partículas fuerondesestabilizadas.

Figura 9-5. Eficiencia del transporte de partículas

10--5

10--4

10--3

10--1

10--2

0.01 0.1 1

Tamaño de la partícula suspendida ( m)µ

Solamente difusión

Efic

ienc

ia d

e co

lecc

ión

de u

n gr

amo

= Ff

1Difusión, intercepción

y sedimentación

10

Filtración 89

La adherencia se atribuye a dos tipos de fenómenos: interacción entre lasfuerzas eléctricas y las de Van der Waals, y al enlace químico entre las partículasy la superficie de los granos de un material intermediario. Se ha sugerido, inclusi-ve, que la filtración no es más que un caso especial de la floculación, donde algu-nas partículas son fijas (aquellas adheridas inicialmente a los granos) y otras sus-pendidas.

2.2.1 Interacción combinada de las fuerzas electrostáticas y las de Van derWaals

De un modo general, las partículas sólidas sumergidas en agua presentancargas en sus superficies, debido a una o más de las siguientes razones:

• Disociación de iones en lasuperficie de las partículas.

• Cargas no balanceadas de-bido a las imperfeccionesde la estructura del cristal.

• Reacciones químicas coniones específicos de la sus-pensión, con formación deenlaces químicos.

• Sustitución isomórfica en laestructura del cristal.

En la interfaz sólido-líquidoexiste una capa de iones de cargaopuesta a la del sólido, conocidacomo capa estacionaria o com-pacta, y otra de iones esparcidos,también de carga opuesta, deno-minada capa difusa. Esta capaelectroquímica doble establece unpotencial de repulsión entre laspartículas de la suspensión concargas eléctricas semejantes. Lamagnitud de este potencial de repulsión y la distancia a la cual se extiende sucampo de acción son afectadas por la composición química de la suspensión.

Figura 9-6. Potencial zeta segúnJohnson Alexander

Superficie de fasesólida

Plano decizallamiento

Partícula electro-negativa

Distancia

Superficie interiorde doble capa

Límite de la capacompacta

Capa compacta

Potencialzeta

Fuerza de Van der Waals

Capa difusa

Plano decizallamiento

Fuerza repulsivaelectrocinética

Atra

cció

n

Barrera de energía

Rep

ulsi

ón

Fuerza resultante

Distancia entre lasdos superficies

Fuer

za

Superficie exteriorde doble capa

Pote

ncia

lel

ectro

stát

ico

Filtración 90

200

-200

-100

-100

300

VA

VR

(VR-VA) máx

Vt

x

-300

Las características de la interfaz sólido-líquido han sido evaluadas en térmi-nos del potencial zeta, que es la media de la energía requerida para llevar unacarga 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).

Las fuerzas de atracción entre losátomos y entre las partículas fueronpostuladas por Van der Waals para ex-plicar la diferencia entre los gases idea-les, los reales, y los vapores. Estas fuer-zas son resultantes de varias accionesdiferentes, como el efecto de Keeson,la inducción y la dispersión.

Entre las partículas sólidas es po-sible que se produzcan interaccionespor cualquiera de estos dos o tres efec-tos mencionados; por lo tanto, solamen-te la contribución debida a la disper-sión se adiciona y hace efectiva a unadistancia inferior a 500 ángstroms (A°).Por ese motivo, la interacción de lasfuerzas de Van der Waals entre las par-tículas sólidas es, en muchas ocasio-nes, referida como interacción de dis-persión.

Si en una dispersión coloidal, las únicas fuerzas entre las partículas fueranlas de atracción de Van der Waals y las de repulsión eléctrica, se podría calcularel efecto global de interacción por la adición de ambas como contribuciones. Lafigura 9-7 representa la variación de la energía de repulsión y atracción, y elefecto global entre dos partículas esféricas de radio igual a 1 µm.

Con el fin de reducir la estabilidad de los coloides para que se adhieranentre sí con las partículas suspendidas y los granos del medio filtrante, el valor dela resultante, (VR - VA)máx, debe reducirse o, preferentemente, anularse. Lainteracción entre las partículas suspendidas y los granos del medio filtrante puedeentenderse mejor a través del análisis de las figuras 9-8, 9-9 y 9-10.

Figura 9-7. Variación del potencial deatracción o repulsión en función de la

distancia entre dos esferas

Filtración 91

En cualquiera de los casos, se con-sidera que los granos del medio filtrantetienen cargas superficiales negativas.

La figura 9-8 muestra el caso deuna partícula de arcilla cargada negati-vamente y de forma no redondeada. Labarrera de energía, (VR - VA)máx, evitaque ocurra adherencia entre las partícu-las y los granos del medio filtrante; porlo tanto, si se considerara que algunasarcillas, como la caolinita, pueden tenertanto regiones positivas como negativascuando el pH de la suspensión es bajo,es de esperar que algunas partículas seanremovidas de la suspensión.

En el caso de la figura 9-9, la ar-cilla en forma de placas es representada

como coágulo; esto es, un flóculo de ta-maño aproximadamente igual a 1 µm, don-de los productos de hidrólisis del aluminioson incorporados de modo que la cargasuperficial resultante es positiva. La ba-rrera de energía es sustituida por un po-tencial positivo, resultante de la suma delos efectos de las fuerzas de Van derWaals y las electrostáticas. La adheren-cia entre partículas y granos resulta delcontacto entre ambos. La eficiencia deremoción es elevada al principio, pero, amedida que la superficie de los granos setorna positiva, la eficiencia disminuye. Lasituación es semejante a la que se tieneen las operaciones de coagulación yfloculación, cuando se produce la rever-sión del potencial Z.

Figura 9-8. Interacción entre el grano dearena y la partícula de arcilla cargada

negativamente

Figura 9-9. Interacción entre el granode arena y la partícula con carga

positiva en exceso

Resultante

Fuerzas electrostáticas

Rep

ulsi

ón

Fuerza de Van der Waals

Superficie delgrano de arena

Partículanegativa de

arcilla

Atra

cció

n

Distancia0

~1µm

<10 -3µm

Resultante


Rep

ulsi

ón

Fuerza de Vander Waals

Superficiedel granode arena

Atra

cció

n

Cóagulopositivo

0

~1

µm

<10 -3µm


AlAl

Al

Al+++

Al+++

Al+++

Al+++

Al+++

Al+++

Al

Al(OH)3

Al(OH)3

Al(OH)3

Al(OH)3

Al(OH)3


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 contactopuede resultar una adherencia y filtración eficiente. En la práctica, esta condiciónpuede no ser satisfactoria en el caso de filtros de arena, debido a que se produciríauna excesiva deposición de partículas en las capas superiores y al rápido aumentode la pérdida de carga. A pesar de no haber sido estudiada con profundidad, laeficiencia de los filtros de arena es mayor cuando los flóculos son negativos.

2.2.2 Enlace químico entre las partículas y la superficie de los granos

Como se sabe, la desestabilizaciónde los coloides es efectuada por los pro-ductos de la hidrólisis que a determina-dos pH se polimerizan.

Las cadenas poliméricas adheridasa las partículas dejan sus segmentos ex-tendidos en el agua, los que pueden seradsorbidos por otras partículas o por si-tios vacantes en los granos del filtro. Estefenómeno es independiente de las fuer-zas de Van der Waals y de las cargaselectrostáticas.

El uso de ayudantes de filtración opolielectrolitos inyectados en el afluenteal filtro puede, por eso, ser de gran utili-dad para aumentar la adhesión de la ma-teria suspendida al medio filtrante.

Las partículas con sus segmentospoliméricos adheridos, al atravesar lasconstricciones del medio filtrante, se enlazan con los segmentos sueltos adsorbidospor los granos o por los de partículas ya adheridas al lecho filtrante y quedan enesta forma retenidas.

Las leyes que gobiernan la adsorción de polímeros deben tenerse en cuentatambién en este caso.

Figura 9-10. Interacción entre el granode arena y la partícula de arcilla con

carga positiva


Rep

ulsi

ón

Superficiedel granode arena

Atra

cció

n

Coáguloneutro

0

~1

µmFuerzas electrostáticas

y resultante

AlAl

Al

OH-

Al

H

Al

Al

Al

Al(OH)3

Al(OH)3

Al(OH)3

Al(OH)3

<10-3µm

H

OH- OH-

Al(OH)

OH

Filtración 93

3. CINÉTICA DE LA FILTRACIÓN

3.1 Introducción

No obstante el extenso conocimiento de los mecanismos de la filtración, nose ha podido llegar a encontrar un modelo matemático que describa con precisiónel comportamiento de los diferentes parámetros de operación de los filtros. Noexiste, hasta ahora, ninguna fórmula o conjunto de fórmulas con las cuales, asumi-dos determinados valores, se puedan calcular los diferentes parámetros que inci-den en el funcionamiento de un filtro.

Obviamente, esta dificultad no limita el hecho de poder determinar losparámetros del proceso de filtración experimentalmente.

Resulta, entonces, conveniente realizar estudios con filtros piloto, cuandose quiera conocer el comportamiento de un determinado filtro con una cierta sus-pensión, ya que cualquier alteración en esta o el medio filtrante significa un cam-bio en los parámetros del proceso.

Sin embargo, los modelos matemáticos resultan útiles para la mejor com-prensión del proceso de filtración. Un gran número de autores ha desarrolladoexpresiones matemáticas que establecen relaciones entre las diferentes variablesdel proceso.

3.2 Balance de masas

El balance de masas tiene unadoble finalidad en el análisis de la filtra-ción. En primer lugar, conjuntamente conla ecuación que describe la remoción departículas suspendidas, permite determi-nar la distribución de los depósitos en elmedio filtrante en función de la posicióny del tiempo. En segundo lugar, el ba-lance de masas conduce a una expre-sión que hace posible conocer la canti-dad de sólidos removidos por unidad devolumen del medio filtrante.Figura 9-11. Elemento del lecho filtrante

C1

L

C2

L


La figura 9-11 representa un elemento del medio filtrante de área A y espe-sor ∆L. La variación de la concentración de la suspensión está dada por:

(2)Donde:

∆C = Variación de la concentración de partículas (volumen de partículassuspendidas por volumen de suspensión).

C1 = Concentración de partículas suspendidas en el afluente (L3/L3).C2 = Concentración de partículas suspendidas en el efluente (L3/L3).

Si se considera que Q es el caudal que escurre a través del elemento y seadmite que el depósito específico aumenta una cantidad ∆σ, al transcurrir unintervalo del tiempo ∆t, se tiene que el volumen de partículas removidas de lasuspensión es:

(3)

y el volumen de partículas acumuladas es:

(4)

Igualando ambas expresiones, se obtiene:

(5)

Donde:

Q = caudal (L3T-1) t = intervalo de tiempo (T) a = variación del depósito específico absoluto (volumen de sólidos/volumen de medio filtrante, L3/L3)A = área, en planta, del elemento de volumen del medio filtrante (L2) L = espesor del elemento de volumen del medio filtrante (L)

Reordenando la ecuación (5) se obtiene, en su forma diferencial, la ecua-ción (6):

(6)

)C- (C = ∆C 12

t ∆ . Q . ∆C

L ∆ . A . ∆σa

L ∆ . A . σ ∆ = t ∆ . Q . ∆C a

0 = t σ + V .

L C a

∂∂

∂∂

∆σ∆∆

∆

Filtración 95

Donde:

V = velocidad de filtración o tasa de filtración (Q/A)

La ecuación (6) representa la relación entre la variación de la concentra-ción de partículas suspendidas con la profundidad, y la variación del depósito es-pecífico absoluto con el tiempo, para la velocidad de filtración considerada.

La ecuación (6) fue propuesta por Iwasaki, hace más de 50 años, a travésde estudios realizados en filtros lentos.

Muchas veces se considera al depósito específico efectivo (σ), que reflejael volumen que efectivamente ocupan las partículas removidas, para tener encuenta de ese modo la porosidad de los depósitos.

(7)

Donde:

= Depósito específico absoluto (volumen de depósito/volumen de mediofiltrante).

= Relación entre el volumen de los depósitos y el volumen de sólidosremovidos.

De este modo, la porosidad local estará dada por:

(8)

Donde:

0 = 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:

(9)

aσ.β=σ

σ-ε=εo

t∂σ∂

.V.β1

=L∂C∂

σ

β

εε


La ecuación (9) representa la variación de la concentración en función delespesor del medio filtrante y demuestra que la tasa de variación disminuye a me-dida que el depósito específico aumenta con el tiempo de operación del filtro.

Combinando las ecuaciones (8) y (9), se obtiene:

(10)

La ecuación (10) muestra que la tasa de variación de la concentración de lasuspensión, en función del espesor del medio filtrante, disminuye a medida que laporosidad 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 funciónde t, si se conoce la variación de C en función de L.

Se han propuesto innumerables modelos para describir la variación de laconcentración de la suspensión a través del medio filtrante (cuadro 9-1). Estosmodelos presentan la siguiente forma general:

(C, σ, parámetros del modelo) (11)

La ecuación (11) establece que la reducción de la concentración de partí-culas (C) a través de la profundidad del medio filtrante (L) es función de la con-centración de partículas (C), del depósito específico (σ) y de parámetros especí-ficos del modelo. La primera tentativa para determinar la función F fue hecha en1937 por Iwasaki. A partir de estudios realizados con una variedad de partículasdiscretas, sin aplicación de coagulantes y con una velocidad de aproximación infe-rior a 12 m3/m2 x d, Iwasaki propuso la siguiente ecuación:

(12)

= coeficiente del filtro o módulo de impedimento (L-1)C = concentración remanente de la suspensión (L3/L3)

t ∂ε ∂

. V .β 1

= L ∂C ∂

F = L ∂C ∂

C . λ = LC

∂∂

λ

Filtración 97

Iwasaki 1937

Ives 1962

Ives 1969

Deb 1970

Adín y 1970Rebhun

Ginn yOtros 1992

I = concentraciónpor cm2

, C, 0

, 0,

C 0

F = capacidad delfiltroJ = gradientehidráulicoK1, K2 = coefi-ciente de adhe-rencia y despren-dimiento.σ, C

d = diámetro delgranon0 = eficiencia deremoción del co-lectorα = factor de efi-ciencia de las co-lisiones

I λ + = L dI d

C λ- = L dC d

σ- pσ θ

- Kσ λ = λ0

2

i

x

v

z

0

y

0i

)σσ

+(1 )pσ

+(1 )pβσ

+(1 λ = λ

C n α )c dp- 1

( 1,5 = Z dC d

00

J σ K- σ)- (F C K = t dσ d

21

t dC d

+ L dC d

σ pV

= C0

σ p

β p σ

p

Cuadro 9-1. Modelos matemáticos de filtración

Autor Año Expresión Variables

Conviene mencionar que la ecuación (12) fue desarrollada para filtros len-tos, donde la acción física de cernido es dominante. Al inicio de la filtración, cuan-


do el medio filtrante está limpio, el empleo de la ecuación (12) se basa en lahipótesis de que cualquier subcapa del mismo presenta la misma eficiencia deremoción y que la suspensión es uniforme al entrar y salir de una subcapa cual-quiera. Asimismo, la integración de la ecuación (12), que muestra la variación dela concentración en función de una exponencial con el espesor del lecho filtrante(para t = 0), respalda el siguiente resultado:

(13)

C0 = concentración inicial de partículas suspendidas (L3/L3) 0 = coeficiente inicial de filtración (L-1)

La ecuación (13), que muestra la variación de la concentración en funciónde una exponencial con el espesor del lecho filtrante (para t = 0), está represen-tada en la figura 9-12.

Durante la filtra-ción se produce una col-matación progresiva delos poros y, por consi-guiente, varía la eficien-cia de remoción de las di-versas subcapas, lo queinvalida el empleo de laecuación (13). En conse-cuencia, se deben teneren cuenta las variacionesque se producen en losporos, las que dependende la profundidad del me-dio filtrante y del tiempo.La complejidad de estasvariaciones se puede de-mostrar fácilmente me-diante un ejemplo numé-rico. Se considera una suspensión de 1.000 unidades arbitrarias de concentracióninicial, que escurre a través de un medio filtrante dispuesto en cuatro subcapas, demodo que su eficiencia sea de 70%. Al inicio, cuando t = 0, se obtienen los resul-tados presentados en el cuadro 9-2.

Figura 9-12. Variación de la concentración en función del espesor del lecho filtrante para t = 0

L-λ

00e . C = C

λ

Filtración 99

Cuadro 9-2. Resultados de un ejemplo numérico de remociónde partículas suspendidas

Subcapa Concentración Depósito final

Afluente 1.000 -1 300 7002 90 2103 27 634 8 19

Con el correr del tiempo, la primera subcapa habrá alterado su eficienciadebido a las 700 unidades que habrán pasado a ocupar sus poros. La subcapa 2también, debido a las 210 unidades, y así sucesivamente. Por lo tanto, cada subcaparemoverá una proporción diferente en relación con la suspensión afluente, lo quese acentuará con el transcurso del tiempo. Para explicar este fenómeno, se hanconsiderado dos teorías: la de retención y arrastre de partículas, y la del coeficien-te de filtración modificado.

3.4 Retención y arrastre de partículas

De acuerdo con la teoría de retención y arrastre de partículas, y conside-rando un caudal constante, las partículas retenidas en los poros causan el estre-chamiento de los canales, lo que trae como consecuencia un aumento de la velo-cidad intersticial. Este incremento hace que parte de las partículas retenidas seanarrastradas a las capas inferiores, de tal modo que la cantidad arrastrada seaproporcional a la existente en cada capa. Este arrastre de una fracción del mate-rial conduce a una dismi-nución de la tasa de in-cremento de σ para lasubcapa considerada.

La figura 9-13muestra que existe unacondición limitante en lasuperficie del mediofiltrante y que progresaa través de todo el espe-sor del mismo. Cuando Figura 9-13. Variación de C y σ en función de L


se llega a esta condición en todo el medio filtrante, el depósito específico alcanzaun 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 constantedurante 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 variaciónde 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 delos poros es un factor importante que debe ser considerado, pues la velocidadintersticial aumenta debido al estrechamiento de los canales por los que escurre lasuspensión.

El modelo matemático general que relaciona λ con σ puede obtenerse si seconsideran los tres casos individuales que se mencionan a continuación, y se com-binan posteriormente para obtener un resultado global. En primer lugar, se consi-dera al medio filtrante como un conjunto de esferas individuales. En segundo lu-gar, se supone que el medio filtrante está representado por un conjunto de capila-res cilíndricos individuales. Finalmente, se considera que la velocidad intersticiales modificada por la cantidad promedio de depósito en cualquier elemento devolumen del medio filtrante.

3.6 Modelos matemáticos que relacionan λλλλλ con σσσσσ

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 fil-tros lentos, y el de Sakthivadival a partir de la filtración de partículas no coloidalesen un medio granular. En ambos casos, los modelos resultantes prevén un creci-miento 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 conceptode célula unitaria (poro aislado), donde las partículas próximas a su superficieestarían bajo la acción de la resultante de las fuerzas de rozamiento y de Van derWaals. Shektman supuso arbitrariamente que, debido al aumento de σ y de lavelocidad 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 improbableporque la acción física de cernido estará actuando y, por lo tanto, λ será diferentede cero.

Tanto Maroudas y Eisenklan, como Wright y colaboradores, propusieron unmodelo basado en la hipótesis de que la eficiencia global en una capa del lechofiltrante es proporcional a la relación entre las fuerzas de arrastre y la resultantede las fuerzas que mantienen a las partículas adheridas a la superficie de losgranos. Aunque este modelo haya sido verificado experimentalmente, su aplica-ción parece ser limitada, pues no tiene en cuenta el aumento de λ al inicio de lafiltración ni tampoco el periodo en que λ permanece prácticamente invariable conel aumento de σ.

El modelo propuesto por Mackerle muestra una fase de aumento y otra dedisminución de λ con el aumento de σ. A pesar de las dificultades para determinarlos exponentes y y z, este comportamiento normalmente es observado en la prác-tica, a excepción del inicio de la filtración, cuando se verifica un crecimiento linealde λ con el aumento de σ.

El modelo propuesto por Stein, a pesar de tener en cuenta las deficienciasmostradas por algunos modelos anteriores, es de aplicación práctica restringidadebido a la dificultad de determinar cuatro parámetros (K1, K2, λ0, σu).

El modelo propuesto por Mintz y Kristhul fue desarrollado a partir de lateoría del transporte de sedimentos en medios porosos. Es interesante observarque a pesar de la diferencia matemática entre los modelos de Maroudas y Eisenklanpor un lado y Mintz y Kristhul por otro, el significado físico es el mismo, pues encualquier caso, el valor máximo de σ es σu en cualquiera de las capas del mediofiltrante.

El modelo propuesto por Yao y colaboradores se basa en un colector esfé-rico, en el cual las partículas son removidas por difusión, intercepción y sedimen-tación. Dependiendo del tamaño de las partículas de la suspensión, uno u otro deestos mecanismos será el dominante. Este modelo se verificó en la práctica utili-zando microesferas de látex; por ello no puede garantizarse que el modelo seaaplicable en condiciones reales, en que las suspensiones están constituidas gene-ralmente por partículas floculentas.

Filtración 102

Iwasaki X=Z=0Sakthivadival Y=1

Herejes X=Y=0Shekhtman Z=1Lerk

Maroudas y Y=Z=0Eisenklan X=1Wright,Kavannaugh yPearson

Mackerle X=0

Ives X=Y=Z=1

Stein X=Z=0Y=1

Mintz y Kristhul

Deb

Yao, Habibian yO’Melia

O’Melia y Ali

, b = 1

a1, a2, parámetros

(*) K1= 1/ε, b = 1 (válidocuando λ decrece con σ)(**) K2= coeficiente(válido cuando λ decrececon σ)

C, C0 = concentracionesde partículas suspendidas(vol/vol)

= Coeficienteadimensional; M

1, M

2constantes.X* = parámetro

n = eficiencia de colec-ción de un colector esfé-rico aisladoα = Factor de colisión

n = Número de partículassuspendidasαρ = Factor de colisiónentre partículas retenidasy partículas suspendidasηp = Eficiencia de colec-ción entre partículasretenidas y partículassuspendidas.

_λ

0

01

. b a

ελ

=

Cuadro 9-3. Modelos matemáticos que relacionan λλλλλ con σσσσσ

Modelo Exponentes = F( ) Observaciones

(*)

(**)

σ .a + λ =λ10

)εσ

- (1λ = λ0

0

)σσ

- (1λ = λu

0

σ- εσ a

σ .a + λ =λ0

22

10

σ) . K + (1 λ = λ10

)σ . Cσ . C

+ (1 λ = λu

00

2M

01

_

)σ- εX

(M =λ

λ

σ

z

0

y

00 ε

σ- 1 . )

εσ b

- (1λ = λ

4

u2

20 .σK- 1

.σK1λ = λ

α . n Dε 1

23

=λ 0

2

0

Dd

ηp. . αρ . N + n . α = ηr

r . η Dε 1

23

=λ

Filtración 103

El modelo propuesto por O’Melia y Ali fue obtenido a partir del modelo deYao y colaboradores, pero teniendo en cuenta el efecto del aumento de la super-ficie específica debido a las partículas previamente retenidas.

3.7 Pérdida de carga en un medio filtrante

Al pasar un fluido Q a travésde un lecho filtrante granular de pro-fundidad L, la fricción que el fluidosufre al atravesar los poros produ-ce una pérdida de carga h, comoindica la figura 9-14.

Al comenzar la operación deun filtro, los granos del lecho estánlimpios y la pérdida de carga sedeberá solamente al tamaño, formay porosidad del medio filtrante y ala viscosidad y velocidad del agua.

Si el fluido no tuviera partí-culas en suspensión, esta pérdida de carga inicial será constante a través de todala carrera de filtración. Pero, como ordinariamente contiene sólidos en suspen-sión, estos irán recubriendo los granos del lecho, incrementarán su diámetro ydisminuirán su porosidad inicial, con lo que la pérdida de carga irá incrementándosepor 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 yque llamaremos h0.

• Una pérdida de carga por colmatación, que será función del tiempo hϕ(t).Esto es:

(14)

Figura 9-14. Variación de la pérdida de carga en función de (L) y (t)

Presión atmosférica

Carga hidrostática

H Límite

Impactoinercial

L

At

Ho

t = 0

) t ( h + h = h0f

ϕ

Filtración 104

3.7.1 Pérdida de carga inicial

La pérdida de carga inicial puede calcularse a partir de la ecuación deKozeni, que solo es aplicable para esferas con flujo laminar, el cual solo se presen-ta cuando el número de Reynolds es menor que 10.

(15)

Donde:

f = constante experimental y adimensional, igual a 5v = viscosidad cinemáticag = aceleración de la gravedadL = profundidad del lecho 0 = porosidad inicialV = velocidad de filtración

= relación área de la partícula /volumen de la partícula

Siendo , para partículas esféricas, donde D es el diámetro de la

partícula, se tiene la ecuación de Kozeni:

(16)

En la práctica, sin embargo, los granos ni son esféricos ni tienen tamañouniforme ni el flujo es laminar sino transicional. Por lo tanto, la ecuación (15) debeajustarse 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).

, que, reemplazado en (15), resulta:

(17)

AV

D6

=VA

2

30

20

0 D6

v ε

)ε- (1 L g

ν f = h

D C6

VA

e

=

2

e30

20

0 D C6

v ε

)ε- (1 L g

ν f = h

ε

2

30

20

0 VA

v ε

)ε- (1 L g

ν f = h

Filtración 105

• Cuando los granos no son esféricos ni de diámetro uniforme ni estánestratificados en el lecho.

Este es el caso de los filtros lentos. Hay que considerar la dispersión de laspartículas así:

(18)

Donde:

Xi = Fracción en peso de material retenido entre dos tamices consecutivos,en un ensayo granulométrico.

di = Diámetro promedio geométrico entre dos tamices.

Reemplazando (18) en (15), se tiene:

(19)

• Cuando los granos no son esféricos ni de diámetro uniforme, pero estánestratificados en el lecho.

En este caso, la pérdida de carga total será igual a la suma de las pérdidasde carga en cada capa, si se entiende por capa el conjunto de partículas compren-didas entre dos tamices consecutivos.

(20)

Todo lecho filtrante se estratifica naturalmente cuando se lava con flujoascendente, capaz de expandir los granos y hacer que estos, al suspender el lava-do, se coloquen de menor a mayor, según sus densidades y sus diámetros. Laspartículas más grandes y pesadas irán al fondo. Por eso, en los filtros rápidos, ellecho está estratificado, mientras que en los lentos no. La porosidad en uno y enotro caso es diferente; es mayor en los rápidos que en los lentos, en los cuales, porno haber estratificación, los granos pequeños se meten en los grandes y disminu-yen el área de paso o la porosidad.

∑i

1=i i

i

edX

C6

= VA

2i

1=i i

i30

20

0 dX

D6

v ε

)ε- (1 L g

ν f = h ∑

∑i

1 = Ii0

h = h


Si se supone que la porosidad no varía en las diferentes capas, en cada unase cumple que Li = Xi L, donde Li es el espesor de una capa.

Reemplazando estos conceptos en (15), se tiene:

(21)

3.8 Lavado de medios filtrantes

Durante el proceso de filtrado, los granos del medio filtrante retienen mate-rial hasta obstruir el paso del flujo, lo que obliga a limpiarlos periódicamente.

En los filtros rápidos esto se realiza invirtiendo el sentido del flujo, inyectan-do agua por el falso fondo, expandiendo el medio filtrante y recolectando en laparte superior el agua de lavado.

3.8.1 Fluidificación de medios porosos

Cuando se introduce un flujo ascendente en un medio granular, la friccióninducida por el líquido al pasar entre las partículas produce una fuerza que sedirige en sentido contrario a la del peso propio de los granos y que tiende a re-orientarlos 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 expandey su porosidad no se modifica mayormente. Pero, a medida que se va incrementandodicha velocidad, las fuerzas debidas a la fricción van aumentando hasta llegar asuperar el peso propio de las partículas, momento en el cual estas dejan de hacercontacto, se separan y quedan suspendidas libremente en el líquido.

Si se aumenta aún más la velocidad de lavado, la altura del medio filtrantese incrementará proporcionalmente a la velocidad del fluido, como se muestra enla figura 9-15, y la porosidad crecería en igual forma para dejar pasar el nuevocaudal, pero conservando la velocidad intersticial y la resistencia al paso del aguaaproximadamente iguales.

Por lo tanto, solo cuando el lecho no está expandido la pérdida de carga esuna función lineal de la velocidad del flujo ascendente, pero en cuanto este sefluidifica, la pérdida de carga alcanza su valor terminal máximo.

∑i

1=i2

i

i2

e30

20

0 d

X L

C36

ε

)ε- (1 V

gν

f = h

Filtración 107

Figura 9-15. Pérdida de carga, profundidad del lecho y porosidadversus velocidad de lavado

La fluidificación es descrita por Cleasby y Fan como el flujo ascendente deun fluido (gas o líquido) a través de un lecho granular, a una velocidad suficientepara suspender los granos en el fluido, mientras que la velocidad mínima defluidificación (Vmf) es la velocidad superficial del fluido requerida para el inicio dela fluidificación.

