CONSTRUCCIÓN Y ANÁLISIS DE UN SISTEMA DE FILTRACIÓN ...

CONSTRUCCIÓN Y ANÁLISIS DE UN SISTEMA DE FILTRACIÓN GRANULAR A PRESIÓN PARA ABASTECIMIENTO DE AGUA DE CONSUMO HUMANO EN

SITUACIONES DE EMERGENCIA

JUAN MANUEL CADAVID RODRÍGUEZ DAVID EDUARDO ZÚÑIGA AHUMADA

Proyecto de Grado para optar por el título de Ingenieros Ambientales

Asesores: Ing. Diana Carolina Calvo Martínez Ing. Jaime Guillermo Plazas Tuttle

UNIVERSIDAD DE LOS ANDES Facultad de Ingeniería

Departamento de Ingeniería Civil y Ambiental Bogotá D.C.

2009

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Construcción y análisis de un Sistema d e Filtración Granular a Presión para ab astecimiento de agu a de consumo humano en situaciones de emergencia

Tabla de contenido

1. INTRODUCCIÓN ...........................................................................................................vii

1.1 OBJETIVOS.............................................................................................................ix

1.1.1 Objetivo General...............................................................................................ix

1.1.2 Objetivos Espec íf icos .......................................................................................ix

2. FILTRACIÓN................................................................................................................. 10

2.1 FILTRACIÓN POR GRAV EDAD .......................................................................... 13

2.1.1 Filtración lenta con arena ............................................................................... 14

2.1.2 Filtración rápida con arena ............................................................................. 18

2.2 FILTRACIÓN POR PRESIÓN Y POR VACÍO ...................................................... 20

2.2.1 Filtros de Precapa........................................................................................... 21

3. METODOLOGÍA ........................................................................................................... 26

3.1 DISEÑO Y MONTAJE ........................................................................................... 28

3.1.1 Pruebas de longitud del lecho f iltrante ........................................................... 28

3.1.2 Diseño y construcción del sistema de f iltración ............................................. 33

3.2 EVALUACIÓN ....................................................................................................... 44

3.2.1 Parámetros de calidad evaluados .................................................................. 44

3.2.2 Descripción de pruebas preliminares ............................................................. 49

3.2.3 Evaluación del sistema de f iltración ............................................................... 50

4. RESULTADOS.............................................................................................................. 50

4.1 RESULTADOS PRUEBAS DE LONGITUD ......................................................... 50

4.1.1 Inf luencia de la longitud del lecho y la presión, en el caudal f iltrado ............. 51

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4.1.2 Inf luencia de la longitud del lecho en la remoción de partículas

suspendidas .................................................................................................................. 52

4.1.3 Inf luencia de la longitud del lecho en la remoción microorganismos ............ 54

4.2 RESULTADOS DE EVALUACIÓN DEL SISTEMA DE FILTRACIÓN ................ 56

4.2.1 Remoción de turbiedad .................................................................................. 56

4.2.2 Remoción de microorganismos ...................................................................... 59

4.2.3 Efecto en el pH ............................................................................................... 66

4.2.4 Caudal tratado ................................................................................................ 68

5. CARACTERIZACIÓN DE LA UNIDAD CONSTRUIDA ............................................... 71

6. CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES ............................................................... 73

7. BIBLIOGRAFÍA ............................................................................................................. 74

8. ANEXOS........................................................................................................................ 77

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Índice de Figuras

Figura 1. Variación de la turbiedad a lo largo del t iempo. .................................................. 11

Figura 2. Variación de las pérdidas de presión a lo largo del tiempo. ............................... 12

Figura 3. Esquema de un f iltro granular para el tratamiento de agua a nivel municipal. ... 14

Figura 4. Arreglo de las partículas del lecho de un f iltro rápido de arena. ......................... 19

Figura 5. Filtro a presión para el tratamiento de agua potable. .......................................... 21

Figura 6. Corte de un f iltro de t ierras diatomáceas usado por el Ejercito de los Estados

Unidos ................................................................................................................................... 22

Figura 7. Vista microscópica de un lecho de tierras diatomáceas. .................................... 23

Figura 8. Etapas de operación de un f iltro de precapa. ...................................................... 24

Figura 9. Esquema de un f iltro de tierras diatomáceas a presión. ...................................... 24

Figura 10. Esquema de un f iltro de tierras diatomáceas a vacío. ...................................... 25