Según Vaid y Gupa, la fluidificación de una capa de partículas con un tama-ño 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 enestado fluidificado. Un aspecto importante notado en este estudio es la composi-ción de la capa; es decir, las proporciones de los diversos tamaños de granos de la

Vmf

Vmf

v

v

Hf

ho0

Lo

0

Lo

0 VmfVelocidad de lavado (V)

Espe

sor (

L)Po

rosi

dad

(Lo)

Pérd

ida

de c

arga

(Hf)


misma densidad. La composición del lecho influye decisivamente en el valor de lavelocidad mínima de fluidificación, por lo que no se puede evaluar el Vmf solo porel 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 relacio-nan el número de Reynolds con el número de Galileo para diferentes valores delcoeficiente de esfericidad y porosidad del medio filtrante expandido. En general,para un lavado únicamente con agua en sentido ascensional, la velocidad varía enpromedio entre 0,9 y 1,3 m/min. La expansión total de un medio filtrante se deter-mina teniendo como dato la curva granulométrica y calculando la porosidad de lasdiferentes subcapas expandidas para determinada velocidad de lavado, conformeal modelo propuesto por Dharmarajah y Cleasby.

El número de Reynolds, Re, se define por:

(22)

El número de Galileo, Ga, se define por:

(23)

Donde:

De = diámetro equivalenteV = velocidad del flujo de agua

= viscosidad dinámica= densidad del agua

s = densidad del material filtranteg = aceleración de la gravedad

La porosidad del lecho expandido (εe) se determina por:

(24)

µρV..D

=R ee

2s

3e

a µ

gρ)(ρρ.D=G

∑n

1=i i

ie

ε1X

1-1=ε

ρρ

µ

Filtración 109

Figura 9-16. Relación del número de Reynolds con el número de Galileo para Ce = 0,50


Núm

ero

de G

alile

o (G

a)

Número de Reynolds (Re)

Coeficiente de esfericidadCe = 0,50

Núm

ero

de G

alile

o (G

a)



110 Manual I: TeoríaN

úmer

o de

Gal

ileo

(Ga)




Núm

ero

de G

alile

o (G

a)




Filtración 111

La expansión total (E) será igual a:

(25)

Donde:

i = porosidad expandida de la capa 0 = porosidad del lecho estáticoXi = fracción en peso de material retenido entre dos tamices consecutivosL0 = espesor del lecho estáticoLe = 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 laecuación que se indica a continuación, ya que la pérdida de carga en ese casoresulta igual al peso de los granos de cada material que compone el medio.

Cualquiera de las dos ecuaciones es válida:

(26)

Núm

ero

de G

alile

o (G

a)




a

as00i ρ

ρ- ρ L ε- 1 = h

εεεε

( )

0

0e

0

0e

ll- l

= ε- 1

ε- ε = E

( )

( )

Filtración 112

(27)

Donde:

hi = pérdida de carga del material expandidoρs = masa específica del material filtranteρa = masa específica del agua

La pérdida de carga total en el medio filtrante expandido será igual a lasuma de la pérdida de carga en cada material que lo compone, en el caso de tenermedios filtrantes múltiples.

4. FACTORES QUE INFLUYEN EN LA FILTRACIÓN

La eficiencia de la filtración está relacionada con las características de lasuspensión, del medio filtrante, de la hidráulica de la filtración y la calidad delefluente. Por ejemplo, la filtración de agua cruda en filtros lentos de arena, y la deagua coagulada en filtros rápidos de arena resultan de interacciones distintas en-tre los granos del medio filtrante y las partículas suspendidas, pues un factor im-portante en la filtración lenta puede, muchas veces, no ser importante para lafiltración rápida.

Se presentan a continuación los principales factores que influyen en la fil-tración rápida.

4.1 Características de la suspensión

De modo general, la eficiencia de remoción de partículas suspendidas en unmedio filtrante está relacionada con las siguientes características de la suspen-sión:

a) tipo de partículas suspendidas;b) tamaño de partículas suspendidas;c) densidad de partículas suspendidas;d) resistencia o dureza de las partículas suspendidas (flóculos);e) temperatura del agua por filtrar;

( )a

aseei ρ

ρ-ρLε-1=h

Filtración 113

g) potencial zeta de la suspensión; yh) pH del afluente.

4.1.1 Tipos de partículas suspendidas

La filtración de flóculos que no sedimentan en una planta de ablandamientodifiere sustancialmente del caso en que se tienen flóculos provenientes de unpretratamiento con un coagulante de una sal de hierro o aluminio. Por otro lado, eltipo de partículas primarias presentes en el agua cruda influye en la eficiencia dela filtración. Por ejemplo, la existencia de algas en el afluente influye en la forma-ción de curvas de pérdida de carga de manera más acentuada que aquellos casosen 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, elcual genera menos oportunidad de contacto entre la partícula suspendida y elgrano del medio filtrante. Este hecho se puede observar desde el principio, cuandoel medio filtrante está limpio, hasta el final de la carrera de filtración. Algunosproductos químicos, como los coagulantes tradicionales y los polímeros, puedenusarse para ajustar el tamaño de las partículas suspendidas de modo de obteneruna eficiencia mayor. Las partículas menores que el tamaño crítico serán removi-das eficientemente, debido, principalmente, a la difusión; mientras que las mayo-res también serán removidas eficientemente debido a la acción de otros mecanis-mos, 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 laeficiencia 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 inte-rior del medio filtrante, lo que favorece el traspaso final de la turbiedad límite,mientras que los flóculos duros o resistentes no se fragmentan fácilmente, peroproducen una pérdida de carga mayor.


Las figuras 9-21 y 9-22 muestran los efectos de la resistencia de los flóculosen la duración de la carrera de filtración y en el desarrollo de la pérdida de carga.

Figura 9-21. Efecto de flóculos resistentes en la calidad del efluente y duración de lacarrera 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 tie-nen partículas suspendidas menores de un micrómetro. Por otro lado, la disminu-ción de la viscosidad facilita la acción del mecanismo de sedimentación de partí-culas mayores de un micrómetro.

4.1.6 Concentración de partículas suspendidas en el afluente

Cuando el medio filtrante se encuentra limpio, la eficiencia de remocióndepende de la concentración de partículas suspendidas en el afluente.

Después de algún tiempo de filtración, la eficiencia de remoción aumentacon el aumento de la concentración de las partículas suspendidas en el afluente,pues las partículas retenidas hacen de colectoras de otras partículas suspendidas.

Pér

dida

de

carg

a (c

m)

Turb

ieda

d de

lef

luen

te (

UT)

Tiempo de funcionamiento (h)0 10 20 30 40 50

1,2

0,8

0,4

0

240

180

120

60

0

Filtración 115

Evidentemente, al existir una eficiencia de remoción mayor con el aumento de laconcentración, la curva de pérdida de carga en función del tiempo será más acen-tuada.

Figura 9-22. Efecto de los flóculos débiles en la calidad del agua filtrada y duración dela 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 tienenpotencial zeta del mismo signo, la interacción entre las capas dificulta la adheren-cia, lo cual reduce la eficiencia de remoción. Como los materiales filtrantes usua-les presentan potenciales zeta negativos, sería conveniente que las partículas sus-pendidas tuviesen potencial zeta neutro o positivo.

4.1.8 pH del afluente

El pH influye en la capacidad de intercambio iónico entre las partículassuspendidas 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 sobrelas superficies positivas; mientras que, para valores de pH superiores a 7,0, seproduce un aumento en el intercambio de cationes y una disminución en el inter-cambio de aniones sobre las superficies negativas.

Pér

dida

de

carg

a (c

m)

Turb

ieda

d de

lef

luen

te (

UT)

Tiempo de funcionamiento (h)

1,2

0,8

0,4

0

240

180

120

60

00 10 20 30 40 50


4.2 Características del medio filtrante

Entre las características del medio filtrante que influyen en la filtración,destacan:

a) tipo del medio filtrante;b) características granulométricas del material filtrante;c) peso específico del material filtrante; yd) espesor de la capa filtrante.

4.2.1 Tipo del medio filtrante

El medio filtrante debe seleccionarse de acuerdo con la calidad que sedesea para el agua filtrada. Adicionalmente, debe tenerse en cuenta la duraciónde la carrera de filtración (capacidad de retención) y la facilidad de lavado. Unmedio filtrante ideal es aquel de granulometría determinada y cierto peso especí-fico, que requiere una cantidad mínima de agua para ser lavado de manera efi-ciente y que es capaz de remover la mayor cantidad posible de partículas suspen-didas, para producir un efluente de buena calidad.

La arena ha sido el medio filtrante comúnmente empleado. A pesar deproducir un efluente de mejor calidad, la arena de granulometría menor presentauna 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 dellavado en contracorriente, con los granos de menor tamaño en las capas superio-res y los de mayor tamaño en las inferiores. La estratificación, por lo tanto, favo-rece la retención de la mayor parte de partículas en las capas superiores, lo quehace posible que exista presión inferior a la atmosférica en el interior del mediofiltrante, situación indeseable no solo por la posibilidad de formación de burbujasde aire sino también por la compactación de parte del medio filtrante; de estemodo, se perjudica el proceso de filtración y se dificulta el lavado.

El problema producido por la estratificación puede controlarse usando are-na con coeficiente de uniformidad próximo a la unidad y arena preparada entredos mallas consecutivas; por ejemplo, entre las de aberturas iguales a 0,42 y 0,59mm. A pesar de ser esta la condición ideal, pues se ahorra agua para el lavado, lapreparación 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 empleandouna capa de antracita, de granulometría mayor, dispuesta sobre la arena degranulometría menor. Como el peso específico de la antracita es inferior al de laarena, los inconvenientes de la estratificación, así como los del medio filtranteconstituido exclusivamente de arena, se controlan en forma satisfactoria. Debidoa que cuando se usan tasas de filtración elevadas, la calidad del agua filtrada nopuede ser inferior a la obtenida con filtros de un solo medio de arena, los filtros demedios múltiples fueron investigados con mayor profundidad, y se llegó a mediosfiltrantes constituidos por cinco capas con los siguientes materiales: poliestireno,antracita, arena, granate y magnetita. A pesar de que la calidad del efluente essustancialmente superior y la pérdida de carga considerablemente inferior a la delfiltro de medio único de arena, los filtros de tres, cuatro o cinco capas no se hanutilizado comúnmente en las plantas de tratamiento porque, además de la dificul-tad para adquirir los materiales, existe el inconveniente de la intermezcla excesivade los granos mayores con los menores, entre las capas adyacentes de materialesdiferentes.

La filtración en medios filtrantes dobles, constituidos por antracita y arena,es, desde todo punto de vista, superior a la filtración en medios constituidos única-mente por arena, como lo demuestran los trabajos de investigación realizados eninstalaciones piloto y en prototipos, publicados por la Water Research Association,en Inglaterra.

La elección del medio filtrante depende de innumerables factores. Entre losmás importantes figuran la calidad deseada para el efluente, los costos y la facili-dad de adquisición de los materiales en el mercado, y la existencia de personalcalificado para operar las instalaciones de filtración.

4.2.2 Características granulométricas del material filtrante

Los materiales filtrantes deben ser claramente especificados, de maneraque no quede duda alguna sobre su granulometría. Los parámetros que se debenemplear para este fin son los siguientes:

• Tamaño efectivo: en relación con el porcentaje (en peso acumulado) quepasa por las mallas de una serie granulométrica, el tamaño efectivo se re-fiere al tamaño de granos correspondiente al porcentaje de 10%.


• Coeficiente de uniformidad (CU): en relación con el porcentaje (en pesoacumulado) que pasa por las mallas de una serie granulométrica, el coefi-ciente de uniformidad es igual a la relación entre el tamaño de los granoscorrespondientes a 60% y el tamaño de los granos correspondiente a 10%.Sería mejor que este coeficiente se llamase de desuniformidad, pues suvalor se incrementa a medida que el material granular es menos uniforme.

• Forma: la forma de los granos normalmente se evalúa en función del coefi-ciente de esfericidad (Ce). El coeficiente de esfericidad de una partícula sedefine como el resultado de la división del área superficial de la esfera deigual volumen a la del grano por el área superficial de la partícula conside-rada. Como es obvio, este valor resulta igual a la unidad para las partículasesféricas y menor de uno para las irregulares.

• Tamaño mínimo: tamaño por debajo del cual no deben encontrarse granosen el medio filtrante.

• Tamaño máximo: tamaño por encima del cual no deben encontrarse granosen el medio filtrante.

Cuando se trata de seleccionar el material para lechos múltiples, se debehacerlo con el criterio de obtener un grado de intermezcla que no disminuyasustancialmente la porosidad en la región común entre las capas adyacentes demateriales diferentes. Específicamente para el caso de lechos dobles de arena yantracita, se recomienda considerar las siguientes relaciones:

• El tamaño de los granos de antracita correspondiente a 90% en peso (refe-rente al que pasa) y el tamaño de los granos de arena correspondiente a10% en peso (referente al que pasa = tamaño efectivo) deben manteneruna relación de 3,0.

• El tamaño de los granos de antracita correspondiente a 90% en peso (refe-rente al que pasa) y el tamaño de los granos de antracita correspondiente a10% en peso (referente al que pasa) deben mantener una relación de 2.

Normalmente, la antracita se prepara entre las mallas de la serie Tyler deaberturas 0,59 y 1,68 ó 2,00 mm, con un tamaño efectivo que varía entre 0,80 y1,10 mm, y un coeficiente de uniformidad inferior a 1,5. La arena normalmente espreparada 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 uniformidadinferior 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 divididopor el volumen efectivo que ocupan los granos.

El cuadro 9-4 muestra valores normales para el coeficiente de esfericidad ypeso específico de los materiales filtrantes más usuales.

Cuadro 9-4. Valores normales de materiales filtrantes

Material Coeficiente de Peso específicoesfericidad (g/cm3)

Arena 0,75 - 0,80 2,65 - 2,67Antracita 0,70 - 0,75 1,50 - 1,70Granate 0,75 - 0,85 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, esrelativamente difícil fijar un espesor de medio filtrante para el cual los filtros fun-cionen constantemente en condiciones ideales, porque la calidad del afluente va-ría considerablemente durante el año. La experiencia ha demostrado que existeuna relación entre el espesor de la capa de arena y la de antracita en un filtro dedos medios; en general, el espesor de la capa de antracita representa de 60 a80%; 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 antracitay 20 cm de arena.

Asimismo, para el caso de filtros de lecho simple, la experiencia y diversasinvestigaciones han permitido establecer espesores recomendados para diferen-tes casos: filtración de agua decantada, filtración directa o filtración descendenteo ascendente.


4.3 Características hidráulicas

Las características hidráuli-cas que influyen en la eficiencia dela filtración son las siguientes:

a) tasa de filtración;b) carga hidráulica disponible

para la filtración;c) método de control de los fil-

tros;d) calidad del efluente.

4.3.1 Tasa de filtración

El empleo de tasas de filtración bajas no asegura, necesariamente, la pro-ducción de agua filtrada de mejor calidad y mayor volumen de agua producida porcarrera de filtración. La figura 9-23 muestra el efecto de las diferentes tasas defiltración al inicio de la carrera. Se nota que luego de algunos minutos, la calidaddel efluente es prácticamente la misma cuando el pretratamiento se realiza coneficiencia. Sin embargo, cuando el pretratamiento es deficiente, la calidad delefluente filtrado es mejor para tasas de filtración más bajas.

La figura 9-24 muestra la variación de la turbiedad durante una carrera defiltración para diferentes tasas, en filtros de antracita y arena, utilizando aguadecantada, después de coagulada y floculada con sulfato de aluminio y cal, comoafluente. Se observa que la calidad del efluente no es afectada sustancialmentepor 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 aguafiltrada cuando se aplican pequeñas dosis de polielectrolitos en el afluente.

Figura 9-23. Variación de la calidad delefluente al inicio de la carrera de filtración

Con

cent

raci

ón d

e hi

erro

en

elef

luen

te (

mg/

L)

Tiempo (min.)

Filtración 121

Tiempo de funcionamiento (horas)

Turb

ieda

d de

agu

a fil

trada

(UT)

Dosis de polielectrolitro catiónico = 0,01 mg/L

Tasa de filtración Turbiedad del agua decantada (UT)

−−−−− 300 m3/m2/día 3,0 − 5,5

−−−−− 390 m3/m2/día 3,0 − 5,5

−−−−− 490 m3/m2/día 4,0 − 9,0

−−−−− 540 m3/m2/día 3,0 − 5,5

Figura 9-24. Influencia de la tasa de filtración en la calidad del agua filtradasin el empleo de auxiliar

Figura 9-25. Influencia de la tasa de filtración en la calidad del agua filtradacuando se emplea auxiliar de filtración

Tiempo de funcionamiento (horas)

Turb

ieda

d de

agu

a fil

trada

(UT)

Tasa de filtración

−−−−− 300 m3/m2/día

−−−−− 390 m3/m2/día

−−−−− 480 m3/m2/día

−−−−− 540 m3/m2/día

Turbiedad de agua decantada (UT)


Estudios realizados porCleasby y Baumann en filtrosde arena, cuyos resultados semuestran en la figura 9-26, in-dican que existe una tasa defiltración para la cual un vo-lumen de agua filtrada es ma-yor por unidad de pérdida decarga.

Este fenómeno tam-bién fue verificado por Di Ber-nardo al realizar investigacio-nes con filtros de arena yantracita en sistemas de fil-tración directa. La figura9-27 muestra que el volumende agua filtrada por unidad defiltro es mínimo para una tasade 240 m3/m2/día.

Las variacionesde la tasa de filtracióndurante una carrera defiltración son muchasveces inevitables y pue-den afectar sustan-cialmente la calidad delefluente. Entre los prin-cipales estudios realiza-dos para verificar la in-fluencia de la variaciónde esta tasa en la cali-dad del agua filtrada,destacan los trabajos deCleasby y colaborado-res, Segall y Okun yTuepker.

Figura 9-27. Tasa de filtración versus volumen totalde agua filtrada

Vol

umen

de

agua

filtr

ada

(m3 /m

2 )

Tasa de filtración (m3/m2/día)

Figura 9-26. Volumen de agua filtrada en función dela pérdida de carga para diferentes tasas de filtración

Volumen de agua filtrada (m3)

Pér

dida

de

carg

a (c

m)

N.° Tabla1 60 m3/m2/día2 120 m3/m2/día3 160 m3/m2/día4 240 m3/m2/día5 300 m3/m2/día6 360 m3/m2/día7 420 m3/m2/día

Filtración 123

De modo general, los efectos de las variaciones de tasa de filtración depen-den, principalmente, de la magnitud de la variación producida, de la tasa de filtra-ción, de la pérdida de carga presentada por el filtro en el momento en que ocurrela 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 gradualde la tasa de filtración y del empleo de polielectrolitos en la calidad del aguafiltrada.

Figura 9-28. Influencia de la variación brusca de la tasa de filtración en la calidad delefluente: (a) aumento de la tasa de 120 a 150 m3/m2/día en 10 segundos; (b) aumento dela 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

Figura 9-29. Influencia de la variación gradual de la tasa de filtración en la calidaddel efluente: los aumentos y reducciones fueron de la misma magnitud que los de la

figura 9-28


Turb

ieda

d de

l eflu

ente

(UT)


Turb

ieda

d de

l eflu

ente

(UT)


4.3.2 Carga hidráulica disponible para la filtración

La carga hidráulica que se debe fijar en un filtro influye significativamenteen la duración de la carrera de filtración. Este parámetro es empírico y normal-mente es seleccionado por el proyectista. Sin embargo, estudios realizados por DiBernardo y Cleasby mostraron que los filtros de tasa declinante producen carre-ras de filtración más largas que los de tasa constante para una misma pérdida decarga en el medio filtrante y la misma tasa de filtración promedio. Esto significaque los filtros de tasa constante necesitarían una carga hidráulica disponible supe-rior a los de tasa declinante para obtener carreras de filtración de la misma dura-ción.

Por otro lado, fijar la carga hidráulica con la que un filtro o un sistema defiltración debe operar depende de otros factores, como el espesor y la granulometríadel medio filtrante, aspectos económicos, etcétera. Con cargas hidráulicas dispo-nibles mayores, las carreras de filtración resultan más largas, pero, por otro lado,están los inconvenientes de compactación del medio filtrante que dificultan el la-vado.

4.3.3 El método de control de los filtros

El método de control de los filtros también influye en la eficiencia de estasunidades. Los métodos de control operacional más utilizados son tasa constante ytasa declinante.

Mientras que en un filtro operado con tasa constante, este es forzado, haciael 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 seobtiene de un filtro operado bajo la condición de que no se fuerce a la unidad atrabajar con una tasa mayor a su capacidad de filtración, definida por el nivel decolmatación del medio filtrante. Esta última descripción corresponde al caso defiltros que se operan con tasa declinante. Es una forma de operación en la quecada 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 inhe-rentes al filtro propiamente dicho, al uso a que se destina al agua filtrada y a laexistencia de una operación eficiente.

Filtración 125

Los patrones de potabilidad varían entre los diversos países; por lo tanto, deun modo general, la turbiedad del efluente no debe superar las 5 UNT y, de prefe-rencia, tampoco ser mayor de una UNT. Se aconseja que el agua filtrada nopresente color; por lo tanto, se toleran valores inferiores a 5 UC. Desde el puntode vista bacteriológico, los filtros constituyen una barrera sanitaria a losmicroorganismos, al tener una eficiencia de remoción superior a 99%.

Es usual obteneragua filtrada que pre-sente las condicionesantes mencionadas através de filtros decapa única de arena yde dos o más capas. Sinembargo, la calidad delagua filtrada no esconstante desde el ini-cio hasta el final de lacarrera de filtración.Estudios realizados porArmitharajah y Wetstein mostraron que la degradación inicial del efluente es elresultado del lavado con agua en contracorriente. La figura 9-30 muestra la varia-ción de la calidad del agua filtrada después de que el filtro recién lavado entró enoperación.

Desde el punto de vista académico, representar los factores que influyenen la filtración por separado facilita la comprensión de la influencia que cada unoejerce. En la realidad, la filtración es una operación compleja que no puede seranalizada simplemente en función de una variable, sin tener en cuenta la influen-cia de las demás. La filtración de diferentes suspensiones en un mismo mediofiltrante y con las mismas características hidráulicas da como resultado efluentesde diferentes calidades y curvas de pérdida de carga de formas distintas. Algunasaguas presentan un periodo inicial de filtración con mejora considerable en lacalidad del efluente, mientras que otras no la tienen o la presentan por un cortoperiodo. Algunas aguas tienen curva de pérdida de carga aproximadamente lineal,mientras que otras presentan curvas exponenciales de la pérdida de carga enfunción del tiempo.

Figura 9-30. Variación de la calidad del efluente durante la carrera de filtración

Cal

idad


5. TIPOS DE UNIDADES DE FILTRACIÓN

5.1 Clasificación

Los sistemas de filtración pueden ser clasificados teniendo en cuenta lossiguientes parámetros: el lecho filtrante, el sentido del flujo durante la filtración, laforma de aplicar la carga de agua sobre el medio filtrante y la forma de controloperacional.

El cuadro 9-5 resume las diferentes alternativas para cada uno de losparámetros que usualmente se utilizan para clasificar los filtros rápidos.

Cuadro 9-5. Clasificación de los filtros rápidos

Parámetro de clasificación

Sentido del Controlflujo operacional

Simple (arena o Tasa constanteantracita) Descendente A gravedad y nivel variable

Tasa constanteLechos dobles o Ascendente y nivelmúltiples A presión constante

Ascendente-descendente Tasa declinante

5.2 Filtración por gravedad

La filtración rápida, realizada por gravedad, usualmente se emplea en lasplantas de tratamiento para fines de abastecimiento público. El factor económicoes la variable que define su preferencia de uso. Estas unidades pueden ser de flujoascendente (“filtro ruso”) y ser operadas con tasa de filtración constante o decli-nante. Cuando es de flujo descendente, la filtración rápida puede realizarse contasa declinante o constante en filtros de lecho único de arena o de lechos múlti-ples.

Lecho filtrante Carga sobreel lecho

Filtración 127

5.2.1 Filtración ascendente

La filtración ascendente presenta la ventaja de que el agua afluente escu-rre en el sentido en que los granos del medio filtrante disminuyen de tamaño, loque hace posible que todo el medio filtrante, constituido por arena, sea efectivo enla remoción de partículas suspendidas.

Aunque en la filtración ascendente de agua decantada las carreras de fil-tración resultan más largas si se las compara con la filtración descendente enlecho de arena, la carga hidráulica necesaria aguas arriba de los filtros y el mayorespesor 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 dela 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, deAmérica del Sur y de Centroamérica.

Las principales características comunes a estas unidades son las siguien-tes:

a) Tasa de filtración: 120 a 200 m3/m2/día.b) Fondo de los filtros: tipo Leopold, tuberías perforadas y placas perforadas

son los más comunes.c) Distribución de agua a los filtros: caja provista de vertederos, de la cual

parten tuberías individuales o tuberías individuales provistas de medidores yreguladores de caudal.

La figura 9-31 muestra, en forma esquemática, el diseño de un filtro de flujoascendente de tasa constante con fondo de placas perforadas.

5.2.2 Filtración descendente

Hasta hace pocos años, los filtros descendentes por gravedad eran diseña-dos para funcionar únicamente con tasa constante, y generalmente iban provistosde dispositivos automáticos de control de caudal y nivel. En los últimos años sehan desarrollado tecnologías que han simplificado sensiblemente la forma de ope-ración de los filtros de gravedad, como la operación mediante tasa declinante.


Este tipo deunidades es el quenormalmente se pre-fiere diseñar en lossistemas de abaste-cimiento públicos.Su mayor simplici-dad garantiza unaadecuada operación.No obstante que notienen las ventajasde la filtración as-cendente, son másconfiables conside-rando la dificultad deencontrar en lasplantas de trata-miento personal conuna adecuada cultu-ra de operación.

5.2.3 Filtración ascendente-descendente

La idea de realizar la filtración ascendente y descendente surgió despuésde constatar la posibilidad de fluidificación del medio filtrante al momento de lafiltración ascendente y del consecuente perjuicio de la calidad del agua filtrada.

Surgieron los filtros denominados Bi-Flow, donde parte del agua cruda coa-gulada es introducida en la parte superior, y la restante en la parte inferior delfiltro. La colección se hace por medio de tuberías provistas de bocas e instaladasen 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 lafluidificación del medio filtrante, este tipo de instalación presenta el inconvenientede que la colección del agua se hace en el interior del medio filtrante, donde lasbocas se pueden obstruir con el tiempo, por lo que requieren un mantenimientorutinario.

Figura 9-31. Esquema de un filtro de flujo ascendente ytasa constante

Tuberíasindividuales

Descarga deagua delavado

Agua

filtradaAguapara

lavado

Canaleta de colecciónde agua filtrada o de

agua de lavadoCámarasindividuales

Cámaraúnica

Dren

Aguacruda

2,00 m

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

Filtración 129

Figura 9-32. Esquema de un filtro Bi-Flow

Para controlar esta situación, aparecieron los superfiltros, los cuales reali-zan la filtración ascendente y descendente. Se realiza, en primer lugar, la filtraciónde flujo ascendente y, en seguida, la de flujo descendente. La figura 9-33 presentaun esquema en planta y en corte de una instalación típica de superfiltración.

Figura 9-33. Arreglo típico de una instalación de superfiltración

Fondo

Capa soporte

Medio filtranteAgua paralavado

Agua crudacoagulada

Impactoinercial

Descarga deagua de lavado

Agua filtrada

Dren

Agua crudacoagulada

Agua delavado

Descargade agua de

lavado

Aguaflltrada

Aguafiltrada

Planta

Agua delavado

Descargade agua de

lavado Canaleta para colectar elagua de lavado

Corte

Medio filtrante

Capa soporte

Flujodescendente

Flujoascendente

Flujodescendente


5.3 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 afluen-te sea repartido equitativamente y el nivel de agua en cada filtro varíe indepen-dientemente del nivel de los demás, el caudal de filtración será constante, ya queel aumento de resistencia del filtro es acompañado por el aumento de carga hi-dráulica disponible. El nivel del agua en la caja del filtro variará desde un valormínimo, 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 diver-sos filtros de una batería, y dependerá solamente del grado de colmatación delmedio filtrante de cada uno de ellos. Al inicio de la operación, el medio filtranteestará limpio y, por lo tanto, para evitar que el nivel mínimo se localice debajo de lacima de la capa filtrante, la instalación deberá estar provista de una válvula u otrodispositivo cualquiera en la tubería efluente para ajustar el nivel mínimo. La co-nexión de las salidas individuales de los filtros en un canal provisto de un vertederotambién podrá ser utilizada para este fin. Este método de operación se conocecomo “distribución equitativa de caudal”.

La figura 9-34 muestra las características principales de arreglo típico deentrada y salida de los filtros cuando se emplea este método de control.

Esta forma deoperación presenta di-versas ventajas res-pecto al método de tasay nivel constante:

a) Considerandoque el caudal to-tal afluente esconstante, latasa de filtra-ción se mantie-ne constantesin el empleo deequipos de con-trol.

Figura 9-34. Arreglo típico de entrada y salida de los filtros de tasa constante y nivel variable

Vertedero condescarga libre

Nivle mínimo

Sistema de drenaje

Medio filtrante

Agua paralavado Reservorio

Nivel máximo

Descarga

Decantador

Canal de distribuciónde agua decantada

Dren

Filtración 131

b) El caudal es distribuido en proporciones iguales entre los diversos filtros pormedio de dispositivos simples, como un vertedero.

c) Cuando un filtro es retirado de operación para ser lavado, el caudal corres-pondiente al mismo es distribuido igualmente entre los filtros restantes de lamisma batería, de modo que el nivel en cada filtro aumente gradualmentehasta que haya carga suficiente para filtrar el nuevo caudal (de este modo,el aumento de filtración es gradual, sin perjuicio sustancial de la calidad delafluente).

d) Después del inicio de operación de un filtro lavado, la disminución de la tasade filtración en los demás filtros también es gradual, sin que ocurra perjui-cio de la calidad efluente.

e) La pérdida de carga de un filtro cualquiera es visual y depende solamentedel operador la verificación de la ocurrencia del nivel máximo permitidopara que se proceda al lavado del mismo.

f) La ubicación de la cresta del vertedero de salida arriba de la cima de lacapa filtrante elimina la posibilidad de ocurrencia de presión inferior a laatmosférica en el interior del lecho filtrante, hecho común en el sistema defiltración operado con tasa y nivel constante.

g) 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 tasade filtración constante, es la altura adicional de la caja del filtro debida al vertede-ro 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 novaría mucho. Se puede considerar la carga hidráulica disponible aproximadamen-te constante. Manteniéndose constante la resistencia del filtro, se tiene como re-sultado un valor aproximadamente constante de la tasa de filtración.

Al inicio de la carrera de filtración, el medio filtrante está limpio, y para quela resistencia total del filtro sea mantenida constante, es necesario un dispositivocontrolador que genere un valor de pérdida de carga igual a la diferencia entre lacarga 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 desoporte y pérdida de carga en drenaje, tuberías y accesorios). A medida que pro-gresa la carrera de filtración, aumenta la pérdida de carga (ht) en el medio filtrante


debido a la retención de partículas y, como resultado, la pérdida de carga introdu-cida por el dispositivo controlador debe disminuir, como lo muestra la figura 9-35,para la filtración rápida descendente.

Cuando el dispositi-vo controlador genere elmenor valor posible de pér-dida de carga referente ala tasa de filtración fijada,el filtro debe ser lavado,pues de aquel momento enadelante, cualquier aumen-to de la pérdida de cargaen el medio filtrante no serácompensado por el dispo-sitivo controlador.

Si es que el valor to-tal afluente a la instalaciónde filtración fuera constan-te, el nivel de agua prefija-do en los filtros permane-cerá aproximadamenteconstante 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 mismabatería. Este aumento de nivel es proporcional al número de filtros de la mismabatería y al tiempo que el filtro por lavar permanece fuera de operación. Paraevitar esos aumentos de nivel, algunos equipos poseen también un dispositivo decontrol de nivel, los cuales son accionados en esas ocasiones.

Si la suma de los caudales efluentes de los filtros no fuera exactamenteigual al caudal total afluente, el nivel del agua en el interior de algunos filtros subiráo bajará lentamente. En estas condiciones, el operador intentará ajustar el contro-lador de modo de evitar el rebosamiento o vaciamiento de los filtros. Normalmen-te, se ajusta uno o más controladores de caudal, de manera que la suma de loscaudales efluentes de los filtros igualen el caudal total afluente.

Estos ajustes, que se realizan de manera automática por lo general se rea-lizan abruptamente, y pueden perjudicar la calidad de los efluentes de los filtros.

Figura 9-35. Variación de la pérdida de carga enfunción del tiempo para tasa de filtración constante

y nivel de agua constante

Agua delavado

Tiempo de filtración

Aumento de la pérdidade carga en el filtro

Tasa

de

filtra

ción

Pér

dida

de

carg

a

Disminución de lapérdida de carga en elcontrolador

t1

Cargadisponibleconstante

Valor fijado

Pérdida decarga inicialen el filtro

Pérdida decarga inicial enel controlador

t2

Filtración 133

Generalmente, los controladores de caudal y nivel utilizados en la prácticapermiten una variación relativamente pequeña para ajuste de nivel.

De este modo, cuando un filtro de la batería es retirado de operación paraque se le efectúe el lavado, el nivel de agua intenta subir en los demás y, enconsecuencia, el dispositivo de control de nivel acciona el controlador de caudal ypermite que un caudal mayor sea filtrado. Existe la posibilidad de que esas varia-ciones de caudal sean bruscas y perjudiquen la calidad de los efluentes de losfiltros en operación.

Los dispositivos de control de caudal instalados en la tubería efluente fun-cionan según el principio de causa y efecto; es decir, ninguna corrección se hacea 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 losdispositivos puede ser mecánica, neumática, eléctrica, hidráulica o el resultado dela combinación de dos o más medios de conexión. El medidor de caudal puede serun Venturi, de boquilla o de orificio. Como el caudal en estos medidores es propor-cional a la diferencia de presión a la válvula de control, la válvula de controlpermitirá que el caudal sea corregido siempre que el valor medido fuera diferente

Figura 9-36. Filtro de tasa y nivel constante

Medio filtrante

Decantador

Canal de distribuciónde agua en los filtros

Controlde nivel

Conexión entrecontrolador de nively válvula de control

Cargahidráulica total

constanteAgua paralavado

Controladorde caudal

Compuerta paraentrada de agua

Colección de aguade lavado

Drenaje

Dren

Descargade agua de

lavado


de aquel preestablecido por el fijador. Además de estos componentes, los disposi-tivos de control de caudal y nivel poseen un medidor de nivel que también podráaccionar la válvula de control.

La figura 9-36 presenta el esquema de un filtro con un controlador de cau-dal y nivel instalado en la tubería efluente.

Los principales inconvenientes de los filtros operados con tasa y nivel cons-tantes son los siguientes:

a) Costo elevado de equipos.b) Costo elevado de operación y mantenimiento.c) Necesidad de control de nivel, automático o manual.d) Posibilidad de deterioro del efluente producido por los ajustes de nivel rea-

lizados por los equipos.

La figura9-37 presenta de-talles de los equi-pos automáticosde control de cau-dal y nivel. Se notaque la válvula so-lenoide de tresvías puede ser ac-cionada tanto porel controlador denivel como por eldiferencial de pre-sión del Venturi decontrol. Tambiénse utiliza el sifónparcializador, pre-sentado en la figu-ra 9-38.

Figura 9-37. Dispositivo automáticocontrolador de caudal y nivel

Venturi

Interruptor

Flujo

NivelNivel de filtro

110 ó 220 V Conforme especificaciones

Válvula mariposa

Válvula piloto

Válvula diafragmaVálvula solenoidede 3 vías Dren

Entrada a presión

Filtración 135

Si el caudal total afluente a los filtros fuera constante y estos fueran idénti-cos, el control será hecho por el fluctuador, que permitirá una entrada de aire sifóncompatible con el nivel de operación prefijado.

5.3.3 Tasa declinante

Otro sistema de operación consiste en aquel donde la carga hidráulica dis-ponible es íntegramente aplicada desde el inicio hasta el final de la carrera defiltración, lo que conlleva, con el transcurso del tiempo, una disminución gradualdel caudal filtrado. Se sabe también que la calidad del efluente con tasa declinantees superior, con carreras de filtración más largas, en relación con la obtenida enfiltros operados con tasa constante. Algunas modificaciones introducidas en elsistema de tasa constante permitieron que se pudiese emplear con éxito el sistemade tasa declinante. Este es semejante al de al figura 9-34, con la diferencia de laentrada, que es hecha debajo del nivel mínimo de operación de los filtros, como lomuestra la figura 9-39.

Como la distribución de agua hacia cada una de las unidades de filtraciónde la misma batería es hecha por medio de una tubería o un canal común dedimensiones relativamente grandes (para que la pérdida de carga pueda ser con-siderada despreciable), el nivel de agua es prácticamente el mismo en todos losfiltros que integran la batería y en el canal común de distribución de agua (princi-pio de vasos comunicantes).

Figura 9-38. Sifón parcializadorpara control del caudal

Figura 9-39. Esquema de sistema de filtracióncon tasa declinante sin almacenamiento

sustancial aguas arriba de los filtros

Entradasumergida

Des

carg

a

Dren

Res

ervo

rio

Agua delavado

Nivel mínimo

Nivel máximoAgua decantada

Decantador

Medio filtrante

Sistema dedrenaje


En estas unidades se identifican tres niveles de operación, N1, N2 y N3. Elnivel N2 (nivel máximo) corresponde al instante en que un filtro de la batería debeser lavado. Tam-bién se denominaa este nivel deoperación nivelmáximo de ope-ración de los fil-tros, que viene aser el instante enel que se ha utili-zado la totalidadde la carga hi-dráulica disponi-ble para la filtra-ción en la batería.

Durante ellavado de un fil-tro, los restantesde la batería de-ben absorber elcaudal del filtro retirado de operación y, de este modo, el nivel de agua en ellossube hasta alcanzar el valor máximo N3. Finalmente, cuando el filtro recién lava-do es puesto en operación, este filtra un caudal superior a aquel obtenido cuandofue 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 unvalor mínimo, que es el nivel N1. De ahí en adelante, el nivel de agua en la bateríade los filtros subirá progresivamente debido a la retención de impurezas en losfiltros, hasta que el nivel N2 sea nuevamente alcanzado. Esto significará que otrofiltro habrá concluido con la carrera de filtración y deberá ser retirado para sulavado.

El filtro que se retirará para el lavado será aquel que tenga el mayor núme-ro de horas en operación de filtración.

Las principales ventajas del sistema de tasa declinante con relación al siste-ma de tasa constante con controlador de caudal son las siguientes:

Figura 9-40. Variación de la pérdida de carga y turbiedad delos efluentes de las instalaciones piloto para la tasa media de

293 m3/m2 sin el empleo de válvula limitadora de caudal

Pér

dida

de

carg

a(c

m)

Carrera de filtración en el SFTD

SFTDTu

rbie

dad

del e

fluen

te

de 22 a 27 (UT)

Turbiedad del afluente

FTC SFTD

Setiembre de 1979

Final de lacarrera de filt. en el FTC

Inicio deoperaciónen el FTC

FTC

187,5

125,0

62,5

0

1,5

0

0,5

Filtración 137

a) 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.

b) La pérdida de carga es evidente para el operador por la simple observacióndel nivel de agua en los filtros.

c) La calidad del efluente es mejor cuando la tasa de filtración disminuyedesde el inicio hasta el final de la carrera de filtración (figura 9-40).

d) Es mayor el volumen de agua producido por unidad de pérdida de cargadebido a la retención de partículas.

e) La carga hidráulica necesaria para la filtración es menor.f) Se evita la ocurrencia de presión inferior a la atmosférica en el interior del

medio filtrante.g) Se eliminan los equipos mecánicos de control de toda índole, con la consi-

guiente reducción en los costos iniciales.

Hasta hace poco tiempo, se pensaba que la tasa de filtración disminuiríagradualmente desde el inicio hasta el final de la carrera de filtración, excepto enlos instantes en que fuese retirado de operación un filtro para lavado, tal como sepuede apreciar en la figura 9-41.

Resultados eninvestigaciones reali-zadas en instalacionespiloto, donde la capa-cidad de almacena-miento aguas arribade los filtros era prác-ticamente desdeña-ble, evidencian quelas variaciones de ni-vel son semejantes alas de la figura 41. Sinembargo, las tasas defiltración son prácti-camente constantesentre lavados sucesi-vos, lo que puede ve-rificarse en las figu-ras 9-42 y 9-43, que

Figura 9-41. Variación de la tasa de filtración, pérdida decarga y nivel de agua durante el funcionamiento del filtro 1

Tasa

de

filtra

ción

Lavadofiltro 1

Lavadofiltro 2

Lavadofiltro 3

Lavadofiltro 4Variación de la tasa

de un filtro

El nivel del aguaes igual en todos

los filtros

Debido a la retenciónde partículas

Medio filtrante limpio

Drenaje de tuberías yaccesorios

Pér

dida

de

carg

a

Tiempo de funcionamiento

N2

N1 N1

N2N2

N3 N3N3

N1



F1

F4

F3

F3

F2

F1

F4

N1

F1F2F3F4 F2

Lav. F2

20/0919/09

Altu

ra d

e la

lám

ina

de a

gua

sobr

e el

verte

dero

de

salid

a (m

m)

Tasa

de

filtra

ción

(m3 /m

2 día

)

Lav. F4Lav. F3

Lav. F2 Lav. F4Lav. F3

presentan datos levanta-dos en un prototipo y unainstalación piloto, respec-tivamente.

Estas investigacio-nes demuestran que latasa de filtración disminu-ye en forma escalonadadurante la carrera de fil-tración.

Cuando existe cier-ta capacidad de almace-namiento aguas arriba delos filtros, como se ha ob-servado en los prototipos(figura 9-42), al contrariode lo que ocurre en las ins-talaciones piloto, el tiem-po necesario para alcan-zar el nivel N1 es de al-gunas horas.

Las figuras 9-42 y9-43 muestran resultados de operación de baterías de cuatro filtros después dealcanzado el proceso repetitivo o de haber conseguido la instalación de la tasadeclinante. Al inicio de la operación, todos los filtros se encuentran limpios y sehace necesario establecer cierta metodología para la instalación de la tasa decli-nante, 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 núme-

ro 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.

Figura 9-42. Variación del nivel en el canal comúnde distribución de agua y de las tasas de filtración

(q med = 292 m3/m2/d)

Filtración 139

Figura 9-43. Variación de la pérdida de carga y tasade filtración media de 293 m3/m2/d

Figura 9-44. Inicio de operación de un sistema de filtración con tasa declinanteconstituido por cuatro filtros

F1 F2 F3 F4

F4 F1 F2 F3

F3 F4 F1 F2

F2 F3 F4 F1

F1 F2 F3 F4 F1 F2 F3 F4 F1

Al Al Al Al Al’ Al’ Al’ Al’Intervalo detiempo Tiempo (horas)

Tiempo (horas)

Tasa defiltraciónpromedio

Nivel N3

Nivel N2

Nivel N1

LavadosLavados

NO

Niv

el d

el a

gua

en e

lca

nal c

omún

de

entra

daTa

sa d

e fil

traci

ón

F2F2

F3

F1 F1 F1

F4F3 F4F2 F3 F4

q1 = q2q3 = q4

qm

Tasa

de

filtra

ción

(m3 /m

2 /día

)

F1

Lavados

Pér

dida

de

carg

a (m

m)

Julio de 1979

Incremento delnivel

Disminución delnivel

F3

F4

F2F1 F2 F3 F4

F2

2.540

1.905

1.270

410

351

293

234

176

118

59


Después de haber alcanzado la instalación de la tasa declinante, las varia-ciones de nivel en el canal común de distribución del afluente y de las tasas defiltración resultan semejantes a las presentadas en la figura 9-45, cuando la capa-cidad de almacenamiento aguas arriba de los filtros es pequeña. Consecuente-mente, son relativamente pequeños los intervalos de tiempo comprendidos entreel retiro de un filtropara el lavado y elinstante en que elcaudal afluenteiguala al efluentetotal.

Estudios ex-perimentales desa-rrollados por DiBernardo en insta-laciones piloto y enprototipos permitendesarrollar mode-los matemáticosque facilitan el di-seño de estas uni-dades.

5.4 Medios filtrantes

5.4.1 Filtros de lecho simple

En los medios de arena convencionales, la permeabilidad aumenta con laprofundidad del filtro. En estas condiciones, los granos más pequeños quedanarriba y los más grandes abajo. Esto significa que a medida que el flóculo penetradentro del lecho, encuentra poros más y más grandes por donde puede pasar conmás facilidad. Es obvio que debido a esta estratificación inconveniente, el mayorporcentaje de partículas queda retenido en la superficie y, por lo tanto, la capaci-dad de almacenamiento de flóculos es limitada.

Figura 9-45. Configuración típica de un sistema de filtracióncon tasa declinante

Tiempo

Lavado en contracorriente

Tasa

de

filtra

ción

Niv

el e

n el

can

al c

omún

de

alim

enta

ción

a lo

s fil

tros

Nivel N1

Nivel N2Nivel N3

Filtración 141

5.4.2 Filtros de lecho múltiple

La solución lógica al problema de los filtros de lecho simple consiste enconseguir que la permeabilidad del lecho disminuya con la profundidad, de formaque los flóculos puedan penetrar y encontrar el medio más fino en las capas infe-riores del filtro y el más grueso en las capas superiores. Como al emplear un solotipo de material granular esto no es posible, pues el flujo de lavado lo estratifica ensentido contrario, se pensó en utilizar medios de diferentes densidades, de maneraque los granos gruesos fueran de un material poco denso, para que el flujo ascen-dente de lavado los estratifique y queden encima de los granos finos, cuya densi-dad es mayor.

En la figura 9-46 se esquematiza la estratificación del material filtrantepara el caso de un lecho de arena, un lecho doble (arena y antracita) y un lechoideal para la filtración descendente. Como se observa en el caso de lechos doblesde arena y antracita, se consigue tener el material más grueso en la capa superiory el más fino en las capas inferiores. Esto no es sino una aproximación a la estra-tificación granulométrica ideal en filtración descendente.

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 dela suspensión sean semejantes, la filtración rápida bajo presión poco difiere de larealizada por gravedad. La filtración rápida bajo presión se realiza en tanques delámina de acero y puede ser de flujo ascendente, descendente con medios filtrantesconstituidos por una o más capas y ascendente-descendente (Bi-Flow y superfiltro).

Permeabilidad

Antracita - ArenaLecho de arena

Tamaño

Aren

aA

ntra

cita

Lecho ideal

PermeabilidadTamañoPermeabilidadTamaño


Las figuras 9-47, 9-48 y 9-49 presentan, respectivamente, arreglos típicosde superfiltros verticales y horizontales, y filtros de flujo descendente bajo pre-sión.

Figura 9-47. Filtro ascendente-descendente bajo presión vertical

Figura 9-48. Filtro ascendente-descendente bajo presión horizontal

Desc. agua delavado

Agua cruda

Dosificación decoaguante

Alternativa desc. agua lavado

H (Aprox. 4,70 m)

Lámina de acero

Placadeflect.

Del tanqueelevado

Aguafiltrada

Alternat. aguade lavado

Lecho decontacto

Filtro rápido

Agua paralavado

Placa

Filtro rápidoLecho de contacto

Filtro Alternativa paralavado

Salida

agua filtradaAgua cruda

con coagulante

Desc.

Alternativa

Agua de lavadodel reservorio

elevadoL (Longitud del cilindro)

Alternativa paralavado

Filtro0,60

1,20

1,20

0,60

0,30

0,35

Filtración 143

6. FILTRACIÓN DIRECTA

La solución adecuada para tratar aguas superficiales de baja turbiedad ycolor es aquella conocida como filtración directa. En general, la unidad de filtra-ción está precedida por la mezcla rápida y la prefloculación o solamente por lamezcla rápida. Cuando la fuente de abastecimiento es un lago, la presencia dealgas en cantidades superiores a 1.000 unidades por mililitro puede reducirsignificativamente la carrera de filtración. La mayor parte de las investigacionesrealizadas con instalaciones de filtración directa, como los trabajos de Monscvitzy colaboradores, Culp, Tredgett, Hutchison y colaboradores, Tate y colaboradoresy Di Bernardo, han mostrado que la turbiedad del agua cruda debe ser inferior a20 UNT, color inferior a 40 UC y, siempre que sea posible, utilizar pequeñas dosisde 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 estarinvolucrados son los siguientes:

Filtración directa descenden-te: mezcla rápida y filtración descen-dente o mezcla rápida, preflocu-lación y filtración descendente. Eneste último caso, la necesidad de in-corporar la prefloculación se defineen el ámbito del laboratorio.

Para el caso de filtración as-cendente, los procesos involucradosserían mezcla rápida seguida de lafiltración ascendente. En este caso,no cabría la posibilidad de conside-rar la prefloculación, pues esta seestaría produciendo necesariamenteal pasar el agua por el lecho de soporte del filtro, el mismo que se estaría compor-tando como un floculador de medio poroso.

Figura 9-49. Filtro de presióndescendente (vertical)


Este tipo de filtración tiene una mayor capacidad de remoción que uno deflujo descendente y la explicación está en que la filtración se realiza en el sentidodecreciente de la granulometría, con lo que se aprovecha mejor toda la capafiltrante. Adicionalmente, este tipo de filtración presenta un crecimiento menosacentuado de la pérdida de carga a lo largo de la carrera de filtración.

La filtración directa ascendente-descendente tiene como procesos la mez-cla rápida y la filtración ascendente seguida de la filtración descendente. Este tipode 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) El costo de construcción de la planta de tratamiento puede disminuir hastaen 50% con respecto al de una planta convencional.

b) Menor costo de operación y mantenimiento.c) Reducción sustancial del consumo de coagulante.d) Menor volumen de lodo producido en la planta.e) Facilidad en el tratamiento de agua cruda con baja turbiedad.

6.3 Desventajas de la filtración directa

a) Dificultad en el tratamiento de agua con alto contenido de color o turbiedad.b) Necesidad de monitoreo continuo o control riguroso de los principales

parámetros de calidad del agua cruda y tratada.c) El tiempo de retención total para el tratamiento es relativamente corto, lo

que implica que debe reaccionarse rápidamente ante las modificaciones decalidad del agua cruda.

d) Posibilidad de paralización temporal de la planta, debido a errores en ladosificación de coagulante.

Filtración 145

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CAPÍTULO 10

DESINFECCIÓN

Quím. Ada Barrenechea MartelIng. Lidia de Vargas

Desinfección 155

1. INTRODUCCIÓN

La desinfección es el último proceso unitario de tratamiento del agua ytiene como objetivo garantizar la calidad de la misma desde el punto de vistamicrobiológico y asegurar que sea inocua para la salud del consumidor.

Si bien la práctica muestra que los procesos de coagulación, sedimentacióny filtración remueven el mayor porcentaje de microorganismos patógenos del agua,la eficiencia de los mismos no llega al 100%.

Por otro lado, las aguas suministradas por una planta de tratamiento deagua para consumo humano pueden sufrir recontaminación en los tanques dealmacenamiento o en las redes de distribución antes de ser distribuidas a la pobla-ción. La desinfección debe protegerlas también de estas situaciones de riesgoposteriores al tratamiento.

2. LA DESINFECCIÓN

En términos prácticos, desinfectar el agua significa eliminar de ella losmicroorganismos existentes, capaces de producir enfermedades.

En la desinfección se usa un agente físico o químico para destruir losmicroorganismos patógenos, que pueden transmitir enfermedades utilizando el aguacomo vehículo pasivo.

La desinfección es un proceso selectivo: no destruye todos los organismospresentes en el agua y no siempre elimina todos los organismos patógenos. Poreso requiere procesos previos que los eliminen mediante la coagulación, sedimen-tación y filtración.

Para diferenciar claramente los conceptos referidos a la destrucción deorganismos patógenos del agua, es necesario distinguir los siguientes términos:


a) Agente esterilizante: es aquel capaz de destruir completamente todos losorganismos (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 aguapuede obedecer a los siguientes objetivos:

a) Reducir el contenido inicial de contaminantes microbiológicos en el aguacruda (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 queno requiere otro tratamiento.

Para que la desinfección sea efectiva, las aguas sujetas al tratamiento de-ben encontrarse libres de partículas coloidales causantes de turbiedad y color, lascuales pueden convertirse en obstáculos para la acción del agente desinfectante.

La desinfección alcanza una eficiencia máxima cuando el agua tiene unaturbiedad cercana a la unidad. Por ello es indispensable desplegar los esfuerzosnecesarios para que los procesos de tratamiento previos sean efectivos y eficien-tes.

3. TEORÍA DE LA DESINFECCIÓN

Teóricamente, la acción desinfectante de las sustancias químicas se realizaen dos etapas:

a) La penetración de la pared celular.

b) La reacción con las enzimas, inhibiendo el metabolismo de la glucosa y, portanto, provocando la muerte del organismo.

Desinfección 157

3.1 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 definitivaen el proceso de desinfección. La reacción de los microorganismos frente a undesinfectante parece estar determinada por la resistencia de sus membranas ce-lulares a la penetración del mismo y por la relativa afinidad química con las sus-tancias vitales del microorganismo.

Las bacterias como las del grupo coliforme y las salmonelas son las menosresistentes a la desinfección, pues su respiración se efectúa en la superficie de lacélula.

El número de microorganismos presentes en el agua no afecta el procesode desinfección. Ello quiere decir que para matar una gran cantidad de micro-organismos se requiere la misma concentración y tiempo de contacto del desin-fectante que para eliminar una cantidad pequeña, siempre y cuando la temperatu-ra y pH del agua sean los mismos.

Cuando las bacterias forman aglomerados celulares, las que se encuentranprotegidas en el interior pueden sobrevivir luego del proceso de dosificación deldesinfectante. Para evitar que esto ocurra, es necesario favorecer la distribuciónuniforme de los microorganismos en el agua, lo cual se puede lograr mediante laagitación.

3.1.2 La naturaleza y concentración del agente desinfectante

Desinfectantes como el cloro y derivados pueden formar en el agua unaserie de especies químicas cloradas, de diferente eficiencia desinfectante.

Por otro lado, la concentración del desinfectante determinará el tiempo decontacto 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.


Sin embargo, es necesario tener en cuenta que la solubilidad de los agentesdesinfectantes en estado gaseoso es inversamente proporcional a la temperatura.Por tanto, en condiciones extremas de temperatura —por ejemplo, en lugaresdonde el agua llega a menos de 5 ºC o en otros donde puede tener 35 ºC—, lacantidad del desinfectante disuelto en el agua variará considerablemente; serámenor a mayor temperatura y viceversa.

3.1.4 La naturaleza y calidad del agua

La materia en suspensión puede proteger a los microorganismos existentesen el agua e interferir en la desinfección.

La materia orgánica puede reaccionar con los desinfectantes químicos ycambiar su estructura.

En ciertos casos, si en el agua persisten compuestos orgánicos que no hansido removidos en los procesos previos a la desinfección, se pueden generar deri-vados tóxicos o compuestos que confieren sabor u olor al agua, muchos de ellosdesagradables, lo que cambiaría su calidad organoléptica.

3.1.5 El pH

El pH del agua es de suma importancia para la vida de los microorganismosacuáticos, ya que valores muy altos o muy bajos ofrecen a los microorganismosun medio adverso, con excepción de los quistes de amebas, que soportan pH tanaltos como 13 ó tan bajos como 1.

Por otra parte, la acción de los desinfectantes es fuertemente influenciadapor el pH del agua. De acuerdo con su naturaleza, cada desinfectante tiene unrango de pH de mayor efectividad. Sin embargo, la práctica demuestra que cuan-to más alcalina es el agua requiere mayor dosis de desinfectante para una mismatemperatura y tiempo de contacto.

3.1.6 El tiempo de contacto

Cuanto mayor es el tiempo de contacto, mayor será la posibilidad de des-trucción 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 cloropor el tiempo de contacto, necesarios para inactivar virus y protozoarios en fun-ción 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 7,5y a las temperaturas mayores.

Cuadro 10-1. Valores de tiempo de contacto versus dosis de cloro (TD) parala destrucción de microorganismos patógenos

Virus Protozoarios

pH 0–5 ºC 10 ºC 5 ºC 15 ºC 25 ºC

6,0 — — 80 25 157,0 — — 100 35

7,0 – 7,5 12 8 — —7,5 – 8,0 20 15 — — —

8,0 — — 150 50 158,0 – 8,5 30 20 — — —8,5 – 9,0 35 22 — — —

3.2 Variables controlables en la desinfección

Las principales variables controlables en el proceso de desinfección son lassiguientes:

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 puntofundamental de este tema consiste en un estudio del mecanismo de la desinfec-ción.

Finalmente, cuando el desinfectante es un producto químico, resulta funda-mental la concentración de la sustancia activa y su efectividad con cada tipo demicroorganismo que se desea desactivar.


3.3 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 destruc-ción o inactivación de las enzimas.

Las enzimas son producidas en el interior de las células y son protegidaspor las membranas celulares. En el caso de los desinfectantes químicos, se consi-deran muy importantes las siguientes características:

a) La capacidad de penetración del desinfectante a través de las membranascelulares.

b) La producción de reacciones con las enzimas de la célula de manera deproducir un daño irreversible en su sistema enzimático.

Los halógenos y especialmente el cloro cumplen con estas características.

3.4 Cinética de la desinfección: la ley de Chick

La desinfección del agua noes un proceso instantáneo, ya quese realiza a una cierta velocidad, lamisma que está determinada por tresfactores:

a) el tiempo de contacto;

b) la concentración del desinfec-tante, y

c) la temperatura del agua.

Cuando los microorganismosson expuestos bajo condiciones idea-les a la acción de un desinfectante,la tasa de destrucción sigue la leyde Chick.

Figura 10-1. Representación gráfica dela ley de Chick

Tiempo t, min.