Figura 11. Montaje para la realización de pruebas de longitud de lecho. ........................... 28

Figura 12. Cartucho de f iltración ......................................................................................... 29

Figura 13. Sistema de recolección del efluente .................................................................. 30

Figura 14. Curva granulométrica del material empleado para el lecho. .............................. 31

Figura 15. Procedimiento de lavado del medio f iltrante. ..................................................... 32

Figura 16. Aspecto inicial y f inal del agua utilizada para lavar la arena. ............................ 33

Figura 17. Configuración física de la unidad de f iltración. .................................................. 34

Figura 18. Diseño preliminar de la unidad de f iltración en diámetro de 6 pulgadas. ......... 35

Figura 19. Procedimiento de instalación de los collarines de PVC. ................................... 36

Figura 20. Colocación del tapón liso en la parte inferior del tubo. ...................................... 39

Figura 21. Vista en corte del sistema de recolección del efluente. ..................................... 40

Figura 22. Instalación de la entrada del afluente. ................................................................ 41

Figura 23. Sellado del f iltro en su parte superior. ............................................................... 42

Figura 24. Montaje definit ivo del sistema de f iltración a presión. ....................................... 43

Figura 25. Turbidímetro Hach 2100P. .................................................................................. 45

Figura 26. Modo de funcionamiento del Turbidímetro Hach 2100P. ................................... 45

Figura 27. Medio de cultivo m-ColiBlue24® Broth. .............................................................. 48

Figura 28. Localización del sitio de toma de muestras....................................................... 49

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Figura 29. Influencia de la longitud del lecho y la presión en el caudal f iltrado. ................ 51

Figura 30. Efecto de la longitud del lecho en el caudal f iltrado. .......................................... 52

Figura 31. Tiempo de estabilización del medio f iltrante para longitudes del lecho de 25,

50, 75 y 100 cm. ................................................................................................................... 53

Figura 32. Desempeño de la unidad de f iltración para afluente de 200 NTU. .................... 56

Figura 33. Desempeño de la unidad de f iltración para afluente de 800 NTU. .................... 58

Figura 34. Aspecto de la muestra de agua antes y después de pasada por el f iltro. ......... 59

Figura 35. Eficiencia de remoción de Coliformes Totales y Escherichia Coli. .................... 60

Figura 36. Eficiencia de remoción de Escherichia Coli durante dos ciclos de f iltración. .... 63

Figura 37. Eficiencia de remoción de Coliformes Totales durante dos ciclos de f iltración. 64

Figura 38. Comparación entre la eficiencia de remoción durante los dos ciclos de

tratamiento. ........................................................................................................................... 64

Figura 39. Comportamiento del parámetro de pH durante un ciclo de f iltración. ................ 67

Figura 40. Variación del caudal del efluente para distintas presiones de operación. ......... 69

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Índice de Tablas

Tabla 1. Parámetros de calidad recomendados para f iltración lenta con arena ................ 16

Tabla 2. Características técnicas de un f iltro lento de arena ............................................... 17

Tabla 3. Eficiencia de la f iltración lenta con arena. ............................................................ 17

Tabla 4. Características técnicas de un f iltro rápido de arena ............................................ 19

Tabla 5. Ensayo de granulometr ía del material f iltrante. ..................................................... 30

Tabla 6. Cálculo de pérdidas de presión para distintos diámetros de tuber ía .................... 35

Tabla 7. Comparación de costos para accesorios de 4” y de 6”. ........................................ 38

Tabla 8. Modo de reportar valores de turbiedad de acuerdo con el método estándar

SM 2103B. ............................................................................................................................ 46

Tabla 9. Datos de turbiedad (NTU) obtenidos con los lechos de prueba a 15-17 psi. ...... 54

Tabla 10. Resultados de remoción de coliformes totales y E. coli para un lecho de

prueba de 25 centímetros..................................................................................................... 55

Tabla 11. Resultados de remoción de coliformes totales y E. coli para un lecho de prueba

de 1 m. .................................................................................................................................. 55

Tabla 12. Resultados de pruebas microbiológicas para un lecho con uso previo. ............ 60

Tabla 13. Eficiencias de remoción de microorganismos para un lecho con uso previo. .... 60

Tabla 14. Eficiencias de remoción de microorganismos para un lecho nuevo. .................. 61

Tabla 15. Resultados de pruebas microbiológicas de dos ciclos de f iltración para un lecho

nuevo. ................................................................................................................................... 62