100

90

80

70

60

50

40

30

20

101000 200 300 500400

K2,303

Desviaciones

n x

100

n0

Desinfección 161

Esta ley señala que el número de microorganismos destruidos por unidad detiempo es proporcional al número de microorganismos remanentes.

Esto se explica de la forma siguiente:

_ dn = kn dt

donde:

n = número de microorganismos por litrot = tiempo en minutosk = constante de velocidad

Integrando la ecuación anterior desde t = 0 a t = ty desde n = n0 a n = nt :

ln nt = - kt o n0

n0 = e kt = Rnt

donde:

n0 = número de microorganismos por litro a t = 0nt = 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 bacte-rias, tal como se nota en la constante de velocidad, por ejemplo, del HOCl paraE. coli y para el virus de la poliomielitis.


Por ejemplo, en la cloración, los valores de k para estos organismos a 6 ºCson los siguientes:

20 C0,9 y 4 C0,9

t t

respectivamente, donde C es la concentración de HOCl en miligramos por litro yt es el tiempo en minutos.

Estos valores de k indican que para el ejemplo dado, k es proporcional a laconcentración 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 pri-mer orden. Por ello se presentan desviaciones de la ley de Chick. Por ejemplo, laeliminación de Entamoeba histolytica con cloro libre o yodo corresponde a unareacción donde se podría aplicar dicha ley; en cambio, algunos virus no sigueneste comportamiento. Por ello, es necesario realizar la elaboración de las gráficascorrespondientes, en la práctica, y determinar la desviación en cada caso especí-fico.

La ley de Chick puede tomarse como referencia para conocer el comporta-miento de un determinado proceso de desinfección. Conociendo el número demicroorganismos y la cantidad de ellos en un determinado tiempo (n/no), se puededeterminar 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 quí-micos.

4.1 Agentes físicos

4.1.1 Sedimentación natural

La sedimentación natural es un proceso por el cual se realiza la decanta-ción de partículas en suspensión por la acción de la gravedad.

Desinfección 163

La decantación natural del material fino, como limo y arcillas, ayuda a laremoción de las bacterias; sedimentan más rápidamente los esporulados y loshuevos de helmintos. La eficiencia de remoción de estos microorganismos depen-derá 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 micro-organismos patógenos del agua puede concentrarse en los lodos, es necesariotener en cuenta que los presedimentadores, usados para abastecimiento de aguacruda, requieren un manejo cuidadoso a fin de no captar aguas estratificadas cuyacalidad cause problemas en la planta de tratamiento. Por estas consideraciones,se recomienda:

a) Estudiar el comportamiento del presedimentador, tanto en verano como eninvierno, en función de la calidad fisicoquímica y bacteriológica del aguaque se capta.

b) Eliminar periódicamente los lodos generados, para lo cual debe conocersepermanentemente la altura que va tomando. No es recomendable devolvereste material al curso de agua cercano, ya que su alto grado de contamina-ción afectaría seriamente los demás usos del agua (agricultura, pesca, et-cétera). Estos lodos deben ser retirados por medios mecánicos y tratadoscon cal, a fin de eliminar los huevos de helmintos existentes.

c) Efectuar la circulación vertical del agua, con la finalidad de eliminar laestatificación o de lograr que esta se produzca a la mayor profundidadposible, 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 bas-tante eficientes en la remoción de la mayoría de las bacterias, protozoarios y virusque se encuentran en el agua, debido a que estos microorganismos son partículascoloidales y por ello se encuentran sometidos al mismo mecanismo de remociónde los demás coloides.

Evidentemente, al continuar la aglutinación de partículas, las bacterias y losvirus son incorporados dentro de los microflóculos y se sedimentan.


Por esta caracte-rística, en los lodos pro-venientes de los sedi-mentadores, se encuen-tra gran cantidad de bac-terias y virus, lo que obli-ga a manejar estos lodoscon bastante cuidado porsu peligro potencial.

Estos procesos decoagulación-floculación-sedimentación son bas-tante eficientes para laremoción de bacteriasvegetativas, tal como seobserva en la figura10-3, dibujada sobre labase de los datos pro-porcionados por Sastry ycolaboradores. En esascurvas se observa que la

remoción de bacterias es di-rectamente proporcional a laremoción de turbiedad y quesi se manejan adecuadamen-te esos procesos, se puedeobtener una eficiencia de99,7%. Robeck y colaborado-res hallaron que alincrementarse la dosis desulfato de aluminio comocoagulante, en un agua sem-brada con virus, podíanobtenerse remociones de 99%,tal como se muestra en la fi-gura 10-3.

Figura 10-2. Porcentaje de remoción de bacteriasen un agua coagulada y sedimentada

5006

7

400

300

200

100908070

60

50

40

30

20

10987

6

5

40 20

3

30 40 50 60 70 80 99989590 9999.8 50

40

30

20

15

10

Turbiedad inicial 480 U.J.Tiempo de floculación 20 minTiempo de sedimentación 10 min

E. coli

Enterococos

Coliformes

Porcentaje de remoción NMP/100 mL

Turb

ieda

d re

sidu

al (U

.J.)

Figura 10-3. Remoción de virus T-4mediante coagulación y floculación

Dosis de sulfato de aluminio mg/L

Turb

ieda

d re

mov

ida

%

Viru

s re

mov

idos

%

Turbiedadremovida

Virusremovidos

pH 7,00

pH 8,30

pH 7,00

pH 8,30

pH 5,24

pH 5,24

pH 6,17

pH 6,17

Desinfección 165

Por otra parte, Carlson y colaboradores reportan que las partículas de arci-lla absorben los virus muy rápidamente. Concluyen que la inactivación de los virusocurre en dos etapas: en la primera se produce una mezcla de virus e iones dealuminio, y en la segunda, luego de la aglutinación ocurre la sedimentación de losflóculos.

La reducción del contenido de virus en el agua llega hasta 98%, y 90% dela 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 laadherencia de la arcilla es irreversible, de tal manera que debe estudiarse cuida-dosamente el manejo de estos lodos, por el impacto que puede producir su verti-miento a cursos de agua superficial.

4.1.3 La filtración

Los filtros lentos pueden llegar a remover 96% de bacterias, cuando elagua no presenta más de 100 ppm de materias en suspensión y 200 bacterias pormililitro.

Los filtros rápidos pueden llegar hasta 98% de eficiencia en la remoción debacterias.

La filtración es muy efectiva en la retención de los microorganismos gran-des, como las algas y diatomeas; pero los olores y sabores asociados a ellos noson eliminados a menos que se consideren otros procesos específicos para estefin.

4.1.4 El calor

Debido a la gran sensibilidad de los microorganismos a las temperaturasaltas, la ebullición del agua es muy efectiva para su eliminación.

El hervido del agua es una práctica doméstica segura y recomendable, cuan-do existen dudas sobre la calidad del agua potable. El método más simple parapreparar agua para consumo humano, segura desde el punto de vista microbioló-gico, es hervirla durante unos minutos y luego almacenarla adecuadamente.


4.1.5 La luz y los rayos ultravioleta

La luz ultravioleta (longitud de onda correspondiente a la máxima acciónmicrobicida = 254 nm) mata las bacterias.

Sin embargo, la profundidad de penetración de esta radiación en el agua eslimitada, lo que se traduce en que si se requiere eficiencia en la eliminación demicroorganismos por rayos ultravioleta, se deben irradiar solo láminas delgadasde agua.

Su aplicación solo se reduce a aguas claras y no contaminadas.

Como cualquier proceso, la desinfección con rayos ultravioleta presentaventajas y desventajas. Entre las ventajas se pueden citar las siguientes:

a) Actúa sobre una amplia gama de microorganismos, ya que los rayosultravioleta inactivan los ácidos nucleicos (ADN y ARN). Pueden eliminarbacterias comunes, esporulados y virus.

b) No reacciona con los constituyentes del agua y, por tanto, no forma deriva-dos 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 turbie-dad, por lo que el agua debe ser completamente clara.

b) Con el transcurso del tiempo, las lámparas pueden ensuciarse, lo que redu-cirá 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 residualpara eliminar la contaminación posterior en la red, muy frecuente ya que amenudo se producen presiones negativas que pueden permitir el ingreso deaguas contaminadas.

Desinfección 167

4.2 Agentes químicos

Los compuestos químicos usados en la desinfección del agua son, por logeneral, oxidantes fuertes que tienen gran eficiencia en la eliminación de losmicroorganismos y pueden dejar remanentes tóxicos en el agua, los cuales requie-ren 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 depenetración de estos aumenta con su peso atómico. Por ser los de mayorimportancia, se hará mayor referencia a cada uno de ellos en las siguientessecciones.

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 unaserie 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 con-diciones propias del agua.

b) En las dosis usuales, no ser tóxicos para el hombre ni para los animalesdomésticos, 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 yeconómica (de preferencia, automática).

e) Debe dejar residuales persistentes en el agua, de manera que estos actúencomo una barrera sanitaria para posibles contaminaciones futuras.


4.2.2 Los agentes oligodinámicos de desinfección: Ag+

Los iones plata deben su acción a la fuerza generada por “cantidades dimi-nutas”, propias de ciertos metales al estado iónico.

Se usan generalmente en la desinfección de agua de piscinas a una concen-tración de 0,15 ppm.

En algunos países europeos, se utiliza este método para la desinfección deaguas industriales. También se lo utiliza ocasionalmente en filtros de agua domés-ticos de porcelana porosa, con relativo éxito.

Los iones de plata son usados principalmente para preservar la calidadbacteriológica de aguas embotelladas.

Para la preparación de pequeñas cantidades de agua de bebida, se aplica elconocido proceso Katadyn, en el cual los filtros de cartucho utilizados son cubier-tos con cloruro de plata (AgCl), a través de los cuales pasa el agua, y se produceel 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 laefectividad del ion plata.

d) La eficiencia se controla mediante la determinación de la calidadbacteriológica del agua y no por el control de la concentración del desinfec-tante.

e) Requiere un prolongado tiempo de contacto.

4.2.3 Los agentes oxidantes

Los microorganismos contienen enzimas que son catalizadores biológicosesenciales. Estas enzimas son muy vulnerables a la acción de agentes oxidantesfuertes, que puedan traspasar las paredes de la célula.

Los agentes químicos oxidan las enzimas y provocan la muerte de las bac-terias.

Desinfección 169

Los virus también son atacados por los agentes oxidantes, aunque en formano tan eficiente como lo son las bacterias. Para mejorar su efecto, se requiere unamáxima eficiencia de los procesos de tratamiento previos.

A continuación se citan los principales agentes oxidantes usados en la des-infección del agua; por razones prácticas, se trata cada caso en comparación conel cloro.

• El ozono

Es una forma alotrópica del oxígeno, en la cual tres átomos del elemento secombinan para formar una molécula.

El ozono es inestable y se descompone con cierta facilidad en oxígeno nor-mal y oxígeno naciente, que es un fuerte oxidante. Debido a esta característica,actúa con gran eficiencia como desinfectante y se constituye como el más seriocompetidor del cloro.

El ozono es un gas ligeramente azul, de olor característico, que se puedepercibir después de las tempestades. Es poco soluble en el agua y muy volátil. Semantiene en el agua solo algunos minutos; en su aplicación, se pierde aproximada-mente el 10% por volatilización.

Las dosis necesarias para desinfectar el agua varían según la calidad de lamisma de la siguiente manera:

• Para aguas superficiales de buena calidad bacteriológica, luego de la filtra-ción, se requieren de 2 a 3 mg/L de ozono.

• Para aguas superficiales contaminadas, luego de la filtración, se debe apli-car entre 2,5 y 5 mg/L de ozono.

Se considera que el ozono es el desinfectante de mayor eficiencia microbiciday requiere tiempos de contacto bastante cortos. Se ha demostrado que cuando elozono es transferido al agua mediante un mezclador en línea sin movimiento, lasbacterias son destruidas en dos segundos. Por ello, el tiempo de contacto en laozonización no tiene mayor importancia.

La velocidad con que el ozono mata a las bacterias es bastante mayor quela del cloro, debido a que, si bien ambos son oxidantes, el mecanismo de acción es


diferente. El ozono mata a la bacteria por medio de la ruptura de la membranacelular. Este proceso, conocido como destrucción de células por lisina, produ-ce la dispersión del citoplasma celular en el agua. En cambio, el cloro debeintroducirse a través de la pared celular de la bacteria y difundirse dentro del cito-plasma, acción que depende en alto grado del tiempo de contacto.

Debido a su gran poder oxidante, su uso puede ser recomendable en elpretratamiento de aguas para la reducción de metales disueltos y la remoción demateria orgánica, lo que permite un ahorro en coagulantes y tiempos de retención.Experimentalmente, se ha demostrado que se requiere menos cantidad de ozonoque de cloro en procesos similares de pretratamiento. El ozono, además de atacara 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 radi-ca en que no tiene poder residual, además de la limitada información sobre latoxicidad 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 Peso Potencial Solubilidad enatómico molecular de oxidación agua (mol/L)

Flúor 19,0 38 -2,85 volt.Cloro 35,5 70,9 -1,36 volt. 0,0900Bromo 79,9 159,8 -1,06 volt. 0,2100Yodo 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 mástiempo que el cloro.

Desinfección 171

Como se podrá observar en la tabla anterior, el yodo es poco soluble en elagua, y puede reaccionar como molécula (I2) o como ion (I-); es eficaz cuando lamolécula se encuentra asociada a algunamolécula orgánica.

El yodo se disocia en el agua for-mando ácido hipoyodoso:

I2 + H2O HOI + H+ + I-

I2 = KHOI

El valor de K depende del pH y laconcentración de yodo, como se muestraen la figura 10-4:

Una de las características del yodoes que no forma yodaminas en presenciadel amoniaco.

A diferencia del cloro, no reacciona con los fenoles, pero cuando estosestán en concentraciones mayores que 1 mg/L, imparte al agua un sabor medici-nal.

La figura 10-5 muestra la efi-ciencia del yodo en la eliminaciónde E. coli. Con un tiempo de con-tacto mayor, pero aun práctico, pue-de eliminar al virus de la polio tipo1, cuando está bajo su forma ácidaHOY. Sin embargo, su eficiencia esmuy baja cuando se encuentra bajola forma de yodo molecular.

La mayor desventaja del yodocomo desinfectante del agua radi-ca en su costo, pues es más caroque el cloro.

Figura 10-5. Relación entre la concentración-tiempo para destruir 99,99% de

microorganismos con I2 y HOCl a 18 ºC

Yodo

titu

labl

e (m

g/L)

I2 en E. coli

I2 en quistes deE. histolytica

I2 en virus depolio tipo 1

HOI en quistes deE. histolytica

HOI enE. coli

HOI en virus depolio tipo 1

Figura 10-4. Distribución de I2 yHOCl a 25 ºC y a diferentes pH

Tota

l de

yodo

titu

labl

e m

g/L

% de yodo titulable (HOI)

% de yodo titulable (I2)

pH 6,0 pH 7,0

pH 5,0

pH 8 (se ignora ladescomposición de HOI)


La tintura de yodo (6,5 g/100 mL de yodo), de expendio en farmacias, pue-de ser usada en la desinfección de aguas para uso doméstico. Bastarán 3 gotaspor 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 desin-fección de aguas de piscinas de natación, ya que posee también propiedadesalguicidas.

Su ventaja frente al cloro en la desinfección del agua de piscinas es que ladosis mínima residual recomendada de 0,4 g/m3 no imparte olor al agua ni provo-ca irritación en los ojos, independientemente del valor de pH.

— El cloro

Como es un tema del siguiente capítulo, se citan los compuestos cloradosque 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% a15%.

• Hipoclorito de calcio [Ca(OCl)2], también conocido cono HTH (high testhypochlorite) con 70% de cloro disponible.

• Dióxido de cloro (ClO2) producido en la misma planta de tratamiento deacuerdo 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 aguaque 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 re-quiere una concentración mínima del desinfectante durante un tiempo o periodode contacto para destruir los microorganismos.

Las monocloraminas, el dióxido de cloro y el permanganato de potasio nose 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 lolargo del tiempo.

Cuadro 10-3. Descomposición del cloro con el tiempo

Tiempo 0 horas 3 horas 5 horas 1 día 2 días 4 días

Cloro residual(mg/L) 0,6 0,5 0,45 0,3 0,2 0,05

5. LA CLORACIÓN

El cloro, oxidante poderoso, es, sin duda alguna, el desinfectante más im-portante que existe, debido a que reúne todas las ventajas requeridas, incluyendosu fácil dosificación y costo conveniente.

Sin embargo, presenta algunas desventajas:

a) Es muy corrosivo.

b) Puede producir sabor desagradable en el agua, incluso en concentracionesque no significan riesgo para el consumidor.

c) Su manejo y almacenamiento requiere ciertas normas de seguridad, paraevitar riesgos en la salud de los operadores.

El cloro, en condiciones normales de presión y temperatura, es un gas ver-de, dos y media veces más pesado que el aire.


Algunas de sus sales también tienen poder desinfectante. Las más usadasson el hipoclorito de calcio y el hipoclorito de sodio, cuya eficiencia bactericida esidéntica a la del cloro y que producen reacciones similares en el agua. Se empleanen plantas pequeñas, piscinas y pozos, pues los hipocloradores son más sencillos yeconómicos.

En términos generales, el costo del hipoclorito es más alto que el de lacloración con cloro gaseoso, pero en lugares donde no se pueden transportar cilin-dros 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 yen 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 bajocosto.

d) En las dosis utilizadas en la desinfección de las aguas, no constituye riesgopara el hombre ni para los animales.

e) Deja un efecto residual que protege el agua de una posterior contaminaciónen la red de distribución.

5.2 Comportamiento del cloro en el agua

El cloro disuelto en el agua se disocia de acuerdo con las siguientesecuaciones:

Cl2 + H2O HOCl + H+ + Cl- HOCl OCl- + H+

A pH mayores de 4, las especies predominantes son el HOCl (ácidohipocloroso) y OCl- (ion hipoclorito). Más aún, el porcentaje de cloro presentecomo HOCl depende fuertemente del pH, ya que este es un ácido débil, comomuestran 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 (%)

Temperatura pH

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 ácidohipocloroso para aguas con temperaturas entre 0 y 20 ºC. Se puede observar quepara valores de pH superiores a 6, disminuye la cantidad de HOCl y aumenta elion ClO-.

El pH de las aguas naturalesse encuentra normalmente dentro deunos límites en que se presenta tantoel ácido hipocloroso como el ionhipoclorito.

Por ejemplo, para un pH de 8,se tiene cerca de 22% de HOCl y78% de ClO-. Ambos compuestosposeen acción desinfectante yoxidante, pero el ácido hipocloroso esmás eficiente que el ion hipoclorito enla destrucción de los organismos engeneral.

5.2.1 Reacciones del cloro en el agua

El cloro, al entrar en contacto con el agua, reacciona formando el ácidohipocloroso (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 fraccionesde segundo.

Figura 10-5 Cantidades relativas deHCOl y OCl- en diferentes valores de pH

100

90

80

70

60

50

40

30

20

10

04 5 6 7 8 9 10 11

100

90

80

70

60

50

40

30

20

10

0

0 Co20 Co

HOC

l %

pH

OCl

%


El ácido hipocloroso se disocia en iones de hidrógeno y iones de hipoclorito(OCl-):

HOCl H+ + OCl- (2)

El ácido hipocloroso (HOCl) y el ion hipoclorito (OCl-) forman el denomina-do cloro activo libre.

Por su naturaleza, el HOCl es el desinfectante por excelencia y su poder esmucho mayor que el del ion hipoclorito (OCl-). Para efectos prácticos, este últimono es considerado como desinfectante.

Las soluciones de hipoclorito establecen el mismo equilibrio de ionizaciónen el agua. Por ejemplo:

Ca(OCl)2 + H2O Ca++ + 2OCl-

H+ + OCl- HOCl

Las reacciones (1) y (2) dependen del pH del agua.

Así, la primera predomina con valores bajos de pH y la segunda con valoresaltos. Las cantidades de ácido hipocloroso y de iones de hipoclorito formados enlas reacciones anteriores equivalen, en capacidad oxidante, a la cantidad de clorooriginal.

Las proporciones de ácido hipocloroso y de iones hipoclorito en el aguaclorada, 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. ApH 5,0 y 6,0, el cloro existente está bajo la forma de ácido hipocloroso. Por enci-ma de pH 6,0, hay iones hipoclorito, los cuales predominan cuando el pH supera elpH 7,5. Debido a esto, se comprueba que la desinfección por cloración del aguaes óptima cuando el pH es bajo.

Debido a este comportamiento, al agregarse cloro al agua, también se redu-ce la alcalinidad. Así, una parte por millón de cloro en el agua neutralizará nomenos 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 ácidohipocloroso y el grado en el que el cloro sea consumido por reacciones con otrassustancias existentes en el agua.

5.2.2 Reacciones del cloro con el amoniaco

Uno de los componentes frecuentes del agua es el amoniaco. Cuando seagrega cloro al agua que lo contiene, se producen las siguientes reacciones:

Cl2 + H2O HOCl + H+ + Cl-

I. Formación de monocloraminas (NH2Cl):

NH4+ + HOCl NH3 + Cl- + H20

NH3 + HOCl NH2Cl + H20

Cuando se agrega más cloro que el requerido para convertir completamen-te 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 acuerdocon 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 parcialesse la conoce como reacción al punto de quiebre.

Cuando se agrega cloro en exceso, se forma la tricloramina, de sabor amargoy, por tanto, no deseable en el agua:

NHCl2 + HOCl NCl3 + H20


Las cloraminas monocloramina (NH2Cl), dicloramina (NHCl2) y, en ciertascircunstancias, el tricloruro de nitrógeno (NCl3), forman el denominado clorocombinado utilizable.

5.2.3 Reacciones del cloro con otros componentes del agua

El cloro también reacciona con otros componentes del agua como sustan-cias orgánicas proteicas, aminoácidos, etcétera. También lo hace con otras sus-tancias químicas (Fe, Mn, NO2, H2S). Con cada una de ellas genera distintoscompuestos que no tienen ninguna relación con la desinfección. Por esta razón, alcloro “gastado” en estas reacciones se le conoce con el nombre de demanda decloro.

5.2.4 Resumen de las reacciones del cloro en el agua y su relación con elproceso de cloración

El cuadro 10-5 resume los tipos de reacción del cloro en el agua y su efectoen el proceso de desinfección.

Cuadro 10-5. Tipos de reacción del cloro en el agua

Reaccionantes Productos Nombre Efectodesinfectante

Agua HOCl, OCl- Cloro libre Potente

Nitrógeno amoniacal Cloraminas Cloro combinado PobreMateria orgánica, Fe, Demanda Nulo

Mn, SO2, H2S, etc. Cloro consumido

Las cloraminas, productos del cloro combinado, son responsables de la de-sinfección como cloro residual, por ser más estables que el ácido hipocloroso o elhipoclorito. Tienen condicionada su formación, también al pH del agua, lo que seobserva en la figura 10-6.

Los residuales de las cloraminas, por ser relativamente estables, tienen unaacción desinfectante más lenta. Esta capacidad decrece con el menor contenidode cloro en su molécula; es decir, la dicloramina es más activa que la monocloramina.

Desinfección 179

Demanda

Combinado

Residual

Cloro (Cl2)

Libre

OClHOCl NH2Cl NHCl2 NCl3

pH

El diagrama siguientepermite entender que la canti-dad de cloro que debe consi-derarse para la eliminación demicroorganismos no formaparte de la denominada de-manda sino del cloro residual(libre y combinado). Esto sig-nifica que la eliminación de losmicroorganismos no produceuna disminución sensible de lacantidad de cloro residual, elque, además de ejercer su ac-ción bactericida, protege alagua contra posteriores con-taminaciones.

Figura 10-7. Formas importantes de cloro en la cloración del agua

Figura 10-6. Distribución de mono- ydicloramina en función del pH

% M

onoc

lora

min

a

% D

iclo

ram

ina

Exceso de HN2

CNN4:1


5.3 Otros compuestos de cloro

5.3.1 Cal clorada

Se la conoce como cloruro de cal, polvo para blanquear o hipocloritode cal. La cal clorada es una combinación de cal apagada y gas cloro.

El oxicloruro de calcio (CaCOCl2) es el componente básico del cloruro decal seco. Al disolverse en el agua, se descompone en hipoclorito de calcio y cloru-ro de calcio:

2 CaOCl2 + H2O → Ca (OCl)2 + CaCl2 + H2O

El hipoclorito de calcio, Ca(OCl)2, formado es el compuesto activo respon-sable de la desinfección del agua.

La cal clorada se expende en forma de polvo blanco, seco, con un leve olora cloro o ácido hipocloroso. Contiene de 30 a 70% de cloro disponible cuando elproducto es de reciente fabricación.

5.3.2 Hipoclorito de calcio

El hipoclorito de calcio difiere de la cal clorada en que el cloruro de calcioinerte ya ha sido eliminado en gran parte. Por esta razón, el hipoclorito de calciopuede prepararse para contener concentraciones altas de cloro disponible.

Este polvo puede mantenerse estable hasta el año, si las condiciones dealmacenamiento son adecuadas. Mantiene su solubilidad en el agua y deja pocosedimento.

El hipoclorito de calcio es un agente potente oxidante. Por esta razón, debealmacenarse en un lugar aislado, seguro, fresco y seco, pues en contacto conmateriales combustibles puede ocasionar incendios.

Debido a que su contenido de cloro activo puede variar en el tiempo y conlas condiciones ambientales, es recomendable determinar el cloro activo antes depreparar 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 depó-sitos de plásticos o botellones de vidrio.

De igual manera que el caso anterior, su estabilidad depende de las condi-ciones de almacenamiento, en especial, de su contacto con la luz. Por ser unasolución, la estabilidad es menor y puede llegar a los tres meses.

Por lo general, se produce clorando el hidróxido de sodio (soda cáustica) deacuerdo 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 líquidocomo 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 sobreuna solución acuosa de clorito de sodio.

El dióxido de cloro posee propiedades bactericidas, esporicidas y tambiéndestruye virus y, en algunos casos, compuestos orgánicos nocivos. El uso del dióxidode cloro permite una rápida eliminación de bacterias en un rango de pH superior aldel cloro, lo que lo hace particularmente recomendable para aguas alcalinas, don-de 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 aguatratada con 0,35 mg/L de dióxido de cloro a 20 ºC y conservado en la oscuridadcontiene todavía este compuesto luego de 48 horas en cantidades que van de 0,20a 0,25 mg/L. Entre tanto, el cloro, en las mismas condiciones, prácticamente de-saparece luego de algunas horas.

Se ha encontrado que el dióxido de cloro es más efectivo para la inactivaciónde los quistes de Giardia que el cloro, pero menos efectivo contra E. coli yrotavirus. A diferencia del cloro, la eficiencia del dióxido de cloro no depende del


pH ni de la presencia del amonio. El dióxido de cloro se descompone rápidamentey no tiene buen efecto residual. Debido a su peligro explosivo, debe ser fabricadoen el punto de uso.

5.4 Cálculo de la cantidad de cloro activo de acuerdo con las especiesusadas

Mediante cálculos químicos simples a partir de la ecuación respectiva, esposible determinar la cantidad de cloro activo en cada caso.

a) Cloro líquido

Cl2 + H2O → HOCl + HCl71 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 + NaOH74,5 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)2143 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 me-diante 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 puntode quiebre.

Desinfección 183

El cloro total disponible se da como una función de la dosis de cloro y sedefine 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 esmucho más eficiente (requiere unadosis menor en un tiempo de con-tacto también menor) que las clora-minas. Por lo anterior, en el trata-miento del agua, cuando el cloro esel único desinfectante aplicado ycuando las aguas están muy conta-minadas, se recomienda la cloraciónal punto de quiebre, lo cual significaque la dosis de cloro aplicada es su-ficiente para superar ese punto y, porlo tanto, ha sido oxidado todo elamoniaco (NH3) presente, con un re-sidual de HOCl, de OCl- o una com-binación de ambos según sea el pHdel agua.

5.6 Eficacia del cloro

Se puede decir que hay un consenso en afirmar que el orden de dificultadpara la desinfección es el siguiente:

Bacterias < virus < quistes.

A su vez, la dificultad de eliminación aumenta en desagües o en aguascontaminadas con desagües.

El grado de destrucción de los patógenos por cloración depende de la tem-peratura del agua, del pH, del tiempo de contacto, del grado de mezcla, de la

Figuira 10-8. Curva del punto de quiebre

Punto de quiebre

Dosificación de cloro (mg/L)

Residual combinado Residual libre


turbiedad, de la presencia de sustancias interfirientes y de la concentración delcloro disponible.

Las cloraminas que se forman con la presencia del amonio son desinfec-tantes mucho menos efectivos.

Así, tenemos que a valores normales de pH se necesita 40 veces máscloramina que cloro libre para producir casi el 100% de muerte de E. coli en elmismo periodo de tiempo. Para Salmonella typhi, el rango es, aproximadamente,de 25:1.

En cuanto al tiempo de contacto, las cloraminas, a una misma concentra-ción que el cloro activo, necesitarán un tiempo 100 veces mayor que el cloroactivo para tener el mismo efecto.

En la figura 10-9 podemos apreciar la resistencia relativa de diversosmicroorganismos a diferentes concentraciones de cloro libre residual, diferentestiempos de contacto y pH. Se puede ver claramente que el orden se sensibilidad alcloro anteriormente señalado se confirma; son más sensibles las bacterias(E. coli, S. dysenteriae) seguidas de los virus (Poliovirus, Coxackie A 2, hepa-titis) y luego los quistes de protozoarios (Entamoeba histolytica). Se hace lasalvedad 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 ala cloración.

Se encontró que un tipo de Adenovirus era más sensible que la E. coli; sinembargo, los otros virus estudiados —Coxsackie virus y poliovirus— demostra-ron ser más resistentes. A la concentración de 0,10 mg/L de HOCl, 99% de lapoblación de E. coli fue inactivada en cerca de 99 segundos. La misma cantidadde Adenovirus lo fue en un tercio de ese tiempo. A la misma concentración deHOCl la misma cantidad de poliovirus requirió casi 5 veces más y el Coxsackievirus 24 veces más que la E. coli.

Desinfección 185

El cuadro 10-6 compara la efec-tividad de los desinfectantes más co-munes. De su lectura se desprenderáque el cloro como HOCl es un buendesinfectante, aunque no muy efectivocontra quistes de protozoarios. El ozo-no es un excelente desinfectante con-tra todos los microorganismos, pero noes posible tenerlo de forma residual enel sistema de distribución. El dióxidode cloro es efectivo, pero su uso es li-mitado por traer problemas de sabor yolor en el agua potable; además, no tie-ne un efecto comprobado contra quis-tes de protozoarios. Por último, lascloraminas tienen un excelente poderresidual pero no la misma eficienciacomo desinfectante primario.

Figura 10-10. Relación entre laconcentración de HOCl y el tiempo

Figura 10-9. Desinfección versus cloro libre residual

Minutos

Clo

ro ti

tula

ble

com

o H

OC

I (m

g/L)

Virus de polio IE. coli

Virus Coxsackie A 2

Adenovirus 3

1,0

,10

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

FAC - ppm

Tiem

po (m

in)


Cuadro 10-6. Efectividad de los desinfectantes más comunes para agua potable

Eficacia como biocida

VirusQuistes

protozoarios

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 ladesinfección. Sin embargo, aportan solamente 10% del total de compuestoshalogenados formados por la cloración, aunque en algunas condiciones (como pHácido o neutro) pueden predominar.

Los trihalometanos se forman por la cloración acuosa de las sustanciashúmicas, compuestos solubles secretados por algas y compuestos naturalesnitrogenados.

Los principales trihalometanos son el cloroformo (que también puede for-marse con la desinfección con cloraminas, pero en concentraciones mucho meno-res), el bromodiclorometano, el dibromoclorometano y el bromoformo.

Cuando el bromuro está presente en el agua clorada, se produce la siguien-te relación:

HOCl + Br- HOBr + Cl-

Residual enel sistema

Agentedesinfectante Bacteria

Desinfección 187

La concentración de trihalometanos en agua potable varía desde niveles nodetectables hasta 1,0 mg/L o más. Se encuentran niveles más altos en aguassuperficiales que en aguas de subsuelo y sus concentraciones tienden a aumentarcon el incremento de la temperatura, el pH y las dosis de cloro. Se puede minimi-zar la formación de trihalometanos evitando la precloración y mediante procesosefectivos de coagulación, sedimentación, filtración, y reduciendo los niveles deprecursores orgánicos antes de la desinfección final.

Los trihalometanos bromurados se forman por la presencia de bromurodurante la cloración. Debido a su alto contenido natural de bromuro, las aguas delsubsuelo clorinadas presentan una mayor concentración de trihalometanosbromurados que las aguas superficiales tratadas.

5.7.2 Clorofenoles

Los clorofenoles se presentan en el agua potable por la reacción del clorocon compuestos fenólicos como biocidas o como productos de la degradación defenoxi-herbicidas. Sin embargo, debido a su alta incidencia en el sabor del agua,pueden provocar rechazo en el consumidor a concentraciones muy pequeñas. Lasconcentraciones usualmente encontradas en el agua están por debajo de 0,001mg/L.

5.7.3 Cloraminas y sus derivados

Las cloraminas son formadas por la reacción del cloro con el amonio oaminas orgánicas. Se pueden formar monocloraminas, dicloraminas y tricloraminas.Sin embargo, las dicloraminas y, principalmente, las tricloraminas son compuestosolorosos y, por lo tanto, su formación en el agua potable no es deseada.

Las cloraminas no reaccionan significativamente con la materia orgánicapara formar trihalometanos y, por esta razón, se ha incrementado su uso. El prin-cipal 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 allíque el valor guía para monocloraminas en el agua establecido por la OMS en 1993sea 3,0 mg/L, sobre la base de los efectos tóxicos del cianuro.


5.7.4 Dióxido de cloro

En su reacción con sustancias orgánicas, no forma trihalometanos de ma-nera significativa. Tampoco reacciona con el amonio para formar cloraminas. Susprincipales productos derivados son el cloruro, el clorato y el clorito. Existe unvalor guía para clorito de 0,20 mg/L, que se considera adecuado para proteger elagua 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 sealmacene: sólido, líquido o gaseoso, y de las características de los envases.

a) Cloro gaseoso

El cloro gaseoso se obtiene comercialmente envasado a presión en formalíquida, en cilindros metálicos de diferentes capacidades. El máximo flujo de gasque se puede extraer de un cilindro depende del tamaño del mismo, como seindica en el cuadro 10-7.

El número de cilindros que se deben mantener en planta dependerá delgrado de facilidad y confiabilidad del suministro de cloro en el país. La reservaque 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 queestán en camino.

Si (Q) es el consumo de cloro, en kg/día, (t) el tiempo de almacenaje en díasconsiderado seguro y (C) la capacidad del cilindro de cloro (75 kg ó 1.000 kg), elnúmero (N) de cilindros que deben adquirirse se podría hallar con la siguienteexpresión:

6 + CQt 1,25

= N

Desinfección 189

Cuadro 10-7. Características de los cilindros de cloro

Peso del Peso del Peso total Máximo flujo de clorocontenido del cilindro del cilindro que se puede extraer

cilindro solo de un cilindro

lb kg lb kg lb kg lb/día kg/día

100 50 73 33 173 83 26 11,7150 75 90-130 50-59 240-280 115-134 40 18,2

2.000 1.000 1.500 680 3.500 1.680 400 182

A partir de estosdatos, se puede estable-cer el espacio disponibleque se necesita tenerpara el almacenaje y laforma de hacerlo. Cuan-do se trata de cilindrospequeños de 50 y 75 kg,cuyo peso total lleno esde 83 a 117 kg, el ma-nejo de los envases pue-de hacerse manualmen-te. En cambio, cuandose usan cilindros de unatonelada, cuyo peso to-tal lleno alcanza 1.680kg, se necesita emplearpoleas montadas sobrerieles y ganchos espe-ciales, como lo muestrala figura 10-11.

Figura 10-11. Cilindros de cloro gas

121

cm

27 cm 216 - 221 cm

75 -

81

cm

Peso bruto 1.650 kg (aprox.)

A B

Válvula de cloro 3/4’’

= 20min

17,5

Protección de canalesde cloro

Cilindro de TN

Conexión flexible

Válvula auxiliar del cilindro

Min

. 1,5

0Talla P/2 ton.


Recomendaciones

— El almacén debe tener techo, para evitar que los cilindros se recalienten; lasparedes deben tener orificios en la parte inferior o, mejor aún, podrían ser de mallametálica para conseguir el máximo de ventilación.

— Todos los tipos de cilindros están equipados con un fusible que se fundeentre 70-75 °C, en caso de que el envase de cloro se haya recalentado por cual-quier motivo. En los cilindros de 50 y 75 kg, dicho fusible está colocado en laválvula de salida del cloro. En cambio, en los cilindros de una tonelada, hay tresfusibles colocados en cada extremo del envase. Por ningún motivo deben bloquearseo inutilizarse estos fusibles (véase la figura 10-12).

— Los cilindros pequeños —esto es, los de 50 y 75 kg— siempre debenalmacenarse y utilizarse en posición vertical. En cambio, los cilindros de una tone-lada siempre deben usarse en posición horizontal, colocados sobre soportes derodachines para que se puedan girar con facilidad.

— Los cilindros pequeños de 50 a 75 kg que se encuentran almacenados, asícomo los que están en operación, deben asegurarse con cadenas o barras metáli-cas para evitar volcaduras en caso de sismos o explosiones.

Figura 10-12. Accesorios del clorador

(b) Yugo(a) Válvula

FusibleSeguridad

Abrazadera

Válvula auxiliar

AdaptadorConexiónflexible

Desinfección 191

— No debe incluirse en el almacén ningún equipo ni efectuar actividades queproduzcan fuego o chispas, ya que si una llama se aproxima a los cilindros, el cloropodría alimentar la combustión del acero. Asimismo, dado el poder corrosivo delcloro, cualquier equipo o instalación metálica ubicado en este ambiente estaría enpeligro de deteriorarse con rapidez, debido al riesgo potencial de que se produzcauna fuga.

b) Compuestos de cloro

Se utilizan en lugares de difícil acceso, normalmente en zonas rurales, endonde no es posible disponer de cloro gas en cilindros. Entre los más conocidosestán la cal clorada y el hipoclorito de calcio que se expende en polvo, el hipocloritode sodio en solución y el dióxido de cloro, y la halazona.

Los compuestos de cloro en polvo vienen en tambores metálicos o plásticosde diferentes tamaños. Si estos productos se almacenan en lugares frescos ysecos, la pérdida de cloro activo no sobrepasará 10% por mes. En atmósferascalientes y húmedas, la degradación del producto será más rápida.

El hipoclorito de calcio es, principalmente, un fuerte agente oxidante, por loque no debe almacenarse en contacto con materiales combustibles porque puedeproducir incendios. Deben taparse bien los envases luego de haber sido abiertos,pues la acción de la luz y la humedad aceleran mucho la descomposición delproducto.

5.8.2 Sala decloración

Cloro gaseoso

Normalmente,en sistemas de media-nos a pequeños, en esteambiente se encuentratodo el sistema de me-dición y control, y loscilindros en operacióncon su respectiva bás-cula. Figuras 10-13 y10-14. Figura 10-13. Sala de cloración

Alimentadorde agua

BombaVentilador

Salida desoluciónCloro

Entradade agua

Válvula deaguja criba ‘Y’

UniónVálvula de alivio

Línea de ventilaciónal exterior

Malla Matriz

Conexión flexible

Válvula del cilindro

Balanza

Cilindro de gas


Por lo general, en sistemas grandes solo se incluyen el sistema de medicióny control y los cilindros en operación, sobre todo cuando son de 2.000 lb, permane-cen en el almacén, desde donde alimentan al clorador (figura 10-15). Este am-biente debe ser amplio, bien ventilado y con destinación exclusiva. Pequeñas ins-talaciones pueden ser ventiladas solamente con ventanas colocadas en la parteinferior de los muros, ya que el cloro, por ser más pesado que el aire, tiende aquedar depositado sobre el suelo. Estaciones de cloración más grandes requieren,además de ventilación natural, el empleo de extractores de aire colocados en laparte baja de la habitación y operables desde el exterior de ella.

En estos sistemas se recomienda un cambio total del volumen de aire cada15 minutos en tiempo normal, y cada 3 minutos cuando existe posibilidad de fugasde cloro. Los ex-tractores deben cal-cularse de acuerdocon esta norma.

Al escoger laubicación de loscloradores y demásequipos, debe poner-se especial cuidadoen que todas las lí-neas de tubería que-den a la vista, suje-tas contra la paredy situadas en luga-res accesibles quepermitan su fácil ins-pección y repara-ción. Véase la figu-ra 10-13.

Figura 10-14. Instalación típica para sistemas depoca capacidad

1. Salida a la atmósfera2. Clorador3. Tubos flexibles4. Manómetro de agua5. Registro6. Balanza para dos cilindros7. Línea de succión de bomba8. Filtro9. Bomba tipo Booster

10. Válvula check11. Línea de agua12. Filtro13. Válvula reguladora de presión14. Válvula de alivio15. Línea de descarga de

solución de cloro en el puntode aplicación

16. Conexión principal

Desinfección 193

a) Sistema de medición y control

Estos sistemas pueden variar mucho, dependiendo de la forma en que seutilice el cloro: gas envasado en cilindros o compuestos de cloro en polvo, o ensolución.

Existe una gran variedad de equipos para aplicar gas cloro, pero, en gene-ral, se pueden considerar dos tipos básicos: los de presión y los de vacío (cuadro10-8). En los primeros, el gas se inyecta directamente y se utiliza para ello lapresión de los cilindros. En el segundo tipo, la constricción creada por el tuboVenturi del inyector produce un vacío que se transmite a través de todos los dispo-sitivos internos de los cloradores y las líneas de aducción. Estos equipos puedencolocarse directamente sobre el cilindro, sobre todo los de menor capacidad, asícomo en la pared o sobre un pedestal o caja separada, de acuerdo con su tamañoy su marca.

Figura 10-15. Instalación típica para sistemas de gran capacidad

1. Línea de plástico2. Salida a la atmósfera3. Criba4. Pared5. Registro6. Unión7. Filtro8. Conduit para 115 V.9. Línea de succión del inyector Y10. Clorador V 80011. Línea de descarga de solución12. Manómetro de agua

13. Inyector14. Filtro15. Registro16. Agua de operación17. Línea de acero18. Gas cloro-manómetro19. Cilindros de cloro20. Balanza21. Múltiple22. Válvula reductora de presión de cloro23. Punto de aplicación24. Conexión principal


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 odel punto de inyección, el gas se mezcla con el agua.

Cuadro 10-8. Clasificación de aparatos cloradores

CapacidadesTipo Sistema de montaje kg/día lb/día

De presión En pedestal 2 a 140 4 a 300Directamente en los cilindros 1 a 34 2 a 75En pedestal 2 a 8.000 4 a 8.000

De vacío En la pared 1,4 a 100 3 a 200Directamente en los cilindros 1,4 a 230 3 a 500

El gas cloro seco es poco corrosivo; por este motivo, los cilindros de cloroson 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 yel polietileno.

Cloradores de alimentación directa a presión

Los sistemas de alimentación directa son más costosos que los de alimenta-ción al vacío, pero tienen la ventaja de que es la presión del gas del cilindro la quehace funcionar el clorador, y no se necesita, por tanto, suministro adicional deagua ni energía eléctrica, como en los otros tipos de cloradores, lo que los haceespecialmente adaptables a lugares donde existen limitaciones.

Los cloradores de alimentación directa (figura 10-16) funcionan de la si-guiente forma: el gas cloro entra a la presión normal a que está en el cilindro, quees de 5,3 a 6,3 kg/cm2 y llega a la válvula reguladora de presión del gas A, en lacual esta se reduce a 1,4 kg/cm2. La contrapresión en el punto de inyección nopuede ser mayor de la mitad de este valor. De allí pasa por el medidor de caudalC, que suele ser un rotámetro calibrado en lb/día o kg/h. Después del rotámetro, elgas pasa por un sistema de ajuste D, que permite fijar la tasa de flujo con que sequiere hacer trabajar el clorador y por último un sistema E que regula automá-ticamente la presión. En algunas marcas, esta es solamente una válvula de reten-ción. El cloro se inyecta a la tubería por medio de un difusor F. Una válvula deseguridad impide que el exceso de presión pueda causar un accidente.

Desinfección 195

Figura 10-16. Esquema de un clorador a presión

Según el fabricante, los dispositivos anteriores pueden ser piezas indepen-dientes montadas en un pedestal o integradas en un solo conjunto para ser puestasdirectamente en los cilindros de cloro. En estos casos, se incluye, además, unaválvula de alivio B de acción manual que permite extraer el cloro que haya queda-do en el aparato antes de hacer el cambio de envases. Estos equipos se usan pocopor no ser muy seguros.

Cloradores de alimentación al vacío

Los cloradores de alimentación al vacío son más seguros y confiables quelos cloradores a presión. Por ello, su uso está bastante extendido, a pesar de quenecesitan suministro adicional de agua para su funcionamiento.

La operación de este tipo de cloradores está basada en el vacío parcialcreado por una válvula llamada inyector o eyector, que se coloca inmediatamenteantes del punto de inyección del cloro al agua, la cual tiene una constricción por laque se hace pasar un flujo de agua, lo que crea una subpresión que se comunica atodas las válvulas y conductos del clorador e induce la apertura del reguladorinicial del gas. Esto hace que todas las válvulas y conductos se llenen de clorogaseoso, el cual circula a una presión inferior a la atmosférica.

DifusorGas cloro

Válvula deseguridad

Válvula reductora depresión

Válvula de control yregulación de la presión o

válvula de retención

Válvula de ajuste delflujo

Válvula de alivio

Rotámetro


El funcionamiento de los cloradores al vacío está esquematizado en la figu-ra 10-17 y consta de los siguientes elementos:

• Regulador de presión del gas

El gas que sale de los cilindros a través de la tubería matriz entra al cloradora través de la válvula A, que contiene un diafragma presionado por unmuelle, y que regula y mantiene el vacío en el aparato.

El vacío en el clorador tiene que ser mayor que la fuerza que desarrolla elmuelle 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 quemide el flujo que está pasando. Cada aparato tiene un juego de rotámetrosque pueden instalarse para medir diferentes rangos de caudales. El rotámetrose debe solicitar según la capacidad del equipo que se requiera en la plantade tratamiento.

Figura 10-17. Esquema de un equipo de cloración al vacío

Gas a presión

Inyector oeyector

Manómetro

Regulación del vacío

Dispositivo deregulación del flujo

VentilaciónDispositivo deseguridad

Rotámetro

Regulador depresión del gas

Gas cloro delcilindro

Solución del clorode 3.500 mg/L al

punto de aplicación

Manómetro

H

G

Desinfección 197

••••• Dispositivo de regulación del flujo

Como lo muestra la figura 10-18, los dispositivos de regulación del flujovarían según la marca y la clase de aparato. En algunos casos, se usa unorificio en V que puede desplazarse hacia arriba o hacia abajo, y aumentaro disminuir el área de paso. En otros, en cambio, se usa un cono dentro delcaudal que mueve una pieza que puede aumentar o disminuir la sección.Por último, otros fabricantes incluyen un orificio regulado por una válvulade aguja. Estos dispositivos permiten controlar la tasa de flujo con la cualtrabaja el clorador y pueden ser operados en forma manual o automática,según el modelo de que se trate.

Figura 10-18. Dispositivos de regulación del flujo

Orificio en ve

Cloro Cremallera ypiñón

Cloro

Conexión desalida

Orificio

Cloro

Válvula de agujaCloro

Cremallera ypiñón

Solución al puntode aplicación

Clo

ro g

aseo

so

Inyector

Agua


••••• Regulación del vacío

Esta válvula tiene por objeto regular el vacío después del orificio medidorC. Consiste en una caja que contiene un diafragma operado por un muelleque regula la posición de aquel, de acuerdo con el vacío producido por eleyector.

••••• 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 adesplazarse y crear un vacío parcial en todos los conductos y válvulas delclorador.

En el inyector o eyector, el gas cloro se mezcla con el agua y produce unasolución cuya concentración debe ser de unos 3.500 mg/L. Véase la figura10-17.

••••• Dispositivos de seguridad

Todos los aparatos cloradores deben tener diferentes dispositivos de segu-ridad que impidan la disminución o aumento excesivo del vacío o de lapresión 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 ciertolímite o permite que el clorador succione aire para evitar que salga gasa la atmósfera.

• La válvula check que va junto al inyector o es parte de él, y que impideque penetre agua dentro del clorador y se mezcle con el gas, lo quepodría 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 199

• 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 bajaturbiedad; no debe contener partículas en suspensión y, sobre todo, debeestar libre de arena. Salvo contados casos, se requiere instalar una bombaque suministre la presión que necesita el inyector. Dicha bomba debe sercapaz de producir altas presiones al trabajar con flujos pequeños. Los flujosse calculan teniendo en cuenta que la concentración de la solución debe serde 3.500 mg/L. Para esto puede utilizarse el gráfico de la figura 10-19 o lasiguiente expresión:

donde:

Q = flujo del inyec-tor, en L/seg.

C = capacidad delclorador, enkg/día.

Para el correcto funciona-miento del sistema de bom-beo, deben incluirse los si-guientes elementos:

• Válvula de cierre de lasucción.

• Criba que retenga lasimpurezas que puedanbloquear el inyector y,al mismo tiempo, per-

Figura 10-19. Abastecimiento de agua requeridopor los cloradores de vacío para mantener laconcentración de 3.500 mg/L de la solución

Cap

acid

ad C

(kg/

día)

302C

= Q


mita extraer lo que haya quedado retenido, sin necesidad de desco-nectar 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 inyec-tor.

• 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

Figura 10-20. Instalación con bomba de turbina y paso directo pararegulación de presión

b) Sistemas de conexión de los cilindros

Cualquiera que sea el tipo de recipiente de cloro que se use, si se requierenvarias unidades, hay que conectarlas a una tubería matriz general, como indica la

Válvula de cierre

Válvula checkVálvula de aguja

Manómetro

Inyector

Clorador

Bomba(Presión 14 a 110 metros)

Válvula de cierre

Criba en Y

Exceso depresión

Válvula check

Desinfección 201

figura 10-21. El diseño de estamatriz es de mucha importan-cia para garantizar un flujo sinobstrucciones. Cuando seexpenden los cilindros de clo-ro, contienen 85% de líquidoy 15% de gas. Al extraer esteúltimo, disminuye la tempera-tura y algunas veces apareceescarcha en la superficie delcilindro por condensación dela humedad, lo que indica queel gas se está evaporando rá-pidamente.

Ahora bien, para que elflujo no se interrumpa, latemperatura en ellos debe sermás alta o igual a la temperatura en las tuberías aductoras, pues si estas se enfríanmás rápidamente que el cilindro (aunque la diferencia térmica sea pequeña), elgas se puede relicuar en las líneas de conducción y producir obstrucciones en losaparatos cloradores.

c) Evaporadores

En las grandes estaciones de cloración que gastan más de 1.000 kg/día serequiere el uso de muchos cilindros de cloro (más de seis) conectados a la mismamatriz aductora para alimentar los cloradores. Como esto puede traer problemasoperacionales, se suele incluir en el equipo un evaporador que permita extraercloro líquido (en lugar de gas) de los cilindros, lo que tiene, entre otras, las siguien-tes ventajas:

• Disminuye el número de cilindros en servicio necesarios para alimentar elclorador, pues cuando se extrae cloro líquido no existe la misma limitaciónque cuando se extrae cloro gaseoso.

• Se evita la relicuefacción del cloro en las líneas de conducción. Esto esespecialmente importante cuando la longitud de la tubería entre la sala dealmacenamiento y la sala de cloración es larga.

Figura 10-21. Sistema de conexión paravarios cilindros

Válvulaauxiliar

Matriz Válvula reductorade presión

Báscula

Cilindrode cloro

Válvuladel

cilindroTuberíaflexible Clorador


Los evaporadores van montados lo más cerca posible de los equipos decloración 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 elcloro 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 incluyeuna válvula que se cierra automáticamente y hace sonar una alarma cuando latemperatura 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 losequipos.

• Una válvula reductora de presión en la tubería de salida del evaporador.

La figura 10-22 presenta un esquema de instalación de un evaporador. Elcloro líquido debe con-ducirse en tuberíasmetálicas y no dePVC o plástico, puesataca rápidamenteestos materiales.

Cuando, pordefectos de fabrica-ción, existen en el clo-ro cantidades aprecia-bles de tricloruro denitrógeno, se puedenpresentar explosionesen los evaporadoresque constituyen un se-rio riesgo para los ope-radores y las instala-ciones de la planta.

Figura 10-22. Instalación de un evaporador

Evaporador

Termostato

Gas alclorador

Válvula reductorade presión

Clorolíquido

Gas

Cloro líquidodel cilindro

Filtro

Ventilación

Agu

a

Cal

ient

e

Desinfección 203

d) 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 loscuartos de cloración. Los más importantes son las alarmas de pared, losdiscos rompibles y las alarmas internas de los aparatos.

• Las alarmas de pared pueden ser de dos tipos. El primero consiste enun papel sensitivo impregnado en ortotolidina, cuya decoloración esanalizada por una célula fotoeléctrica y los resultados transmitidos aun circuito de alarma; este último entra en funcionamiento cuandoexiste decoloración del papel.

El otro tipo consiste en una celda que detecta los cambios deconductividad en un cierto volumen de agua, por la que se hace circu-lar una corriente de aire proveniente del ambiente por analizar. Si haycloro presente en la muestra de aire, la alarma suena y permanecesonando hasta que se corrija la fuga.

• El Instituto de Cloro de Estados Unidos recomienda el uso de cámarasde expansión cada vez que se usen líneas largas de aducción del cloroentre los cilindros y los aparatos de cloración. Estas cámaras contie-nen un disco que se rompe a una presión de 100 a 400 lb/pulgada2 ypermite que el cloro se escape hacia una cámara de expansión dondehace sonar una alarma. Estas cámaras suelen instalarse algunas ve-ces en combinación con válvulas de cierre automáticas que, tan pron-to como se rompe el disco, cierran el flujo de cloro en las líneas deaducción.

También se pueden instalar discos rompibles a la salida de los cilindrosde tonelada incluidos dentro de las bridas de una T de forma que, si la


presión del gas en ellos sube de un valor determinado, se rompan ydejen escapar el gas al exterior.

• Algunas marcas de cloradores especifican, además, alarmas internasdentro del aparato, acopladas a la válvula de alivio, que suenan cadavez que disminuye el vacío por debajo de un límite fijado o se incrementapor encima del nivel de operación. Lo primero puede ocurrir por unafalla en el suministro de agua, por el taponamiento del inyector a causadel incremento de presión aguas abajo del inyector o por cualquierfuga en el sistema de vacío. Lo segundo puede pasar cuando existeuna 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. De-safortunadamente, este es un requisito que se descuida con demasiada fre-cuencia.

Básicamente, existen tres tipos de máscaras:

• La máscara tipo canister, que debe reemplazarse periódicamente yno 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 dura-

ción de 45 minutos.

••••• Equipo para taponamiento de fugas

El Instituto de Cloro de Estados Unidos fabrica diferentes tipos de herra-mientas que vienen en cajas especiales y sirven para el taponamiento defugas, tanto en cilindros de 150 lb como en los de una tonelada. Debenespecificarse por lo menos dos equipos.

••••• Botellas de amoniaco

La botella de amoniaco es la forma más antigua y probablemente más co-mún de detectar las fugas de cloro. Al destaparla y acercarla a los posiblesescapes, se producen humos blancos que los ponen en evidencia. Por eso,

Desinfección 205

puede ser de mucha utilidad una cuidadosa inspección de las tuberías ydemás elementos del cuarto de cloración con esta botella. Debe tenersepresente que cuando las fugas de cloro empiezan, pueden ser muy peque-ñas, pero, a medida que continúa la formación de ácido clorhídrico en elpunto de la fuga, va corroyendo el metal y ensanchando la abertura. De allíque sea tan necesario detectarlas en sus comienzos, antes de que puedanproducir daños más graves.

Compuestos de cloro

Los compuestos clorados —ya sean líquidos o sólidos— son disueltos enagua y pueden ser dosificados y aplicados utilizando los siguientes equipos: bom-bas dosificadoras, hidroeyectores, así como sistemas de fabricación local.

••••• Bombas dosificadoras

Un buen número de fabricantes posee las bombas dosificadoras. Por talmotivo, se encuentran fácilmente en el mercado. El rango de trabajo de lasbombas de línea normal de fabricación es muy amplio, y está comprendidoentre un mínimo de un L/h y un máximo de 195 L/h de aplicación de lasolución desinfectante, lo que corresponde a la desinfección de caudales de3 hasta 540 L/s, con una solución de 1% de cloro activo y una dosificaciónde un mg/L.

Para bombear la solución de cal clorada, se recomienda no sobrepasar el2% de concentración de cloro activo y, en el caso de la solución de hipocloritode sodio, esta concentración será de 10% como máximo.

No es recomendable su uso, debido a su elevado costo, requerimientos deenergía eléctrica o hidráulica y, sobre todo, a la dificultad de encontrar manode 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 solucionesdesinfectantes en sistemas de abastecimiento de agua de pequeñas comu-nidades.


El rango de trabajo del hidroeyector de línea normal de fabricación estácomprendido entre un mínimo de un L/h y un máximo de 25 L/h de aplica-ción de la solución desinfectante, lo que corresponde a la desinfección decaudales de 3 hasta 70 L/s, con una solución al 1% de cloro activo y unadosis de un mg/L.

Las concentraciones máximas de cloro activo en las soluciones de cal cloraday de hipoclorito de sodio son las mismas recomendadas anteriormente parael caso de las bombas dosificadoras.

Aunque son equipos de costo relativamente bajo, su aplicación es muy limi-tada debido a su difícil manejo, a que requieren alta presión hidráulica y aque el equipo puede ser afectado por depósitos e incrustaciones cuandoexiste 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

mantenimiento.

A continuación se detallan lossistemas más usuales:

Utilización de botellones de vi-drio tales como los que se muestranen las figuras 10-23 y 10-24.