Tabla 16. Eficiencias de remoción de microorganismos durante dos ciclos para un lecho

nuevo. ................................................................................................................................... 62

Tabla 17. Remoción de microorganismos del ciclo 2 con respecto al ciclo 1. .................... 63

Tabla 18. Cálculo del caudal del efluente para un lecho nuevo. ........................................ 68

Tabla 19. Cálculo del caudal del efluente para un lecho con uso previo. ........................... 68

Tabla 20. Población afectada durante ola invernal de septiembre de 2008 en Colombia. 70

Tabla 21. Similitudes del sistema construido con otras técnicas de tratamiento. ............... 72

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Índice de Anexos

Anexo 1. Plano del Sistema de Filtración Granular a Presión ........................................... 77

Anexo 2. Fotografías de pruebas microbiológicas para lecho con uso previo................... 78

Anexo 3. Fotografías de pruebas microbiológicas para lecho nuevo ................................ 80

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1 INTRODUCCIÓN

La falta de acceso a agua potable es una de las principales problemáticas que afrontan

las naciones alrededor del mundo. De acuerdo con la Organización de las Naciones

Unidas, en 2006 únicamente el 27% de la población rural mundial contaba con un servicio

adecuado de acueducto en sus hogares. La mitad de los habitantes de estas zonas

dependían de otras fuentes mejoradas de agua, tales como gr ifos públicos, bombas

manuales y pozos mejorados. El resto de la población rural utilizaba agua sin tratamiento

previo, obtenida en su mayor ía de fuentes superficiales, como lo son lagos, ríos,

estanques y embalses. Sin embargo, debido a los métodos de tratamiento

implementados, inclusive la utilización de fuentes de agua mejoradas no garantizaba que

la misma estuviera apta para su consumo (ONU, 2009).

En el caso de América Latina y el Caribe, la situación de abastecimiento no es menos

alarmante. En esta región, sólo un 73% de la población rural tiene acceso a fuentes de

agua mejoradas, frente a un 97% de los habitantes de los núcleos urbanos. Las anteriores

cifras ubican a esta zona como la segunda en el mundo con menos acceso al recurso

hídrico en sus zonas rurales, después de la región de África subsahariana (ONU, 2009).

Dentro de los Objetivos de Desarrollo del Milenio aprobados por 189 países en la Cumbre

del Milenio de septiembre de 2000, se f ijó la meta de reducir a la mitad, para el año 2015,

el porcentaje de personas sin acceso sostenible a agua potable y a servicios básicos de

saneamiento. Para el caso colombiano, el cumplimiento de este objetivo implica alcanzar

un porcentaje de cobertura de acueducto de 81,6% en las zonas rurales, y de 99,4% en

centros urbanos para el 2015. Sin embargo, si se tiene en cuenta la precaria situación de

abastecimiento de agua potable en algunos departamentos como Chocó y Córdoba, que

para el 2003 tenían una cobertura de acueducto de tan solo 25,3% y 33,4% respectivamente (PNUD, 2008), es claro que deben implementarse medidas radicales

orientadas a disminuir la cantidad de personas carentes de este bien. Este hecho se

acentúa aún más si se observa que gran parte de estas zonas de baja accesibilidad al

recurso hídrico se encuentran ubicadas en regiones altamente propensas a inundaciones,

movimientos masivos de tierras y otros desastres naturales.

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A raíz de este hecho, se han realizado proyectos investigativos con el objetivo de

desarrollar tecnologías sostenibles y de fácil operación para el tratamiento de agua para

consumo humano. Diversos sistemas de tratamiento desarrollados en el mundo, tales

como el FILTRON, el CARPOM y el AQUA POT, han demostrado su eficiencia en el

tratamiento de agua potable. Sin embargo, debido a diversos factores como bajas tasas

de f iltración, deficientes remociones de microorganismos o dif icultad en la consecución de

algunos mater iales, no es factible implementar dichas tecnologías en todos los posibles

escenarios.

Los tiempos de respuesta en situaciones de emergencia para países como Colombia,

pueden oscilar entre aproximadamente 7 y 15 días dependiendo de la gravedad y el sitio

de ocurrencia del desastre (Arnal Arnal et. al., 2001). Típicamente, la atención por parte

de los organismos encargados se lleva a cabo mediante la ejecución de distintas

acciones; reparación de averías en el sistema de distribución de agua potable,

reubicación de las familias afectadas, traída y puesta en marcha de plantas de tratamiento

de agua potable portátiles, entre otras. Sin embargo, todas éstas implican la presencia de

personal capacitado en el sit io de la emergencia.

En este contexto, este proyecto pretende realizar un diseño de un sistema de tratamiento

de agua para consumo humano de bajo costo, fácil transporte, y que no requiera de

personal calif icado para su instalación y operación, que, en situaciones de emergencia,

logre suplir las necesidades de la población damnif icada de manera temporal, desde el

momento de ocurrencia de la tragedia, hasta que las autoridades encargadas y el Estado

brinden la atención requerida. De manera posterior al diseño y construcción del prototipo,

se pretende llevar a cabo una etapa de evaluación de la operación del mismo, con el f in

de determinar su desempeño en términos operativos, y de cantidad y calidad del efluente

producido.

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1.1 OBJETIVOS

1.1.1 Objetivo General

Construir y evaluar un sistema de tratamiento de agua basado en el principio de f iltración

granular para el abastecimiento de agua potable en situaciones de emergencia.

1.1.2 Objetivos Espec íf icos

• Construir un sistema de tratamiento de agua con base en las debidas

consideraciones de diseño, como una alternativa novedosa para el tratamiento de

agua potable en el contexto de una emergencia.

• Caracterizar el sistema de tratamiento diseñado, con base en el estado del arte de

los sistemas de f iltración disponibles para tratamiento de agua.

• Evaluar el sistema en términos de la cantidad y la calidad del agua tratada, con

base en las tecnologías disponibles para el mismo fin y los parámetros

establecidos en la legislación vigente.

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2 FILTRACIÓN

La f iltración es el proceso mediante el cual se hace pasar agua a través de un medio

poroso para remover las partículas suspendidas. Los pr imeros registros que hablan sobre

el tratamiento de agua para consumo, datan de 4.000 a.c., en donde se menciona la

f iltración de agua utilizando carbón vegetal o arena y grava (AWWA, 2005). La f iltración

con medios granulares fue un procedimiento ampliamente utilizado en las culturas hindú,

egipcia y romana. A pesar de haber sufrido algunas modif icaciones, ésta se mantiene en

la actualidad como una de las tecnologías fundamentales en el tratamiento de agua

potable en todo el mundo.

El componente más importante de un f iltro granular es el medio f iltrante. La escogencia

del medio depende del tamaño de sus partículas. Partículas de tamaños pequeños

tienden a producir mayores pérdidas de cabeza hidráulica, mientras que medios con

tamaños de partículas mayores producen menores pérdidas de cabeza, aunque no son

tan efectivos en el proceso de f iltración (Sincero et al., 2003). En los Estados Unidos, la

f iltración es un proceso empleado en la mayoría de las Plantas de Tratamiento de Agua

Potable (PTA P), que se abastecen de aguas superficiales. La mayoría de las aguas

superficiales contienen algas, sedimentos, arcilla y otras partículas tanto orgánicas como

inorgánicas; y la f iltración es empleada para remover la mayor parte de dichas partículas,

reduciendo la turbidez del agua. Adicionalmente, todas las aguas superficiales contienen

microorganismos patógenos causantes de enfermedades de origen hídrico, los cuales

requieren ser removidos mediante la acción conjunta de la f iltración y la desinfección con

productos químicos.

Debido a que el tamaño de todas las partículas que componen un medio f iltrante no es el

mismo, éste es comúnmente expresado en términos del tamaño efectivo y el coeficiente de uniformidad. El tamaño efectivo (TE) se define como el tamaño de partículas, en

milímetros, tal que un 10% del medio f iltrante (en peso), es más pequeño que dicho

tamaño. Es decir, es el tamaño del tamiz que permite el paso del 10% del medio f iltrante.

De manera similar, el coeficiente de uniformidad (CU) se define como la relación del

tamaño de granos que tiene un 60% más f ino que el mismo, al tamaño que tiene un 10%

más f ino que el mismo (Romero, 2006). En otras palabras:

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Para f iltros lentos de arena, el tamaño efectivo oscila entre 0.25 mm y 0.35 mm, con

coeficiente de uniformidad entre 2 y 3. Por otro lado, los f iltros rápidos de arena poseen

tamaños efectivos de 0.45 mm o mayores, y coeficientes de uniformidad de menos de 1.5.