También se pueden utilizarfrascos de suero para este fin. Es-tas soluciones son de bajo costo y Figura 10-23. Hipoclorador de sifón

Llave paracontrolar el

flujo

Sifón

Tapónhermético

Desinfección 207

de fácil y rápida implementación, pero de poca exactitud y duración, por lo quenormalmente 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 deentrada está constituido por un tubo de vidrio fijado por debajo de un flotador, quepropicia el paso de la solución de caudal constante, mientras el nivel desciende enel recipiente.

Al seleccionar la capacidad del recipiente, debe tenerse en cuenta una re-serva de solución suficiente para un lapso adecuado de operación.

La figura 10-26 presenta una unidad del tipo de orificio con carga constantedesarrollada en el IEOS, Ecuador. En este caso, el orificio está constituido por untapón de aluminio con una incisión de sección variable, que va insertado en elextremo de una manguera flexible.

Se regula la dosis al variar la sección del orificio al extraer o introducir eltapón en la manguera y colocar marcas en este para calibrarlo. Entre las unidadesde orificio, es aquella que en la práctica produce menos problemas de obstruc-ción.

Figura 10-24. Frasco de Mariotte Figura 10-25. Hipoclorador deplataforma flotante

Tubo depolietileno

Flotador

Tubo devidrio

Tapón de suero

Tubo de vidrio

Solución

Pinza de Hoffmano similar

Tubo devidrio

Tubo de látex


La figura 10-27 muestra otra unidad similar, de fácil construcción, constitui-da por niples y accesoriosde PVC de 3/4". Se ha co-locado dentro del tanque desolución una pantalla de as-besto-cemento para retenerel sedimento y un grifo pararetirarlo periódicamente.

Esta unidad fue de-sarrollada en Colombia den-tro de un Programa de In-vestigación sobre Sistemasde Desinfección por Me-

Figura 10-26. Hipoclorador de orificio calibrado

Flotador

Manguera flexible

Perfil dealuminio Tapón

TapónA

A A - A

Figura 10-27. Clorador por gravedad

Tuboflexible Sedimento

Pantalladifusora

Contra-pesos

Orificio

Niples φ 3/4’’

Codo φ 3/4 x 30’

Tee 3’’ x 4’’

35

Desinfección 209

dios Hidráulicos para Pequeñas Localidades, promovido por el CEPIS/OPS envarios países latinoamericanos.

El dispositivo de la figura 10-28 fue desarrollado y evaluado en el Brasil. Elfuncionamiento de esta unidad es muy simple y la regulación se efectúa con cargade agua constante. Para aumentar o disminuir la dosis, basta deslizar la manguera

en el soporte, bajando la punta; con el pro-cedimiento inverso, se reduce el volumen.La entrada de la solución se efectúa por elextremo de la manguera que va sujeto a laboya. En todo momento se obtiene una car-ga de agua constante que produce una do-sis constante, independientemente del vo-lumen de agua en el tanque.

Lo que establece la dosis es la posi-ción de la punta de la manguera. El apoyodel sifón debe situarse al mismo nivel delfondo de la boya, nunca más bajo que elpunto de entrada. Se ha solucionado el pro-blema de las obstrucciones mediante el usode hipoclorito de sodio. Cuando se utilizacal clorada o hipoclorito de calcio, se reco-mienda preparar y decantar la solución pre-viamente.

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 dispo-sitivo funciona hidráulicamente y produce primeramente la erosión de las pastillascon una porción del caudal total y la posterior difusión de la solución obtenida conel resto del caudal en una cámara de contacto. El caudal de agua necesario paraerosionar las pastillas se regula con la válvula 1 (figura 10-29 [a]), para obtener laconcentración de cloro requerida.

La válvula de boya tiene como función aumentar o disminuir el caudal dedilución, dependiendo de la demanda doméstica determinada por el nivel del tan-que.

Figura 10-28. Hipoclorador de sifón


En el interior de la unidad hayuna cámara de aquietamiento paraeliminar la turbulencia que lleva elagua y a continuación se encuentrala cámara de erosión, donde se for-ma la solución concentrada que salea través de un vertedero final.

Las pastillas se colocan en elcilindro portapastillas y es posiblegraduar la concentración de la solu-ción si se gradúa la sumergencia delas pastillas, a través del número devueltas que se dé al cilindro, por elnúmero de tubos con pastillas quese coloquen y, por último, por el cau-dal regulado con la válvula 1.

Las pastillas requieren unacompactación especial para queno se ablanden fácilmente (1.000kg/cm2), de tal modo que tengan 12g de peso, con 25 mm de diámetro y10 mm de alto.

Esta unidad, operada adecuada-mente, puede asegurar una buena preci-sión en la dosificación, por lo que se acon-seja su uso en localidades donde se pue-da contar con personal adiestrado.

5.8.3 Cámara de contacto (1)

La cámara de contacto tiene porfinalidad promover el tiempo de contac-to necesario para permitir la acción bac-tericida del cloro con un máximo de efi-ciencia.

Figura 10-29. Hipoclorador deerosión-difusión

AA

Hipoclorador

Válvula deflotador

a) Planta

b) Corte A-A

Cilindroportapastillas

IngresoSalida

Drenaje

Piezómetro

Figura 10-30. Detalles del hipocloradorde erosión-difusión

Desinfección 211

Del mismo modo quepara un floculador, las cámarasde contacto deben ser objeto deun diseño hidráulico cuidadoso.

a) Vista en planta

El difusor de cloro se ubi-ca al inicio de la cámara,seguido de un resalto hi-dráulico para promoveruna mezcla interna entreel cloro y el agua (figura10-31).

b) Detalle de ubicación del difusor en relación con el resalto hidráulico

Normalmente, los difusores se diseñan para un tiempo de contacto de 20 a30 minutos. En la mayoría de casos, esto es suficiente; sin embargo, para aguasmuy contaminadas y con elevado tenor de materia orgánica, el tiempo de contactoexigido puede ser mayor, dependiendo de la cantidad de cloro que se aplique, delpH del agua y de los compuestos resultantes (cloro libre o cloraminas).

El volumen de la cámara de contacto también puede variar si antes de loscentros de consumo existen líneas muy largas de aducción o reservorios de distri-

bución, que permitan un tiempode contacto suficiente. En el di-seño de la cámara de contactose debe procurar obtener elmáximo rendimiento hidráulico,de modo que el tiempo real deresidencia se aproxime al tiem-po nominal Q/V, con un mínimode espacios muertos y con unflujo de características próximasal ideal-flujo de pistón.

Figura 10-31. Cámara de contacto de cloro(vista en planta)

Difusor

Figura 10-32. Ubicación del difusor en la cámara

ResaltoAplicaciónde cloro

L = 40C

L

C


La forma del tanque de contacto y la buena ubicación de las pantallas sonesenciales para un buen rendimiento hidráulico. Las entradas y salidas bien situa-das también son importantes para reducir las zonas muertas y los cortocircuitos.

Una cámara de contacto diseñada de modo semejante a un floculador hi-dráulico de pantallas puede tener una buena eficiencia, siempre que se tome larelación longitud/ancho de cada canal lo más alta posible.

Se ha encontrado que una relación de 40:1 es la necesaria para que sealcance el máximo rendimiento hidráulico, con un flujo de características próxi-mas al ideal.

La semejanza de una cámara de contacto ideal con un floculador de panta-llas reside apenas en la aproximación al flujo de pistón deseable. Por lo tanto, lascámaras de contacto no deben diseñarse como cámaras de mezcla. El cloro, comoya se enfatizó previamente, debe mezclarse totalmente con el agua en la entradade la cámara de contacto y, como su acción bactericida es más eficiente a un pHbajo, la aplicación de un alcalinizante para la corrección del pH debe hacerse a lasalida de la cámara de contacto.

••••• Difusores

Investigacionesrecientes han demos-trado que una segrega-ción del cloro con lasbacterias por un tiem-po más o menos pro-longado, conduce a re-sultados menos eficien-tes. La causa de estefenómeno aún no esbien conocida.

Se supone quelos residuales que seforman inicialmente alreaccionar el cloro conel agua, son aparente-

Figura 10-33. Difusores de cloro (1)

a) En tubería b) En canal

Solución 350 mg/Lcloro

Desinfección 213

mente más activos que los compuestos formados después. Una rápida y perfectadispersión del cloro permite el contacto de estos residuales más activos con lasbacterias presentes en el agua, lo que aumenta la eficiencia de la cloración.

Se puede conseguir una buena dispersión si se colocan difusores en unatubería bajo presión o en canales abiertos. La figura 10-34(a) muestra una insta-lación típica de un difusor como dispositivo de mezcla en una tubería. Para loscanales, se puede adoptar una solución como la indicada en la figura 10-34(b).Son dispositivos semejantes a los difusores utilizados para la aplicación decoagulantes y deben instalarse de preferencia inmediatamente antes de un resaltohidráulico.



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CAPÍTULO 11

CRITERIOS PARA LA SELECCIÓN DE LOS PROCESOSY DE LOS PARÁMETROS ÓPTIMOS DE LAS UNIDADES


Criterios para la selección de los procesos y de los parámetros óptimos 217

En este capítulo trataremos sobre los criterios y procedimientos para selec-cionar las alternativas de tratamiento de acuerdo con las variaciones de calidad dela fuente, así como los criterios para determinar los parámetros óptimos de diseñoy de operación de las unidades de tratamiento, en función de la calidad del aguaque se va a tratar.

1. SELECCIÓN DE ALTERNATIVAS DE TRATAMIENTO ENFUNCIÓN DE LA CALIDAD DE LA FUENTE

Para efectuar la selección de las alternativas de tratamiento, es necesarioreunir información sobre la calidad de la fuente que nos permita conocer susvariaciones a lo largo del tiempo. Con esta finalidad deben programarse variosmuestreos de la fuente que comprendan por lo menos un ciclo estacional comple-to: estiaje y creciente, a fin de recopilar información suficiente para conocer lasvariaciones de calidad e identificar los parámetros de calidad que constituyen unproblema. Estos son aquellos parámetros que exceden los niveles máximos indi-cados en las normas de calidad de agua para consumo humano principalmentelocales, y para los parámetros no especificados en estas normas, los valores guíade la OMS y las recomendaciones de la EPA. Los parámetros de calidad decisi-vos 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, lainformación de los archivos de control de calidad del agua que ingresa a estaplanta será de mucha ayuda para conocer el comportamiento de la fuente. Debidotambién a que se producen ciclos de seca y ciclos lluviosos, sería deseable obte-ner información de varios años, que permita conocer estas variaciones a travésdel tiempo.


Se precisan, además, análisis físicoquímicos completos de las épocas decaracterísticas extremas (estiaje y creciente), para determinar los parámetros decalidad que exceden los límites establecidos por las normas locales y/o internacio-nales.

Las fuentes de abastecimiento que aún no han sido sujetas a tratamientopara consumo humano tal vez constituyan el caso más laborioso en cuanto a laobtención de información suficiente para determinar las alternativas de tratamien-to. En este caso, será necesario programar la realización de una serie de muestreosen las épocas críticas, cuya duración dependerá de la importancia del estudio y delos recursos disponibles.

Lo ideal será realizar por lo menos un muestreo semanal durante los mesesmás representativos de las épocas de estiaje y creciente. Lo mínimo aceptablesería disponer, por lo menos, de información acerca de la época de creciente o delluvias, que es la determinante en cuanto a la selección del tratamiento, porque aldiseñar el proyecto de planta, la podemos dejar preparada para operar con filtra-ción 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 modoque se tenga acceso directo de la mezcla rápida al canal de distribución a losfiltros. Durante la operación del sistema, si la filtración directa es conveniente onecesaria, podrá ser implantada sin problema alguno.

Todos los datos obtenidos sobre la turbiedad, el color, la alcalinidad, el pH yel 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 ana-lizamos en relación con los criterios indicados en los cuadros 11-1, 11-2, 11-3 y11-4 de este mismo manual.

Este estudio debe realizarse como parte del estudio de factibilidad de unsistema, de tal manera que el grado de tratamiento que la fuente requiere ya estédefinido antes de licitar o contratar la realización del proyecto. Los parámetros dediseño de la planta también deben ser determinados en esta etapa, de tal maneraque se pueda especificar claramente en los términos de referencia del proyecto elgrado de tratamiento que la fuente requiere y los parámetros bajo los cuales sedebe proyectar cada una de las unidades que van a conformar el sistema. Los


procedimientos de laboratorio para determinar estos parámetros de diseño se tra-tarán mas adelante en este mismo capítulo.

Al finalizar este capítulo, desarrollaremos algunos ejemplos de estudios deselección de diferentes alternativas de tratamiento y determinación de parámetrosde diseño.

2. SELECCIÓN DE PARÁMETROS ÓPTIMOS DE LOSPROCESOS

La determinación de los parámetros de los procesos mediante simulaciónen el laboratorio es necesaria en la fase de proyecto para determinar las dimen-siones de las unidades de la planta o para rehabilitar u optimizar sistemas existen-tes. Durante la evaluación de un sistema, ello servirá para determinar si las unida-des están operando de acuerdo con las condiciones que el agua requiere y durantela operación de una planta, permitirá ajustar los procesos a las mencionadas con-diciones.

2.1 Fundamentos

Investigaciones realizadas en las últimas décadas (1, 2, 3, 4) han demos-trado que para cada tipo de agua existen parámetros de diseño específicos queoptimizan los procesos y producen la máxima eficiencia remocional.

En el proceso de coagulación, O’Melia y Stumm (1) han demostrado laexistencia de una dosis óptima que varía en función del pH y de la concentraciónde coloides presente en el agua cruda. Los autores encontraron que con dosismenores que la óptima no se desestabilizan los coloides y con dosis mayores, sepueden 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 reten-ción (T) y el gradiente de velocidad (G) interactúan de acuerdo con la relaciónGTn = K, en la cual (n) y (K) dependen de cada tipo de agua.

Argaman y Kaufman (3) demostraron también que para obtener una efi-ciencia dada, existe un tiempo de retención mínimo, que corresponde a un deter-minado valor de gradiente de velocidad y que por debajo de este valor mínimo, yano se consigue la misma eficiencia, no importa cuál sea el gradiente de velocidadaplicado en el proceso. Dejaron establecido que para cada tiempo de retención


dado, existe un gradiente de velocidad que optimiza el proceso y que, al ser supe-rado, 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 comprobóque la variación de estos parámetros produce un decrecimiento en la eficiencia delos procesos, lo que produce una calidad de agua inferior, generalmente con unconsumo mayor de sustancias químicas.

Con la misma metodología usada en estas investigaciones (1, 2, 3) y conlos recursos normalmente disponibles en los laboratorios de las plantas de trata-miento, se han elaborado procedimientos para la determinación de estos parámetros,de manera de obtener la máxima eficiencia posible, mediante la aplicación de loscriterios 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 lasaguas como elemento de control de la coagulación es el equipo de prueba dejarras. G. W. Fuller, J. Cairol y E. Theirault son precursores de la prueba de jarrascomo modelo predictivo.

De acuerdo con lainformación obtenida,probablemente el primerensayo de prueba de ja-rras fue realizado por W.L. Langelier en la Uni-versidad de California en1918. Las primeras apli-caciones y el desarrolloinicial corresponden aJohn Baylis, Bartow yPetterson, Fleming, Noltey Kromer.

Figura 11-1. Equipo de prueba de jarras (9)

Base

Rotor-paletas

Vasos

Eje

Medición develocidad

Regulación develocidad

Engranajes


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 conéxito a diversas condiciones de coagulación de las aguas. Estos autores orienta-ron principalmente el modelo de prueba de jarras hacia la determinación yoptimización de las variables químicas del proceso de coagulación.

2.2.2 Descripción del equipo de prueba de jarras utilizado

Para efectuar los ensayosde simulación de procesos, exis-ten algunas variaciones en el equi-po tradicional, que son descritasen la literatura. Aunque no es unrequisito indispensable, estaspruebas, en la mayor parte de loscasos, son realizadas en equiposcomerciales y uno de los más co-nocidos es el equipo de velocidadvariable fabricado por la Phipps& Bird, para el cual se han desa-rrollado los ábacos que relacionanel gradiente de velocidad con lavelocidad de rotación de las pale-tas (figura 11-2).

Normalmente estos equi-pos constan de los siguientes ele-mentos:

- Un agitador mecánico provisto con tres a seis paletas, capaz de operar avelocidades variables (de 0 a 100 revoluciones por minuto; actualmentepueden obtenerse equipos que operan con velocidades de hasta 400 revolu-ciones 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.

Figura 11-2. Equipo de prueba de jarras (9)

(a)

(b)


A continuación se analiza-rán algunos de los componentesmás importantes.

2.2.3 Sistema de dosificación

Las unidades de agitaciónmúltiple usadas en las pruebas decoagulación deben ser equipadascon las facilidades necesariaspara la adición de coagulantesquímicos en forma rápida y simul-tánea a cada vaso o jarra. Esteequipo es importante cuando unasola persona realiza la prueba.

La mayoría de los equiposcomerciales olvidan este detalle,que es la causa de muchos resul-tados erróneos. Los estudiosmuestran que las diferencias queexisten en el tiempo de adiciónde los reactivos químicos de lassoluciones a los diferentes vasospueden afectar significativamente los resultados, particularmente cuando se usanayudantes de coagulación. También puede alterar los resultados la velocidad deadición, que debe ser lo más rápida posible.

La práctica usual de adicionar coagulantes a cada vaso mediante el uso deuna pipeta graduada no puede ser desechada en forma radical, pero la velocidadde adición del reactivo químico es muy lenta y pueden presentarse diferenciasconsiderables en el tiempo de adición y en la rapidez requerida para avanzar conla dosificación.

Una manera simple de evitar estas dificultades es medir las cantidades decoagulante que se van a aplicar a cada jarra con una pipeta y verterlo en vasitos,de los cuales se succiona mediante jeringas hipodérmicas desechables, provistasde su aguja. Se llena cada jeringa con la dosis respectiva, se retira la aguja y se lacoloca delante la jarra correspondiente, en un soporte de madera especialmente

Figura 11-3. Jarras de precipitado de 2 litros (9)

19,3 cm

Plantas

Elevaciones

12,6 cm

14,5 cm D. borde

D. exterior

12.5 cm

D. Inf.


acondicionado que se instala en el puente superior del equipo, en el cual se hanhoradado de 6 a 12 agujeros en los que se colocan las jeringas hipodérmicas. Almomento de aplicar el coagulante, con el equipo funcionando y programado conlos tiempos y gradientes adecuados, se aplasta una banda de madera que presionalos émbolos de todas las jeringas lo más rápido posible (máximo: 5 segundos).Esto permite la aplicación simultánea e instantánea en todas las jarras. Este equi-po auxiliar permite que una sola persona ejecute toda la prueba. Si no se disponede este equipo, se requiere de por lo menos tres personas para efectuar una apli-cación correcta, considerando que cada una aplica a dos jarras, una de ellas da lavoz 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 delagitador, con el equipo operando con el gradiente de mezcla y aplicando exacta-mente lo que se debe efectuar en el mezclador de la planta. Los equipos de prue-ba de jarras automáticos, que permiten velocidades de hasta 300 revoluciones porminuto, son ideales para efectuar simulación de procesos, y en ellos la bondad delos 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 obtenergradientes dentro del rango recomendable para mezcla rápida, con tiempos tanbreves como 5 segundos, al cabo de los cuales el equipo automáticamente cambiapara 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 intensi-dad de agitación expresada como gradiente de movimiento del agua. Se utilizanpaletas o rotores, accionados en forma mecánica o magnética, y pueden utilizarseuna o más paletas. En el cuadro 11-1 se detallan las características de las paletas.


Cuadro 11-1. Características de agitadores (9)

Tipo de Número de Diámetro Área proyectada paleta paleta (D-cm) (a-cm) Observaciones

Plana-1 2 7 y 6 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) Utilizada en el modelo Phipps y Bird.b) Tipo impulsor marino.c) Utilizada por Florida 1-Environmental specialities.d) Utilizada por Florida 2-Environmental specialities.

Cuando no se utilizan estatores, es necesario elevar la velocidad a valoressuperiores a los que normalmente operan los equipos. La inercia producida duran-te el ensayo defloculación oca-siona la forma-ción de un heli-coide que afec-ta el proceso yque se evidenciaen una disminu-ción de la efi-ciencia en el en-sayo de sedi-mentación. Poresta razón, serecurre al usode estatores odeflectores fijosde tipo continuoo discontinuo,tales como los indicados en la figura 11-4.

Figura 11-4. Estatores o deflectores (9)

LatónVaso 2 L

Cortes

Paletas

Planta

Alambregrueso

3,75

4,375

1,875

5,75

1,875

15,00c m 11,7525

6,001 cm


a) Condiciones teóricas

El esfuerzo cortante producido entre dos láminas de agua que se deslizancon diferente velocidad está dado por la siguiente fórmula:

(1)

en la cual

La potencia consumida para mover las láminas de agua estará dada por:

(2)

Reemplazando el valor de Y, obtenemos:

(3)

Para un reactor cualquiera, la potencia unitaria dispensada en unidad detiempo sería:

(4)siendo

G = gradiente de velocidad media;

ecuación que permite calcular el valor de G en función de P.

ó (5)

P = potencia totalV = volumen del reactor

En el equipo de jarras, la potencia teórica está dada por:

P = K. a. Cf. N3 (6)

dsdv

υ = γ

absoluta velocidadde gradiente = dsdv

dsdv

γ = P

dsdv

υ = P

2G υ = P

υP

G =V'P

Gυ

=

a) Condiciones teóricas

El esfuerzo cortante producido entre dos láminas de agua que se deslizancon diferente velocidad está dado por la siguiente fórmula:

(1)

en la cual

La potencia consumida para mover las láminas de agua estará dada por:

(2)

Reemplazando el valor de Y, obtenemos:

(3)

Para un reactor cualquiera, la potencia unitaria dispensada en unidad detiempo sería:

(4)siendo

G = gradiente de velocidad media;

ecuación que permite calcular el valor de G en función de P.

ó (5)

P = potencia totalV = volumen del reactor

En el equipo de jarras, la potencia teórica está dada por:

P = K. a. Cf. N3 (6)


en la cual

K = coeficientea = área proyectada de las paletas normal a la dirección tangencialCf = coeficiente de dragado

N3 = velocidad

El coeficiente K involucra tanto la forma de las paletas como la geometríadel vaso.

b) Determinación del gradiente de velocidad

Ruey, Hudson, Singley y Camp determinaron los gradientes de velocidadpara diferentes tipos de rotores y deflectores. En la figura 11-5 se muestra elábaco correspondiente a jarras de 2 litros con o sin deflectores.

Los valores indicados en el gráfico pueden ser modificados para cualquiertemperatura o volumen, siempre y cuando se mantengan las relaciones geométricaspor 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.

(7)

Gx = gradiente de velocidad para una temperatura (X)

(8)

G'x = gradiente de velocidad para un volumen (X)

y específicamente para frascos de un litro estará dado por:

(9)

G' = gradiente de velocidad de un vaso de 1 litro

x

G Gxυυ

=

2

1

VV

G xG' =

G1.4 = G'


o para cualquier área de rotores, por la siguiente expresión:

(10)

G''x = 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 = Viscosidad absoluta del agua para una temperatura (t), la cual deter-mina un gradiente (G).

µx = Viscosidad absoluta del agua para una temperatura diferente de (t).V1 = Volumen del recipiente para un gradiente (G) que normalmente es de

2 litros.V2 = Volumen para el cual se desea determinar el nuevo gradiente de velo-

cidad (G'x).a = 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 elaparato y tener 2.000 mL de capacidad; en caso de no tenerse vasos de estetamaño, podría optarse por vasos de 1.000 mL. Se debe evitar usar vasos máspequeños debido a la dificultad en la adición de pequeños volúmenes de coagulantesy ayudantes para obtener muestras satisfactorias del agua sedimentada. Podríanusarse botellas cuadradas, pero antes deben asegurarse las modificaciones pro-ducidas por cambio de secciones para el cálculo de gradientes.

En lo posible, debe evitarse el lavado de las jarras con detergentes, ya quemuchos de estos tienen compuestos aniónicos que son fuertemente absorbidospor 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.

aax

G x'G' =


Figura 11-5. Ábaco que relaciona el gradiente de velocidad con las revoluciones porminuto de un equipo de prueba de jarras con recipientes de 2 litros. Jarra de sección

circular (9)

1,75’’

0,75’’

2,3’’

0,75’’

4,7’’

5,75’’

2,25’’

1’’7,5’’6,4’’

T =

30 °

CT

= 20

°C

T =

10 °

CT

= 5

°C

T =

10 °

CT

= 5

°C

T =

30 °

CT

= 20

°C

3’’

2,35’’

Revoluciones por minuto

Gra

dien

te d

e ve

loci

dad

G -

S-1


Figura 11-6. Ábaco que relaciona el gradiente de velocidad con las revoluciones porminuto de un equipo de prueba de jarras con recipientes de 2 litros. Jarra de sección

cuadrada. Desarrollado por la Universidad de Michigan

1000900800700

600

500

400

300

200

100908070

60

50

40

30

20

15

109876

5

4

3

2

11,5 cm 11,5 cm

10 cm21 cm

D = 7,6 cm

T = 23 CoT = 3 Co

Revoluciones por minuto

Gra

dien

te d

e ve

loci

dad

G -

S-1


µ

Cuadro 11-2. Valores auxiliares para el cálculo de gradientes de velocidad (9)

Temperatura °C Viscosidad absolutaµ (poise)

0 0,01792 0,13391 0,01732 0,13162 0,01674 0,12943 0,01619 0,12724 0,01568 0,12525 0,01519 0,12326 0,01473 0,12147 0,01429 0,11958 0,01387 0,11789 0,01348 0,116110 0,01310 0,114511 0,01274 0,112912 0,01239 0,111313 0,01206 0,109814 0,01175 0,108415 0,01145 0,107016 0,01116 0,105617 0,01088 0,104318 0,01060 0,103019 0,01034 0,101720 0,01009 0,100421 0,00984 0,099222 0,00961 0,098023 0,00938 0,096924 0,00916 0,095725 0,00898 0,094626 0,00875 0,093827 0,00855 0,092828 0,00836 0,091429 0,00818 0,090430 0,00800 0,0894

2.2.6 Sistema de toma de muestras

Después de la mezcla rápida y la floculación, se tiende a sedimentar encondiciones adecuadas. Los estatores descritos anteriormente ayudan a minimi-zar la rotación persistente del agua dentro del vaso durante el periodo de sedimen-tación. Luego se succiona el sobrenadante con una pipeta volumétrica de 50 mL a


la misma profundidad en todos los vasos o por medio de un sifón de 3 mm de tubode vidrio (véase la figura 11-6). Este sifón debe ser torcido en dirección horizontalen el punto de muestreo para que sea representativo de una profundidad determi-nada. El sifón debe ser construido como para dar iguales velocidades de flujo encada vaso y así disminuir la posibilidad de arrastre de sedimentos. El flujo puedeser regulado mediante una pinza de presión. El sifón está sostenido por un flotadorde tecnopor, que va a ayudar a mantener constante la altura de toma de la mues-tra y el nivel del agua.

Antes de tomar la muestra, se debe descartar, a través del sifón, aproxima-damente 10 mL de agua y luego tomar algo más de 30 mL de muestra para ladeterminación de la turbiedad. Se debe tener un abastecimiento de más o menos50 vasitos para tomar las muestras. Con algo de práctica y la ayuda de un cronó-metro, se pueden obtener controles precisos del tiempo.

2.2.7 Iluminación

Para observar elflóculo formado en losvasos, es conveniente,aunque no esencial, unabuena iluminación.

Idealmente, losvasos deben estar pro-vistos con una baseblanca y una ilumina-ción en ángulo recto ala dirección del obser-vador; por ejemplo,arriba o abajo de losvasos (figura 11-7). Sedeben evitar fuentes de luz que generen mucho calor y con un efecto significativoen la coagulación y sedimentación, lo que ocasiona diferencias de temperaturasentre el agua del modelo y la realidad. Ello redundará en la obtención de resulta-dos erróneos.

Figura 11-6. Sifón para la toma de muestras (9)

Manguera φ 4 mm

Interruptor de flujo

Tubo de vidriode φ 4 mm

Poroflex de 1/2’’de espesor

4 cm

6 cm


2.2.8 Equipo auxiliar

Además de la unidad de agitación, es necesario un cronómetro para contro-lar el tiempo que demoran las diferentes operaciones comprendidas en las prue-bas. También se requieren medidores de turbiedad, pH y color.

a) Turbidímetro

La medición de la turbiedad del agua se considera como el parámetro másimportante para caracterizar los procesos. La medición de la turbiedad selogra mediante el uso de un turbidímetro convencional que mide la intensi-dad de la luz que pasa a través de una muestra de agua o la intensidad de laluz que es dispersada por las partículas en suspensión que están presentesen la muestra, generalmente desde una dirección situada a 90° de la direc-ción original del haz de luz. Un ejemplo de un turbidímetro que en su diseñousa el principio de transmisión es el Hellige. De los que miden la dispersiónde la luz, denominados turbidímetros nefelométricos, tenemos el Hach2100-A y el DRT 100 de Estados Unidos. En estos equipos, los resultadosdeben ser reportados redondeando las cifras, como se indica a continua-ción:

Figura 11-7. Base iluminada sobre la cual se coloca el equipo deprueba de jarras (9)

0,20

m

1,00 m

0,30 m


Cuadro 11-3. Forma de reportar los resultados en turbidímetros nefelométricos

Turbiedad (UT) Usar intervalos de

0 – 10 0,051 – 10 0,110 – 40 1,040 – 100 5,0100 – 400 10,0

400 – 1.000 50,0> 1.000 100,0

b) Medidor de pH

Desde tiempo atrás, es conocido que la efectividad de la coagulación de-pende directamente del pH. Debido a ello, la medición de este parámetroantes y después de la floculación tiene importancia básica, por lo cual debedisponerse de un medidor de pH de preferencia potenciométrico. Comoalternativa, podría usarse uno colorimétrico.

El pH es un indicador de la concentración de los iones hidrógeno en solu-ción pH = log10 (H+) y debería ser leído con una sensibilidad de 0,01 unida-des en el medidor de pH con electrodos de vidrio y para referencia decalomel, que dispone de un compensador de temperatura. Este medidordebe ser calibrado con una solución amortiguadora fresca, cuyo pH está enel rango de operación deseada. En general, para la medición de aguas natu-rales y tratadas en plantas de potabilización, se requiere una precisión de0,05 unidades.

c) Comparador de cloro

En muchos casos existe interés en la remoción del color en lugar de laturbiedad. En estos casos la medición del color residual del agua despuésde floculada y sedimentada puede servir para caracterizar el ensayo.

Este parámetro puede ser determinado mediante comparación visual consoluciones coloreadas de concentraciones conocidas. También puede com-pararse con discos especiales de color que han sido previamente calibra-


dos. El método de comparación del platino-cobalto es el establecido comométodo normalizado y la unidad de color es la producida por un mg/L deplatino en la forma de ion de cloroplatinato. La comparación del color seefectúa 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 menciona-do, por comparación con discos de color ubicados dentro de una caja metá-lica o de otro material que contiene los tubos comparadores de la muestra ydel agua destilada incolora.

Los discos de vidrio dan resultados acordes con los obtenidos por el métodode 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 – 50 151 – 100 5

101 – 250 10251 – 500 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 prefe-rencia son de 2 litros de capacidad, debe disponerse de pipetas de Mohr de2 y 10 mL para la adición de coagulantes a los vasos, seis frascos de vidriode 120 mL, dos buretas con sus respectivos soportes y, por lo menos, 50vasitos de 50 mL. En lo posible, esta prueba debe efectuarse a la mismatemperatura que tiene la planta de tratamiento y es necesario controlarla endiferentes puntos del proceso, para lo cual es conveniente tener un termó-metro adecuado.


2.2.9 Precauciones y limitaciones

Con la prueba de jarras se trata de reproducir las condiciones en las cualesse desarrollan los procesos de floculación y sedimentación en la planta de trata-miento.

Sin embargo, dado el pequeño volumen (1 a 2 L) que tienen los vasos deprecipitado, en comparación con el gran volumen de los tanques de floculaciónreales, la prueba de jarras constituye una reproducción parcial del proceso.

Las razones para esto son de orden físico y químico, y, entre otras, son lassiguientes:

a) En los reactores existe un flujo continuo; en cambio, en las jarras no hayflujo. Esto hace que en los primeros la masa de agua sufra un tratamientodesigual, debido a que parte de ella queda retenida durante largo tiempo,mientras que otra parte pasa casi de inmediato. En cambio, en la prueba dejarras, 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, porcuanto este se produce a escala natural y, en cambio, las jarras son cientosde veces más pequeñas que los floculadores. Por tanto, la proporción entrela escala de la turbulencia que se produce en uno y otro caso y el tamañodel flóculo es diferente, lo que afecta la velocidad de aglutinamiento de laspartículas.

c) La dosificación de los coagulantes y la agitación de la masa de agua puedenser mucho mejor controladas en la prueba de jarras que en la planta detratamiento.

No obstante estas deficiencias, la prueba de jarras sigue siendo el métodomás usual de los que hasta ahora disponemos para controlar los factores químicosinvolucrados en los procesos de coagulación y floculación.

Hay que tener en cuenta, sin embargo, que el hecho de que la prueba dejarras sea un ensayo rutinario en la operación de las plantas no significa que puedaejecutarse descuidadamente, lo que, por desgracia, suele ser bastante común.


2.3 Consideraciones generales para la ejecución de ensayosen la prueba de jarras

En los ensayos experimentales se imponen ciertos controles que sirven paraevaluar los efectos producidos al variar el valor del parámetro que está siendomedido. Cuando los ensayos se efectúan con el equipo de prueba de jarras, sedeben tomar en cuenta los siguientes aspectos:

1) equipo usado para la prueba;2) análisis de laboratorios requeridos;3) dosis de coagulante;4) concentración del coagulante;5) sistema de adición del coagulante;6) dosificación del ayudante de floculación;7) sistema de adición del ayudante de floculación;8) tiempo de duración y gradiente de velocidad de la mezcla rápida;9) tiempo de duración y gradiente de velocidad de la mezcla lenta;10) sistema de toma de muestra.

Entre las observaciones generales que se deben tener en cuenta al ejecutarla prueba de jarras, tenemos:

a) El tiempo y secuencia de dosificación: en algunas oportunidades el coagulantese adiciona a cada vaso (muestra) a diferentes tiempos según su turno. Talprocedimiento es inefectivo, particularmente cuando se usan ayudantes decoagulación, debido a que el tiempo entre la adición del coagulante y elayudante siempre es crítico.

b) En todos los casos, después de dosificados y mezclados los coagulantescon 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 productosquímicos que se van a usar en las pruebas de coagulación deben ser preparadosen concentraciones tales que puedan ser medidas de manera conveniente y preci-sa. Véase el cuadro 11-5.


En los laboratorios de las plantas de tratamiento es mejor preparar las solu-ciones para los ensayos con los mismos coagulantes que se usan en la planta y nocon reactivos purificados de laboratorio.

Cuadro 11-5. Soluciones patrón para la prueba de coagulación (9)

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 sepone opalescente.

Almidón soluble 0,5% 2 días Diluir 10 veces inmediata-mente antes del uso.

Derivados de 0,05% 1 mes La solución debe tener, porpoliacrilamida 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 sulfatoférrico. Se prepara agregando agua destilada a 100 g de coagulante hasta com-pletar el volumen de 1.000 mL, con lo que se obtiene una solución de 10% que sepuede conservar como solución patrón, por uno, dos o tres meses.

El ensayo de prueba de jarras se hace diluyendo 10 mL de la soluciónpatrón hasta completar 100 mL con agua destilada. Queda una solución al 1% queno se puede conservar por más de 24 horas pues corre el riesgo de hidrolizarsey perder buena parte de su capacidad de coagulación.

Cuando es necesario, debido a la baja alcalinidad de la muestra, hay quepreparar una suspensión de cal añadiendo agua destilada a 10 g de dicho materialhasta completar un volumen total de 1.000 mL. Debe anotarse el compuesto decal que se ha utilizado, CaO o Ca (OH)2, y evitar el contacto de la suspensión asípreparada con el aire, cuyo contenido de CO2 puede reaccionar con el óxido de

Producto químicoConcentración de la solución patrón

o suspensión

Prepare unasolución nueva

después deNotas


calcio para formar carbonato que precipita. Antes de usar la suspensión, hay queagitarla.

2.3.2 Tamaño del flóculo producido

Se observa el tamaño del flóculo producido y se lo evalúa cualitativamentesegún sus características. Su tamaño puede expresarse en mm de acuerdo con elcomparador desarrollado por el Water Research Institute de Inglaterra o según elíndice de Willcomb, que se incluye en el cuadro 6 y la figura 11-9. Se escoge comodosis óptima la de la jarra que produce una partícula más grande, aunque no siem-pre el mayor tamaño de partículas produce la mayor velocidad de asentamientoaparente 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 indiciode formación de flóculo es uno de los sistemas para cuantificar la velocidad de lareacción. La iluminación de la base del agitador ayuda en esta determinación, queni 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 quese agregaron los coagulantes a los vasos de precipitado. Si no se dispone de unsistema de aplicación simultánea que vierta la solución en la seis jarras al mismotiempo, el coagulante tiene que agregarse con intervalos de 10 a 30 segundos encada vaso y debe marcarse en los mismos, con lápiz de cera, el tiempo de aplica-ción 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 altiempo inicial de aplicación del coagulante a la primera jarra, hasta que se note elprimer indicio de flóculo, menos el tiempo que tarde en hacerse la aplicación a lajarra considerada.

Esta determinación es bastante subjetiva y depende del criterio del obser-vador.


Número delíndice

Descripción

Cuadro 11-6. Índice de floculación de Willcomb (9)

0 Flóculo coloidal. Ningún signo de aglutinación.2 Visible. Flóculo muy pequeño, casi imperceptible para un observador

no entrenado.4 Disperso. Flóculo bien formado pero uniformemente distribuido. (Sedi-

menta muy lentamente o no sedimenta.)6 Claro. Flóculo de tamaño relativamente grande pero que precipita con

lentitud.8 Bueno. Flóculo que se deposita fácil pero no completamente.10 Excelente. Flóculo que se deposita completamente, dejando el agua

cristalina.

2.3.4 Determinación de pH, alcalinidad, coagulante y turbiedad o colorresiduales

La determinación de estos parámetros se hace 10 a 20 minutos después desuspendida la agitación. Se extraen las paletas del agitador, se deja sedimentar elagua durante este tiempo y se succiona la muestra con una pipeta volumétrica de100 mL, a la misma profundidad en todos los vasos (3 a 10 cm) o por medio de unsifón 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 coagulanteresidual con la dosis que produce la más baja turbiedad, en especial, cuando seusan pequeñas cantidades de coagulante. Además, hay que tener presente que elaluminio 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 la-boratorio son los siguientes:


• 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 comercialmentedisponibles, para seleccionar el que proporciona la mayor eficiencia al más bajoprecio, 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 costode la sustancia química y de las instalaciones necesarias para su manipulación ydosificación, para seleccionar el coagulante más apropiado. A continuación seindican 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 produ-ce la más rápida desestabilización de las partículas coloidales, que permita la for-mación de un flóculo grande, compacto y pesado, que pueda ser fácilmente rete-nido en los decantadores y que no se rompa y traspase el filtro. Debe observarseque no necesariamente el flóculo que sedimenta con rapidez es el que quedaretenido en el filtro. El flóculo que se busca es el que dé el mayor rendimiento, contodo el conjunto de procesos.

b) Equipos, materiales y reactivos

• Equipo de prueba de jarras con 6 jarras de 2 litros, 6 deflectores, 6 tomadoresde muestras y 6 jeringas hipodérmicas desechables de 10 cm3, con susagujas.


• Turbidímetro con la sensibilidad suficiente para determinar con precisiónturbiedades 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 ladureza total del agua cruda con la que se va a trabajar. Determinar tambiénla presencia de hierro y manganeso si esta es significativa.

2) Calcular la cantidad de coagulante que se va a aplicar a cada jarra median-te la ecuación de balance de masas:

P = D x Q = q x C

Donde:

P = peso de coagulante por aplicarD = dosis de coagulante en mg/LQ = capacidad de la jarra en litrosq = volumen de solución por aplicar (mL)C = 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 soluciónal 2%.

Calcular el volumen de solución que debe colocarse en la jeringa.

mL1,0=q;(mg/L)20.0001.000x2(L)x(mg/L)10

=q


3) Colocar las cantidades del coagulante que se va a aplicar a las jarras encada vasito mediante una pipeta. Succione el contenido del vasito con unajeringa 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 lasmemorias de la siguiente manera:

Memoria 1 = tiempo: 5 segundos, Velocidad = 300 rpmMemoria 2 = tiempo: 20 minutos, Velocidad = 40 rpm

Si en el ábaco de la figura 5 entramos a las curvas que corresponden a unaprueba con estatores con una velocidad de 300 rpm y temperatura prome-dio de 20 °C, podemos comprobar que en estas condiciones se consigue ungradiente de velocidad de aproximadamente 770 s-1. Asimismo, durante laetapa de floculación con 40 rpm se estará aplicando un gradiente de veloci-dad de 52 s-1 que corresponde a un gradiente de floculación promedio.

5) Inicie el funcionamiento del equipo, aplicando en forma simultánea e instan-tánea el coagulante a todas las jarras. Cuide de que la solución penetreprofundamente para que la dispersión sea más rápida. Recuerde que paraque el proceso sea bien simulado, el coagulante debe aplicarse en el puntode 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. Ladosis de alcalinizante se decidirá en una prueba especial, en la que mante-niendo la dosis de coagulante constante, se aplicarán dosis variables de unasuspensión de cal al 1% (10 gramos de cal en un litro de agua).

7) Cuando el proceso de floculación se inicie, estaremos atentos a identificaren qué jarra aparece primero formación de flóculos y anotaremos el tiempoen que esto ha ocurrido.

8) Instantes antes de que el proceso de floculación concluya, observe el tama-ño del flóculo que se ha desarrollado y compárelo con la tabla de la figura11-8.


Figura 11-8. Comparador para estimar el tamaño del flóculo producido en lacoagulación (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 lostomadores de muestras, cebar los sifones utilizando una jeringa, atracar elextremo del sifón utilizando una liga o bandita (colocada alrededor de lajarra), y dejaremos sedimentar el agua entre 5 y 15 minutos.

10) Cumplido el tiempo de sedimentación seleccionado, descartar los primeros10 mL de muestra retenidos en el sifón y tomar las muestras a todas lasjarras 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 dosisóptima aquella que produce la menor turbiedad.

12) Se analizan los diversos datos de dosis óptima para cada turbiedad de aguacruda y, mediante la teoría de mínimos cuadrados, se determina la recta demejor ajuste que será de la forma: y = a + bx.

0,3 - 0,5 mm 0,5 - 0,75 mm 0,75 - 1,0 mm 1,0 - 1,5 mm

1,5 - 2,25 mm 2,25 - 3,0 mm 3,0 - 4,5 mm

A B C D

E F G


Donde:

y = turbiedad de agua cruda yx = 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)

Utilizando el equipo de prueba de jarras, se determinó la variación de lacalidad del agua en función de la dosis de coagulante (en este caso, sulfato dealuminio), para diferentes turbiedades que se presentaron en la fuente. Véase elcuadro 11-7.

Los puntos 1, 2, 3 y 4 del cuadro anterior muestran las dosis óptimas paratratar las turbiedades correspondientes, con las cuales se efectúa el gráfico de lafigura 11-9.

Este gráfico es necesario para diseñar o evaluar todas las instalaciones dedosificación de una planta de filtración rápida y, por supuesto, para operarla.

Dosis decoagulante

(mg/L)

Turbiedad de agua cruda (UNT)

22,5 4,525 2,8

27,5 2,430 (2,1) 1

32,5 2,337,5 2,7 1040 4,2

42,5 (3,2) 2 3,545 3,5 3 4

47,5 4,2 2,7 750 7,1 (2,5) 3 5,5

52,5 2,8 5,255 3,2 (3,4) 4

57,5 4,1

50 150 240 320


Si los operadores disponen de un gráfico como este, pueden cambiar rápi-damente la dosificación del coagulante cada vez que cambia la turbiedad del aguacruda.

• Determinación de la concentración óptima

a) Antecedentes

Diversos estudios han demostrado que la concentración del coagulante in-fluye en la eficiencia de la mezcla rápida, lo que modifica los resultados del proce-so de coagulación.

Es necesario trasladar esta experiencia a las plantas de tratamiento, previaselección del valor óptimo a nivel de laboratorio.

b) Propósito

Determinar la concentración de coagulante que optimice el proceso.

c) Procedimiento

1) Determinar la dosis óptima.Para esto, debe emplearse unasolución de coagulante al 1%(10 g/L), la cual tiene un pH de4,0 a 4,5.

2) Preparar una solución patróndel coagulante al 10% (100g/L), preparar soluciones al 0,5;1,0; 2,0; 3,0; 5,0 y, finalmente,se utilizará también la soluciónpatrón al 10%.

3) Llenar las jeringas de acuerdocon el procedimiento indicadopara la dosis óptima, pero co-locando en todas la misma do-sis óptima ya determinada, conlas diferentes concentracionesde solución preparadas.

Figura 11-9. Correlación turbiedadversus dosis óptima

y = 10.943x - 288,77R2 = 0,9771

0

50

100

150

200

250

300

350

0 20 40 60Dosis óptima (mg/L)

Turb

ieda

d (U

NT)


4) Efectuar la mezcla rápida, la floculación y la decantación de acuerdo con loindicado en la prueba anterior.

5) Durante el proce-so, evalúe el tama-ño del flóculo (ín-dice de Willcomb)y la velocidad dela reacción.

6) Determine la tur-biedad o el colorresidual de cadamuestra.

7) Con los datos ob-tenidos, dibuje unhistograma comoel de la figura 11-9.

d) Aplicación práctica

Se determinó una dosis óptima de 20 mg/L para una turbiedad preparadacon caolinita y se prepararon las soluciones indicadas en la primera columna delcuadro 11-8 para efectuar la prueba, y se obtuvieron los resultados indicados en elcuadro.

La mecánica de la prueba es similar a la prueba de dosis óptima. La dife-rencia está en que a cada jarra se le aplica la dosis óptima a una diferente concen-tración, de manera que la concentración del coagulante es la única variable ycualquier diferencia en los resultados se debe a la concentración.

Figura 11-10. Concentración óptima del coagulante

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

10 5 2 1 0,1 0,01

C (%)

Turb

ieda

d (U

NT)


Cuadro 11-8. Resultados de la prueba de concentración óptima

Concentración de la pH Turbiedad residualsolución (%) (UNT)

10 2,65 2,85 2,84 2,62 3,32 2,01 3,50 1,5

0,1 3,73 1,70,01 4,12 3,0

Sin lugar a dudas, es más difícil mezclar un volumen pequeño de solucióncon una gran masa de agua que un volumen mayor. Cuando el coagulante estámás diluido, se facilita la mezcla, pero también se va incrementando el pH, hastallegar a la hidrólisis del coagulante, con lo cual su efectividad se reduce notable-mente.

En la prueba realizada se puede observar que con altas concentraciones de10% y 5%, la turbiedad residual que se obtuvo no fue tan buena como con con-centraciones 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 lahidrólisis 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 conel coagulante o ayudante de coagulación utilizado.

b) Equipos y materiales

Equipo de prueba de jarras, con todos los aditamentos indicados en laspruebas anteriores; turbidímetro, de preferencia nefelométrico; equipo para de-terminar el pH de la muestra; colorímetro con sensibilidad para determinar conprecisión las unidades de color remanente en el agua tratada. Ácido sulfúricodiluido 0,1 N, hidróxido de sodio diluido 0,1 N y el coagulante seleccionado.


c) Procedimiento

1) Si el problema del agua es turbiedad, efectuar la prueba dentro de un ran-go 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 enun solo recipiente y si el pH que se desea obtener en esta muestra es másbajo que el pH natu-ral del agua, agre-gar ácido sulfúrico.Si es mayor, aplicarhidróxido de sodio.Se agregará gota agota el modificador,agitando con una va-rilla para homogenei-zar. Se puede man-tener el bulbo delmedidor de pH den-tro de la muestrapara determinar elcambio del pH.

3) Una vez ajustado el pH, se efectúa una prueba de dosis óptima y se deter-mina la dosis que produce el efluente de mejor calidad.

4) Se continúa de igual forma con los demás pH. Se dibujan todas las curvasen 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 ópti-mos.

5) Se recomienda efectuar un estudio económico considerando el consumo decoagulante en el caso de efectuar el tratamiento con el pH natural del aguaversus el tratamiento con modificadores de pH y dosis óptima generalmen-te menor. También convendría evaluar si la reducción de turbiedad y colores significativa, así como la mayor duración de las carreras de filtración quese obtendrían, y compararlas con el mayor costo de operación, manteni-miento e instalaciones adicionales.

0

2

4

6

8

10

12

14

10 15 20 25 30 356 7 8 9

Turb

ied a

d (U

NT)

Figura 11-11. Determinación del pH y ladosis óptima



Se efectuó esta prueba con un agua que presentaba 80 UNT de turbiedady pH de 7,0. Se prepararon muestras con pH de 6, 8 y 9, y se efectuó una dosisóptima con cada muestra. Los resultados obtenidos se pueden apreciar en lascurvas de la figura 11-11.

Al analizar el gráfico, podemos apreciar que los mejores resultados se obtu-vieron 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 calidaddel efluente se deteriora.

••••• Selección de ayudantes de coagulación

a) Antecedentes

Existe una gran variedad de ayudantes de coagulación. Algunos solo sepueden usar en procesos industriales o en aguas servidas, porque son tóxicos ocancerígenos. Otros, en cambio, están aprobados para uso en agua potable. Portanto, la primera condición que debe reunir un polielectrolito es que no seapeligroso para la salud. La EPA publica periódicamente las listas de polielec-trolitos que pueden usarse en aguas para consumo humano.

Asimismo, aunque un determinado ayudante de coagulación esté aprobadopara el uso en tratamiento de agua, ello no garantiza que dé buenos resultados concualquier tipo de agua. Por el contrario, algunos de ellos no solo no mejoran sinoque pueden perjudicar el proceso, debido a que en cierto tipo de aguas dispersanel 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 suspen-sión y de la energía necesaria para la absorción de los polímeros.

La única forma de seleccionar el polímero más efectivo para cada tipo deagua es hacer pruebas de jarras en el laboratorio con un buen número de ellospara determinar cuál es el que más conviene, tanto técnica como económicamen-te. Muchas veces el resultado puede indicar que no conviene usar un ayudante decoagulación, porque no es suficientemente eficiente o porque encarece demasia-do el costo de producción. Con la finalidad de evitar el riesgo que siempre existepor el empleo generalizado de sustancias químicas, también se recomienda ensa-


yar primero con productos naturales como almidones, celulosas, alginato, goma decactus y gelatina común.

a) Objetivo

Comparar la eficiencia de remoción de turbiedad y/o color de variospolielectrolitos, a fin de escoger el que mejor se adapte a las características delagua que se quiere analizar.


Los mismos equipos y materiales indicados en las pruebas anteriores y lospolielectrolitos entre los cuales se efectuará la selección.

c) Procedimiento

1) Efectuar una prueba de jarras en forma convencional para determinar ladosis 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 ladosis óptima de coagulante seleccionada, además de dosis variables depolielectrolito (entre 0,1 y 1,0 mg/L o entre 0,01 y 0,5 mg/L, de acuerdo conlas recomendaciones de los fabricantes), excepto a la primera jarra, paraque sirva de comparación con las demás.

3) Durante el proceso, determinar el índice de Willcomb y el tiempo inicial deformación del flóculo en cada jarra.

4) Suspendida la agitación al cabo de 15 a 30 minutos, dejar sedimentar elagua por 10 minutos, tomar el sobrenadante y determinar la turbiedad ocolor residual y el pH. Repetir con el mayor número de polielectrolitos dis-ponibles a fin de hacer una selección preliminar.

5) Una vez seleccionado el polielectrolito que dio los mejores resultados, seefectúan nuevos ensayos disminuyendo la dosis de coagulante metálico (porejemplo, 75% de la óptima) y agregar polielectrolito en cantidad variable, omantener constante la dosis de polielectrolito determinada con anterioridad,variando la dosis de coagulante hasta obtener la combinación más econó-


mica. Si la calidad del agua varía durante el año, deben hacerse ensayospara diferentes condiciones de turbiedad y color.

Por lo general, se obtienen resultados diferentes cuando se agrega elpolielectrolito antes y después del coagulante. Comúnmente esta última alternati-va es la mejor, pero deben ensayarse ambas, a fin de constatar cuál es la secuen-cia más apropiada.


Se incluye partede un estudio sobrepolielectrolitos realizadoen los laboratorios delCEPIS/OPS, en Lima,Perú. Los ensayos pre-sentados fueron hechoscon aguas del río Rímacen época de baja turbie-dad (15 a 30 UNT) yaguas con turbiedad ar-tificial (50 UNT). Seempleó una cantidadmenor de sulfato de alu-minio (15 mg/L) que ladosis óptima (20 mg/L),cuando se varió la dosisde polielectrolito. Véasela figura 11-12 .

Como puede apreciarse, la adición adecuada de polielectrolitos como ayu-dantes de coagulación y/o floculación puede contribuir a bajar costos de trata-miento por las pequeñas dosis que se emplean y el aumento de la eficiencia, con loque se alargan las carreras de filtración. Por otro lado, si se elige el tipo adecuadode polielectrolito, el flóculo que se obtiene permite la formación de lodos cuyossedimentos son fácilmente disponibles.

Figura 11-12. Selección de ayudantes de coagulación

0

2

4

6

8

10

12

0 0,2 0,4 0,6 0,8 1 1,2

Dosis de polímero (mg/L)

Welgum Alginato macrocystisAlginato Lessonia


• Determinación de los parámetros de floculación

a) Propósito

El propósito de este ensayo es la determinación de los parámetros defloculación: gradiente de velocidad (G) y tiempo de retención (T), en función delas dosis óptimas determinadas y empleando el método de Villegas y Letterman (2).


Los mismos indicados anteriormente.

c) Procedimiento

1) Se toma la muestra de agua cruda y se determinan los parámetros básicosde 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 laspaletas (por ejemplo, 300 rpm).

4) Se aplica la dosis de modificador de pH y la dosis óptima de coagulante, deacuerdo con lo determinado en el ensayo correspondiente.

5) A partir de la aplicación del coagulante, se realizará la mezcla rápida duran-te un tiempo instantáneo de aproximadamente 5 segundos.

6) Al finalizar la mezcla rápida, se iniciará el proceso de floculación, para locual se habrá ajustado la memoria del equipo para uno de los gradientes develocidad seleccionados. El rango de gradientes de velocidad óptimas paraesta prueba fluctúa entre 80 y 20 s-1. Cuando el estudio corresponda a unaplanta de gran capacidad, se tomarán intervalos de 10 s-1; cuando se tratede 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, secoloca 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 asísucesivamente, hasta que a los 30 minutos se retira la última. Con cadajarra se procede de modo similar.


8) Se determina la turbiedad residual (Tf) a cada muestra, se calcula la efi-ciencia remocional (Tf/To) y se registran los datos en un cuadro similar alcuadro 11-9.

9) Se repite el ensayo incrementando el gradiente de velocidad de acuerdocon el intervalo seleccionado.

10) Se repite el procedimiento con cada una de las condiciones de turbiedad ocolor, representativas de la calidad de agua cruda existente.

11) Se grafica en escalas aritméticas la eficiencia remocional (Tf/To) versuslos tiempos de floculación de cada una de las jarras de las que proceden lasmuestras analizadas. En este gráfico se determina el tiempo total defloculación, 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 velo-cidad, para cada tiempo de floculación analizado. En cada curva de tiempose produce un punto mínimo (punto de infección de la parábola), que co-rresponde al gradiente de velocidad que optimiza con ese tiempo de reten-ción. Este punto mínimo es el de máxima eficiencia remocional para eltiempo de retención correspondiente. En cada curva de tiempo se identificael punto mínimo tomando el gradiente de velocidad óptimo correspondiente.

13) Se grafican en papel doble logarítmico los valores de tiempo versusgradientes de velocidad óptimas. Se determina la línea de mejor ajuste deestos puntos aplicando mínimos cuadrados y se determina la ecuación decorrelación y el grado de ajuste. Si el grado de ajuste es aceptable(r2 = 0,90), se continúa el calculo; en caso contrario, deberá repetirse elprocedimiento de laboratorio, y se deberá trabajar con más cuidado paramejorar los datos.

14) El tiempo de retención determinado en el primer gráfico se divide para elnúmero de tramos que tiene el floculador (en el caso de que estemos eva-luando una unidad) o bien para el número de tramos que hemos selecciona-do en la unidad que estamos proyectando y con cada tiempo entramos algráfico y determinamos la gradiente de velocidad correspondiente.


d) Observaciones

Tomar en cuenta las siguientes precauciones para obtener informaciónconfiable:

• 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 etal. (2) estudiaron los efectos de la temperatura en la coagulación concoagulantes férricos. La necesidad de llevar a cabo los ensayos a la tempe-ratura del agua en la planta es especialmente importante con aguas quetienen bajas temperaturas y elevadas turbiedades.

• Manipular cuidadosamente el tomador de muestras para no alterar las con-diciones de reposo de la masa de agua, lo que malograría la sedimentación.

e) Aplicación práctica

Se estudiaron lasaguas que abastecen auna ciudad para realizarel proyecto de amplia-ción y mejoramiento delsistema existente (3).Con una turbiedad de 30UNT se realizaron losensayos de floculacióny se obtuvieron los da-tos indicados en el cua-dro 11-9, con los que segraficaron las curvas dela figura 11-13. Figura 11-13. Tiempo total de floculación

0

5

15

20

25

30

5 10 15 20 25 30

Tiempo (min)G = 80 s-1 G = 60 s-1

G = 40 s-1 G = 20 s-1

Turb

ieda

d (U

NT)


Gradientes develocidad G s-1

Cuadro 11-9. Resultados de ensayos de floculación

Turbiedad residual (UNT)

5 10 15 20 25 30

80 28 15 7,5 5,6 4,8 3,260 17 7 4,5 4,2 3,5 1,740 24 20 8,7 7,5 2,7 7,420 11 9 7,0 8 5,0 9

La figura 11-13 estámostrando las curvas degradiente de velocidadobtenidas a partir de losdatos de turbiedad resi-dual versus tiempo. Lacurva más baja del grá-fico (40 s-1) esta indican-do que el proceso optimi-za con un tiempo total defloculación de 21 minu-tos.