El comportamiento de la turbiedad durante la corrida de un f iltro granular, es un

importante indicativo sobre la eficiencia de operación del mismo, el cual se puede

expresar gráficamente, tal y como se muestra en la Figura 1. Allí se pueden distinguir

claramente tres etapas; maduración, f iltración efectiva y etapa f inal. Durante la primera de

estas etapas, se puede apreciar que la turbiedad en el efluente crece hasta alcanzar un

punto máximo, a partir del cual disminuye hasta llegar a un valor constante. Este periodo,

conocido como tiempo o etapa de maduración, tiene una corta duración para los f iltros

rápidos, siendo ésta su principal ventaja operativa. Durante este t iempo, se lleva a cabo el

acomodamiento de los granos del medio f iltrante hasta lograr un arreglo adecuado para

capturar la mayor cantidad posible de partículas suspendidas. Luego de transcurrido el

tiempo de maduración, pueden obtenerse parámetros de turbiedad de hasta 0.1 NTU

(MWH, 2005).

Figura 1. Variación de la turbiedad a lo largo del tiempo.

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La etapa de f iltración efectiva es el periodo de mejor funcionamiento de un f iltro granular,

en donde la turbiedad del efluente, as í como la remoción de microorganismos patógenos,

permanecen casi constantes y en valores aceptables. Durante este periodo, los espacios

vacíos del lecho granular son llenados parcialmente con las partículas presentes en el

afluente, lo cual contribuye a mejorar la retención de las demás. Sin embargo, este

fenómeno es el responsable del incremento progresivo de las pérdidas de presión que

experimenta el agua a su paso por el lecho. Así mismo, se inicia una fase en donde el

lecho granular no está en capacidad de retener más partículas, y por tanto comienza a

liberarlas en el efluente, con un consecuente aumento en la turbiedad. De esta forma, la

limpieza de un f iltro se lleva a cabo bien sea cuando se alcance una turbiedad f ija máxima

en el efluente, o cuando las pérdidas de presión superen la cabeza hidráulica disponible

(ver Figura 2).

Figura 2. Variación de las pérdidas de presión a lo largo del tiempo.

Aunque la desinfección del agua es la principal defensa contra las enfermedades de

origen hídrico, la f iltración contribuye ampliamente con la reducción del número de

microorganismos, incrementando la eficiencia del proceso de desinfección. Esto se debe

a la tendencia de algunos microorganismos a adherirse a la superficie de las partículas

suspendidas, que luego son retenidas a su paso por el medio f iltrante.

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De acuerdo con su modo de operación, los f iltros pueden ser clasif icados en dos tipos;

f iltros de gravedad y f iltros de presión y de vacío. La principal diferencia entre estas dos

categorías, es que los f iltros de gravedad se basan en esta fuerza para conducir el agua a

través del medio f iltrante. En contraste, los f iltros de presión y de vacío funcionan

mediante la aplicación de medios mecánicos que generan la diferencia de presión

necesaria para forzar el agua a través del lecho.

2.1 FILTRACIÓN POR GRAVEDAD

Como su nombre lo indica, este t ipo de f iltros opera gracias a la acción de la fuerza de

gravedad sobre el agua que atraviesa el lecho. Se caracterizan por tener grandes áreas

superficiales y estar abiertos a la atmósfera en su parte superior. Los f iltros de gravedad

son comunes en gran parte de las Plantas de Tratamiento de Agua Potable alrededor del

mundo; sin embargo, éstos son igualmente ampliamente empleados en el tratamiento de agua a nivel doméstico, principalmente en naciones en v ía de desarrollo. En la Figura 3 se

muestra un esquema de un típico f iltro de gravedad de lecho mixto, empleado para el

tratamiento de agua a nivel municipal.

Para la década de 1980, en vista de la baja calidad de los procesos empleados por

muchas comunidades en los Estados Unidos para el tratamiento del agua de consumo, la

Agencia de Protección Ambiental de dicho país (EPA), condujo una serie de programas

de investigación orientados a desarrollar técnicas sencillas y de alta eficiencia operativa.