A partir de las curvas de gradientes de velocidad del gráfico de la figura11-13, se obtienen las curvas de tiempo de la figura 11-14. Ubicando los puntos demáxima remoción con cada uno de estos tiempos, se obtienen los gradientes develocidad 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 co-rrelación de la figura 11-15.

Figura 11-14. Gradientes de velocidad óptimas

05

1015

2025

30

20 40 60 80Gradientes de velocidad (s )-1

5 10 15 20

Turb

ieda

d (U

NT)


Como la unidad defloculación tiene 600 L/sde capacidad, se eligió unfloculador vertical de 3tramos. Siendo el tiempode retención total de 21minutos, cada tramo ten-drá un tiempo de reten-ción aproximado de 7 mi-nutos.

Entrando con untiempo de 7 minutos a lacorrelación del gráfico de la figura 11-15, se encuentra que con este tiempo optimizaun gradiente de velocidad de 60 s-1 y entrando con 20 minutos, el gradiente corres-pondiente es de 35 s-1.

Como regla general, si se agrega un gradiente de 20 s-1 en la etapa terminaldel proceso de floculación, se logra un flóculo más pesado y compacto, con el quese obtienen las metas de calidad del proceso con una tasa de sedimentación másalta. Por lo tanto, el rango de gradientes de velocidad recomendable para estaagua estaría entre 60 y 20 s-1, rango dentro del cual deberán estar las gradientesde velocidad de los cinco compartimentos.

••••• Determinación de los parámetros de decantación

a) Propósito

Determinar la tasa de diseño y la eficiencia remocional de un decantadorlaminar de placas en condiciones ideales.


Los indicados para las pruebas anteriores.

c) Procedimiento

1) Llenar las seis jarras del equipo con la muestra de agua en estudio. Encen-der el equipo y agregar la dosis óptima, realizando la mezcla rápida de

Figura 11-15. Correlación de G y T

y = -20,193Ln(x) + 108,14R

10

100

1 10 100Tiempo (min)

G (S

-1)


Gradiente develocidad (s-1)

Tiempo de retención (min)Tramo

acuerdo con lo indicado anteriormente. Se programará la memoria del equi-po con los parámetros de mezcla (300 revoluciones por minuto y 5 segun-dos) y a continuación se colocan las gradientes y el tiempo de mezcla selec-cionados. Véase el cuadro 11-11.

Cuadro 11-11. Parámetros para el ensayo de decantación

Parcial Total

1 7 7 602 7 14 403 7 21 20

2) Las gradientes y el tiempo de mezcla van a darse en forma consecutivasimulando el paso del agua por una unidad de floculación. Cuando el equipopare, 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, alminuto; la segunda, a los 2 minutos; la tercera, a los 4; la cuarta, a los 5; yla 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 losmililitros de lodo producidos por cada litro de agua tratada. Este dato esnecesario 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 0,100 25,6 0,73120 0,050 16,0 0,30180 0,033 11,0 0,24240 0,025 4,7 0,17300 0,020 5,3 0,15480 0,013 4,6 0,10600 0,010 3,6 0,10660 0,09 3,6 0,10


6) Esta prueba debe repetirse con cada una de las turbiedades representativasde la época crítica o lluviosa.

7) Se calculan los valores de (h/T) para cada tiempo de toma de muestra. Estevalor corresponde a (Vs), la velocidad de sedimentación en (cm/s). El valorde (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 aguaestudiada. Véase el gráfico de la figura 11-16.

9) En la columna 1 del cuadro 11-13 se coloca el rango usual de variación delas tasas de sedimentación de las partículas (20 a 60 m3/m2.d), variándolasde 10 en 10. Deducir los valores correspondientes de (Vs) en cm/s paracada tasa y colocar en la columna 2.

10) Con los valores de (Vs) en cm/s del cuadro, entrar a la curva de sedimenta-ción obtenida en el ensayo (figura 11-16) y determinar los valores corres-pondientes 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 turbiedadque no se removió en el proceso. La curva tiene una porción inicial (ladoizquierdo de la curva, en que se vuelve asintótica; no importa cuán largo seael tiempo de sedimentación que demos a la muestra, la turbiedad residual esla misma. Esta es la porción de turbiedad que solo puede ser removida porel 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 Vs Co Rt Tr Tf(m3/m2/d) (cm/s) (Tf/To) (%) (UNT) (UNT)

20 0,023 0,14 0,982 29,45 0,5530 0,035 0,24 0,944 28,32 1,683 5 0,041 0,26 0,931 27,93 2,0740 0,046 0,32 0,907 27,21 2,7950 0,058 0,33 0,894 26,82 3,18

60 0,069 0,37 0,873 26,19 3,81


curva comienza a hacerse asintótica. Esta velocidad (a) es la menor velo-cidad con que se justificaría proyectar un decantador para esa agua, porqueaunque tomáramos valores menores, la remoción será la misma y estaría-mos agrandando la unidad sin conseguir mayor eficiencia.

12) Calcular en la columna 4 el porcentaje total de remoción (Rt), en la colum-na 5 la turbiedad removida (Tr) y en la columna 6 la turbiedad final o rema-nente (Tf).

Rt = [ 1 – (Co – Cf) ] + [ (a + Vs)/ 2 Vs ] (Co – Cf )Tr = Rt x ToTf = To – Tr

13) La carga superficial del decantador será aquella que corresponda al valorde turbiedad final (Tf) deseado en el efluente de la unidad.

d) Aplicación

Se realizó la prueba de decantación con las gradientes de velocidad y tiem-pos indicados en el cuadro 11-12.

Con los datos de las columnas 2 y 4 del cuadro anterior se obtuvo la curvade decantación de la figura 11-16.

Se puede obser-var que la velocidad(a) con la que se con-seguiría la máxima efi-ciencia remocional esde 0,09 cm/s y estacoincide con un valorde Co = Cf = 0,10,concentración de tur-biedad que no puederemover el decanta-dor.

Figura 11-16. Curva de sedimentación

0,0

0,20,30,40,50,60,70,8

0 0,02 0,04 0,06 0,08 0,1 0,12

Vs (cm/s)

Co

To = 35 UNT


La meta de calidad propuesta para el efluente de esta unidad es de 2,0UNT, por lo que ahora es necesario identificar con qué tasa de decantación seobtendría un efluente de esta calidad. Para ello elaboramos el cuadro 11-13, conlas directivas anteriormente indicadas.

La tasa con la que se alcanzaría la meta propuesta es de 35 m3/m2.d. Comoesta tasa fue obtenida en condiciones ideales, la tasa con la que se proyectaríanlos decantadores debe afectarse de un coeficiente seguridad de 30%. Por lo tan-to, 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 directasigue un procedimiento especial, dado que en esta alternativa de tratamiento losprocesos involucrados son mezcla rápida y filtración y, en algunos casos, un pro-ceso de floculación corto.

Dosis óptima

a) Propósito

Obtener la dosis de coagulante y el pH óptimo para efectuar el tratamientomediante filtración directa.


• 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.


c) Procedimiento

• Ejecutar varias pruebas de dosis óptima variando el pH de la muestra deagua cruda entre 4 y 7. Véase el cuadro 11-14.

• Seleccionar la dosis óptima de coagulante para cada valor de pH. Véase lafigura 11-17.

• En cada ensayo proceder del siguiente modo:

1) Graduar la muestra al pH seleccionado para la prueba, utilizandoácido sulfúrico o hidróxido de sodio.

2) Preparar los embudos con el papel Whatman 40.3) Llenar las jarras con un litro de la muestra de agua y colocar los

estatores.4) 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, to-mándola como punto medio, aumentar y disminuir esta dosis para lasseis jarras.

5) Preparar las jeringas con el rango de dosis seleccionadas.6) Colocar en la memoria del equipo los parámetros de la prueba: mez-

cla rápida, 300 revoluciones por minuto y 3 segundos.7) Al tiempo cero, agregar el coagulante simultáneamente a todas las

jarras y prender el equipo.8) Apenas se apague el equipo, tomar muestras simultáneamente tra-

segando suavemente de las jarras a los embudos.9) Determinar turbiedad y/o color y pH a las muestras filtradas.10) Graficar las curvas de turbiedad y /o color residual versus dosis para

cada pH.11) La curva de la dosis menor estará indicando el pH y la dosis óptima

para el proceso.


Cuadro 11-14. Selección de la dosis y pH óptimo para filtración directa (9)

pH = 6 pH = 6,5 pH = 7 pH = 7,5

D Tf D Tf D Tf D Tf jarras (mg/L) (UNT) pH (mg/L) (UNT) pH (mg/L) (UNT) pH (mg/L) (UNT) pH

1 0 2,5 5,60 0 1,7 6,25 0 2,7 6,50 0 3,5 7,252 7 0,9 5,75 3 1,6 6,35 2 2,3 6,11 4 2,5 7,453 9 0,8 5,80 6 1,6 6,35 5 1,8 6,45 8 1,5 7,504 13 0,9 5,80 8 1,5 6,35 8 0,9 6,70 12 1,6 7,405 15 1,3 5,85 10 1,6 6,40 11 1,4 6,75 16 1,6 7,356 17 1,5 5,95 12 1,6 6,45 15 1,5 6,75 20 1,8 7,45

d) Aplicación

Se ensayó en ellaboratorio con unamuestra de agua quetenía 18 UNT de tur-biedad y un pH de7,75.

Se selecciona-ron valores de pH de6; 6,5; 7 y 7,5 y se eje-cutaron 4 pruebas dejarras.

Los resultadosobtenidos se indican enel cuadro 11-14.

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 estádada por la curva más baja del gráfico, que corresponde al pH 6,0. Asimismo, ladosis con que este pH tuvo mayor eficiencia fue 8 mg/L.

Figura 11-17. Dosis y pH óptimos

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

0 5 10 15 20

Dosis (mg/L)6 6,5 7 7,75


Floculación corta para filtración directa

a) Propósito

Obtener los valores de la gradiente de velocidad y los tiempos de retenciónque optimizan la formación del microflóculo para filtración directa.


• 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 ensayocon cada gradiente de velocidad.

2) Variar los tiempos de floculación entre 0 y 10 minutos con cada gradientede velocidad.

3) En cada ensayo se procederá del siguiente modo:

a) Llenar hasta la mitad (1 litro) las jarras con el agua cruda y colocar losestatores.

b) Colocar en la memoria del equipo los parámetros del ensayo: 3 segun-dos con 300 revoluciones por minuto y 10 minutos con las revolucio-nes por minuto correspondientes a la gradiente de velocidad seleccio-nada.

c) Adicionar el coagulante simultáneamente a todas las jarras, con loque se inicia el proceso.

d) A partir del inicio de la floculación, retirar una por una las jarras en lostiempos previstos. Así, por ejemplo, al tiempo 0, 2, 4, y así sucesiva-mente, hasta la sexta jarra a los 10 minutos. Filtrar de inmediato ytrasegar directamente de la jarra al embudo preparado con el papelWhatman 40.

e) Determinar la turbiedad remanente a cada muestra.


Prueba

d) Análisis de los resultados

1) Graficar las curvas de turbiedad remanente versus tiempo de floculaciónpara cada gradiente de velocidad.

2) Seleccionar el tiempo de retención y la gradiente de velocidad que den lamayor eficiencia remocional.

e) Aplicación

Con un pH de 6,5y dosis de 8 mg/L seefectuaron cuatro prue-bas de floculación.

1) Las gradientes develocidad selec-cionadas fueron60, 90, 120 y 150s-1. Los tiemposvariaron entre 0 y10 minutos.

2) Las gradientes develocidad se indi-can en el cuadro11-15.

Cuadro 11-15. Selección de gradientes de velocidad y tiempos óptimos defloculación para filtración directa (9)

G Tiempo (min)

s-1 0 2 4 6 8 101 60 2,00 0,60 0,48 0,60 0,65 0,552 90 9,20 2,00 0,80 0,67 0,63 0,483 120 0,62 0,52 0,62 0,47 0,72 0,684 150 2,60 0,82 0,72 0,76 0,80 0,60

Figura 11-18. Gradiente de velocidadóptima para filtración directa

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

2 4 6 8 10

Tiempo (min)60120

90150


3) Las curvas de la figura 11-18 (9) reproducen la variación de la turbiedadremanente versus tiempo para cada gradiente de velocidad.

f) Conclusiones

Del análisis de las curvas de la figura 11-18 se puede observar que lasmejores condiciones de calidad de agua se obtienen con una gradiente de veloci-dad 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 fuen-te para el abastecimiento de agua de una ciudad. No se contaba con informaciónde calidad de la fuente ni existía otra planta que estuviera abasteciéndose de lamisma fuente cuya información pudiera ser útil para este estudio. El tiempo y losrecursos disponibles eran muy limitados, por lo que no se pudieron organizarmuestreos durante los meses críticos.

Sin embargo, seagotaron esfuerzos parareunir toda la informa-ción de calidad posible,tanto en los archivos dela empresa de agua comoen la universidad local.Se aprovechó informa-ción relacionada con es-tudios de tesis e investi-gaciones. Esta informa-ción se complementó conalgunos muestreos y deeste modo se llegó a caracterizar el comportamiento de la fuente y a conocer lasvariaciones que presentaba la calidad del agua cruda y los parámetros problemadel objeto de tratamiento.

Figura 11-19. Promedios mensuales de turbiedad

0

50

100

150

200

250

300

350

E F M A M J J A S O N D

Meses1990 1992

Turb

ieda

d (U

NT)


En el cuadro 11-16 se sintetizan los resultados de varios análisis fisico-químicos y bacteriológicos efectuados para conocer la calidad de la fuente. Delanálisis de esta información podemos concluir que los parámetros problema—es decir, los que exceden los límites aceptables para consumo humano— son laturbiedad, el color y la contaminación fecal. Por lo tanto, la fuente requiere parasu tratamiento un sistema de clarificación mediante filtración rápida completa conalternativa para filtración directa.

Cuadro 11-16. Resumen de análisis físicoquímicos de la fuente (11)

Fecha Guías 12/II/96 20/III/96 25/III/96 27/III/96

Parámetrosde la Muestra Muestra Muestra MuestraOMS 1 2 3 4

Temperatura (°C) - 14 16 16 14Turbiedad (UNT) 5 78 49 30 39Color (UC) 15 >50 >50 >50 >50pH 6,5 – 8,5 7,4 7,9 7,9 7,9Dióxido de carbono (mg/L) - 7,4 6,6 6,6 0,0Alcalinidad total - 88 118 116 102Alcalinidad a la fenolftaleína - 0,0 0,0 0,0 8,0Dureza total - 248 252 252 208Calcio (mg/L como Ca++) - 93 65 69 60,5Magnesio (mg/L) - 4,4 21,9 19,4 13,9Cloruros (mg/L) 250 21 63 52,4 46Sulfatos (mg/L) 250 88 69 68 45Hierro (mg/L) 0,3 0,26 0,0 0,0 0,0Sólidos totales (mg/L) 1.000 1.860 359 358 500Coliformes totales/100 mL 5,2 (10)3 4,5 (10)3 2,6 (10)3 1,8 (10)3Coliformestermotolerantes/100 mL 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 yalgunos 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 pro-medio, durante unos 4 meses al año, y turbiedades bajas el resto del tiempo. Esposible operar con filtración directa entre mayo y noviembre o entre junio y octu-bre, dependiendo de si el año es seco o lluvioso.


Figura 11-20. Dosis óptima de coagulante

Alternativa de filtración rápida completa

Se determinaronen el laboratorio los pará-metros óptimos para dise-ñar las unidades de la plan-ta. Se realizaron las prue-bas de dosis óptima y seobtuvieron los resultadosindicados en la figura11-20. Con los resultadosde estas pruebas se graficóla curva de dosificaciónque aparece en la figura11-21, que aunque presen-ta un bajo grado de ajuste,permite conocer el rango dentro del cual pueden variar las dosis de coagulantepara tratar el agua de esta fuente.

Como se puede apreciar, en estegráfico no se incluyó el resultado ob-tenido con la turbiedad de 230 UNT,que fue la máxima con la que se pudoalcanzar una muestra para efectuarel estudio de laboratorio y que, comose puede observar en el histogramade turbiedad de la figura 11-19, esrepresentativa de los valores máxi-mos que suelen presentarse en laépoca de lluvia. La dosis obtenidapara 230 UNT fue de 20 mg/L, másbaja que la que se obtuvo para 35,0UNT. En una investigación realiza-da por la universidad local se encon-tró que los estratos del cauce del ríoson ricos en bentonita, la cual tienepropiedades coagulantes, por lo que

cuando aumenta la turbiedad se incrementa el contenido de bentonita y las dosisson casi constantes a pesar de que la turbiedad crece.

0

2

4

10

14

10 15 20 25 30

26 UNT35 UNT 230 UNT

Dosis (mg/L)

Turb

ieda

d (U

NT)

Figura 11-21. Curva de dosificación

y = 0,2978x + 12,754R2 = 0,6352

0

5

10

15

20

25

30

0 10 20 30 40Dosis (mg/L)

Turb

ieda

d (U

NT)


Asimismo, al efectuarseensayos de sedimentación na-tural, se encontró que la turbie-dad fácilmente sedimentaba yse reducía a la mitad en unahora de sedimentación, aun conturbiedades tan bajas como 35UNT. Considerar en este casoun presedimentador en el pro-yecto permitiría un gran aho-rro de sustancias químicas ydaría gran confiabilidad a laoperación de la planta, sobre

Figura 11-23. Concentración óptima

Figura 11-22. Curva de sedimentación natural

Turb

ieda

d (U

NT)

Tiempo (h)

Turb

ieda

d (U

NT)

Se efectuaron ensayosde concentración óptima deacuerdo con lo indicado en elprocedimiento descrito, conmuestras que presentaban 26,35 y 230 UNT y se obtuvieronlos resultados indicados en lafigura 11-23.

Se puede observar quecon concentraciones mayoresde 2%, la turbiedad residual seincrementa. Se obtienen losmejores resultados para con-centraciones 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 resultadosindicados en el gráfico de la figura 11-24. Se puede apreciar que el tiempo defloculación óptimo es de 20 a 21 minutos.

El gráfico de la figura 11-25 está indicando los gradientes de velocidad conlos que se optimiza el proceso. Tomando un tiempo total de floculación de 21

todo durante la operación con filtración directa. Ello permitiría, además, ampliarlas carreras de los filtros (figura 11-23).

05

10

15

20

2530

35

0 5 10 15 20 25

0

10

20

30

40

50

1 1,5 2 2,5 3 3,5% C To = 35 UT To = 230 UT To = 26 UT


minutos y seleccionan-do tres tramos de dife-rentes gradientes de ve-locidad para la unidadque se va a proyectar,tendríamos que cadatramo deberá tener untiempo de retención de7 minutos. Entrando conestos tiempos al gráficode la figura 11-25, en-contramos que losgradientes con los quese optimizarían estostiempos son 65, 50 y 45s-1. También podrían ser 4 de 5 min c/u y gradientes de velocidad de 70, 60, 50 y20 s-1. Con una gradiente de 20 s-1 al final, se consigue aglomerar mejor el flóculo.

Se efectuó la prueba dedecantación aplicando losparámetros óptimos de do-sificación y floculación se-leccionados y se obtuvo lacurva de la figura 11-26.

Se analizó la curva paraobtener la velocidad o tasade decantación con la cualse obtendría una turbiedadfinal de 2,0 UNT y se obtu-vo el cuadro 11-17.

Figura 11-25. Gradientes de velocidad ytiempos óptimos

y = -16,313Ln(x) + 95,809R2 = 0,855

10

100


Figura 11-24. Tiempo total de floculación

0

5

10

15

20

25

30

5 10 15 20 25 30

G = 80 s-1 G = 60 s-1

G = 40 s-1 G = 20 s-1

Turb

ieda

d (U

NT)

Tiempo (min)

G (s

-1)


Cuadro 11-17. Selección de la velocidad óptima de decantación (11)

q Vs Co Rt Tr Tfm3/m2/d cm/s %

10 0,012 0,11 0,989 35,12 020 0,023 0,15 1,001 35,53 030 0,035 0,34 0,970 34,44 1,0740 0,046 0,42 0,934 33,15 2,3550 0,058 0,48 0,760 26,98 8,5260 0,069 0,56 0,863 30,63 4,87

Como se puede apreciar en el cuadro 11-17, se obtiene un flóculo duro quedecanta fácilmente, con una tasa tan alta como 40 m3/m2.d, lo que permite obtenerun efluente con apenas 2,0 UNT, con el cual se podrían alcanzar las recomenda-ciones de la EPA para alcanzar un efluente exento de huevos de parásitos. Comoeste valor es obtenido en condiciones ideales de laboratorio, fue afectado por uncoeficiente 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 rápidacompleta para proyectar la planta.

Figura 11-26. Curva de decantación

0,40

0,30

0,20

0,10

0,000 0,02 0,04 0,06 0,08 0,1 0,12

Vs (cm/s)

Co


Parámetros óptimos

Floculador

Cuadro 11-18. Parámetros óptimos para el proyecto (11)

Instalaciones de tratamiento

Instalaciones de Rango dosis de coagulante 10 – 40 mg/Ldosificación Concentración 1%

pH óptimo de coagulación el natural del agua

Unidades de Tiempo de retención Gradiente de velocidad (s-1)tratamiento

Presedimentador Una horaMezclador Ideal menos de un segundo 700 a 1.200

5 min 655 min 505 min 455 min 20

Decantadores 30 m3/m2/d

Alternativa de filtración directa

Se efectuó la prue-ba de dosis óptima para fil-tración directa con unaturbiedad de 7,5 UNT,alcalinidad: 192 mg/L,pH = 7,9 y temperatura= 21 °C. El gráfico de lafigura 11-27 muestra losresultados de la prueba.

Se puede apreciarque debido a que tanto elpH como la alcalinidadnatural del agua son altos, la dosis óptima obtenida se encuentra en el valor máxi-mo recomendable para esta alternativa. Sin embargo, es posible que en la prácticase pueda acondicionar con dosis menores con la ayuda de la presedimentación,que es efectiva aun con turbiedades bajas, para asegurar la obtención de carrerasde filtración suficientemente largas.

Figura 11-27. Dosis óptima para filtración directa

0 1 2 3 4 5

0 5 10 15 20 Dosis (mg/L)

Turb

ieda

d (U

NT)

7,5 UNT

Turb

ieda

d (U

NT)

Dosis (mg/L)


Ejemplo 2

La información que va-mos a analizar corresponde alestudio de una planta de tra-tamiento de agua que fue pro-yectada con la asesoría delCEPIS/OPS (12). En estecaso, por existir otra plantaoperando con aguas del mis-mo río, se dispuso de suficien-te información de calidad dela fuente.

Alternativas de tratamiento (12)

El histograma dela figura 11-28 permitedeterminar que se pre-sentan turbiedades altas,de noviembre a mayo,aproximadamente el60% del año. El resto deltiempo las aguas son re-lativamente claras.

Los histogramasde las figuras 11-29 y11-30 indican cómo va-ria el NMP de coliformestotales y termotolerantesen la fuente, respectivamente. Se puede observar que los termotolerantes presen-tan un valor máximo de 340/100 mL de muestra. Como las concentraciones máxi-mas de coliformes termotolerantes presentadas son menores de 600/100 mL, nose requiere considerar precloración.

Del análisis de esta información podemos concluir que la fuente requierefiltración rápida completa aparentemente el 60% del año, y el tiempo restante,filtración directa.

Figura 11-29. Histograma de variación decoliformes totales

Figura 11-28. Histograma de turbiedadde agua cruda

0200400600800

10001200

E F M A M J J A S O N DMeses

Turb

ieda

d (U

NT)

1998 1999 Meses

Turb

ieda

d (U

NT)

0

100200

300400

500600

700

E F M A M J J A S O N DM eses1998 1999 Meses

Col

if. to

tal L

/100

mL


Parámetros de diseño para filtración rápida completa (12)

Se tomó una mues-tra que presentaba las si-guientes características:

• turbiedad = 1.559UNT

• pH = 6,94• alcalinidad = 26

mg/L

Se aisló una porciónde la muestra y se efectuóuna prueba de sedimenta-ción natural tomandomuestras cada hora. En la primera hora la turbiedad bajó a 270 UNT y en lasegunda a 230 (figura 11-31). Se dejó presedimentar toda la muestra y trasegan-do el sobrenadante se obtuvo una muestra homogénea que presentaba 388 UNT,con la que se efectuó el estudio completo de parámetros de los procesos.

El gráfico de la figura 11-32 está indicando que para el rango de turbiedadestudiado de 76,4 a 388 UNT, las dosis óptimas varían entre 20 y 30 mg/L. Solo lamuestra con 388 UNT fue producto de una presedimentación. Es posible que silas otras muestras hubieran sido sometidas a este proceso previo, las dosis obteni-

das hubieran sido meno-res.

El gráfico de corre-lación de la figura 11-33fue obtenido del estudiode floculación. El estudioindicó que el tiempo totalde floculación necesariovariaba entre 15 y 20 mi-nutos y los gradientes óp-timos entre 70 y 45 s-1. Seefectuó la prueba de de-Figura 11-31. Curva de sedimentación natural

Figura 11-30. Coliformes termotolerantesen el agua cruda

050

100150200250300350400

E F M A M J J A S O N DM eses1998 1999 Meses

Col

if. te

rmot

ol./1

00 m

L

0

500

1.000

1.500

2.000

0 0,5 1 1,5 2 2,5 Tiempo (h)

Turb

ieda

d (U

NT)

To = 1.736 UNT Tiempo (h)

Turb

ieda

d (U

NT)

Tiempo (h)

Turb

ieda

d (U

NT)


cantación con los tiempos y gradientes óptimos determinados y se obtuvo la curvade la figura 11-34, datos que se incluyen en el cuadro 11-19.

0 20 40 60 80

100 120

0 20 40 60 80 Dosis (mg/L)

Turb

ieda

d (U

NT)

388 UNT 76.4 UNT

Figura 11-32. Dosis óptimas de coagulantes

Dosis (mg/L)

Turb

ieda

d (U

NT)

,

Figura 11-33. Correlación de gradientes develocidad versus tiempo

y = -16,313Ln(x) + 95,809R20,855 =

10

100


G (

s-1)

Tiempo (min)

G (s

-1)


Cuadro 11-19. Resultados de la prueba de decantación (12)

T V Turbiedad Co = Tf / Toseg cm/s final (Tf)

60 0,1000 25,6 0,37120 0,0500 16 0,23180 0,0333 11 0,16240 0,0250 4,7 0,07300 0,0200 5,3 0,08480 0,0125 4,6 0,07600 0,0100 3,6 0,05900 0,0067 2,83 0,04

Con los resultados de las columnas 2 y 4 del cuadro anterior, se obtuvo lacurva de decantación de la figura 11-34.

Figura 11-34. Curva de decantación

Analizando la eficiencia que se obtendría tratando las aguas de este río contasas de decantación variables entre 10 y 30, se obtuvieron los resultados indica-dos en el cuadro 11-20.

0,00 0,05 0,10 0,15 0,20 0,25 0,30 0,35 0,40

0 0,02 0,04 0,06 0,08 0,1 0,12 Vs (cm/s)

Co


Parámetros óptimos

Floculador

Instalaciones de tratamiento

Instalaciones de Rango dosis de coagulante 8 – 40 mg/Ldosificación Concentración 1%

pH óptimo de coagulación el natural del agua

Unidades de Tiempo de retención Gradiente de velocidad (s-1)tratamiento

Presedimentador Una hora 16 m3/m2.dMezclador Ideal menos de un segundo 700 a 1.200

6 min 556 min 356 min 20

Decantadores 25 m3/m2.d

Cuadro 11-20. Selección de la tasa óptima de decantación (12)

q Vs Rt Tr Tfm3/m2/d (cm/s) Co (%) (UNT) (UNT)

10 0,012 0,07 0,998 76,21 020 0,023 0,09 0,986 75,32 1,0825 0,028 0,13 0,973 74,31 2,0930 0,035 0,17 0,954 72,85 3,55

Los resultados del cuadro 11-20 indican que con una tasa de 25 m3/m2.d seobtendría un efluente con 2,0 UNT. En el cuadro 11-21 se resumen los parámetrosóptimos para el proyecto.

Cuadro 11-21. Parámetros óptimos para el proyecto (12)



(1) Stumm, W. y O’Melia, C. R. Stechiometry of coagulation. Journal of theAmerican Water Works Association. 1978.

(2) Andreu–Villegas, R. y Letterman, R. D. Optimizing flocculator power input.Journal of the Environmental Division, abril, 1976.

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