A raíz de dichos estudios, en 1989 fue redactada la Norma de Tratamiento de Aguas

Superficiales (SWTR) de los Estados Unidos, en la cual se reconocieron tres técnicas de

f iltración granular, debido a su alta eficiencia en el tratamiento de agua para consumo

humano; f iltración lenta de arena, f iltración rápida de arena y f iltración por precapa. A

continuación se explicaran las primeras dos técnicas mencionadas anteriormente. La

f iltración por precapa, al no desarrollarse comúnmente por gravedad, será explicada

posteriormente en el capítulo de f iltros de presión y de vacío.

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Figura 3. Esquema de un filtro granular para el tratamiento de agua a nivel municipal.

2.1.1 Filtración lenta con arena

La f iltración lenta de arena fue el primer t ipo de f iltración granular usado en el tratamiento

de aguas a nivel municipal. Las primeras instalaciones de este tipo fueron construidas en

Escocia y en Inglaterra durante principios del siglo XIX. Por su parte, la primera planta en

Estados Unidos, con sistemas de f iltración lenta de arena de la cual se t iene

conocimiento, fue desarrollada en Poughkeepsie, Nueva York, en 1872.

El subsecuente desarrollo de f iltros rápidos de arena, redujo el interés en la construcción

de más f iltros lentos a partir de comienzos del siglo XX. Sin embargo, en 1980, la

popularidad de los f iltros lentos de arena aumentó nuevamente, cuando los estudios

adelantados por la EPA confirmaron que la f iltración lenta con arena podía producir

efluentes de baja turbiedad y alta remoción de microorganismos, si era aplicada con las

tasas de f iltración recomendadas y seleccionando el medio f iltrante adecuado (AWWA,

2005). En la actualidad, la f iltración lenta de arena es ampliamente utilizada en PTAPs

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alrededor del mundo, tratando el agua para los sistemas de distribución de poblaciones

tan grandes como Londres y Amsterdam (MWH, 2005).

La f iltración lenta de arena se lleva a cabo al pasar agua a una velocidad relativamente

baja a través de un medio de arena f ina. La tasa de f iltración en este proceso es

aproximadamente cien veces menor que la de un típico f iltro rápido. Debido a ésto, la

pérdida de cabeza en un f iltro lento ocurre en un periodo de tiempo considerablemente

mayor. Una corrida promedio de este tipo de f iltros puede durar normalmente entre 45 y

60 días; sin embargo, se han reportado casos en que dicha duración supera los 12 meses

(AWWA, 2005).

El mecanismo de funcionamiento de un f iltro lento de arena se basa, primero que todo, en

la actividad biológica, la cual en su mayoría ocurre en la superficie del lecho de arena.

Esto se debe a que allí se desarrolla una capa conocida como schmutzdecke, formada a

partir de la acumulación de partículas orgánicas e inorgánicas, en donde se estimula el

crecimiento biológico. Igualmente, se ha encontrado que parte de esta actividad biológica

se extiende también a lo largo del medio f iltrante, en donde la remoción de partículas y

microorganismos se realiza a través de procesos de bioadsorción en los granos de arena

(AWWA, 2005).

La remoción de partículas en un f iltro lento se lleva a cabo mediante distintos

mecanismos. Cuando las partículas son de mayor tamaño que los espacios vacíos del

lecho, éstas son removidas mediante un fenómeno conocido como cribado (straining), el

cual es el mecanismo predominante en los f iltros de precapa. La remoción por cribado

conlleva a la formación de una capa en la parte superior del lecho, la cual mejora la

remoción de partículas suspendidas, pero también incrementa drásticamente la pérdida

de presión a través del medio f iltrante. En el caso en que las partículas sean de menor

tamaño que los vacíos del lecho, la adsorción es el mecanismo de remoción dominante, el cual ocurre mediante intercepción, difusión, fuerzas gravitacionales y fuerzas inerciales,

como las fuerzas de van der Waals (MWH, 2005).

De igual forma que con los f iltros rápidos de arena, los f iltros lentos operan mediante un

ciclo de dos etapas; f iltración y regeneración. En un f iltro lento, la etapa útil del mismo

termina cuando las pérdidas de presión alcanzan la cabeza hidráulica disponible para el

proceso. Sin embargo, la regeneración de los f iltros lentos de arena no se lleva a cabo

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mediante retrolavado; ésta se realiza drenando el f iltro y posteriormente removiendo y

almacenando los dos centímetros superiores del lecho, en un proceso conocido como

scraping. Cuando el lecho alcance una altura mínima de 0,4 a 0,5 metros, es necesario

adicionar más material hasta alcanzar la altura original; este procedimiento se conoce

como resanding (MWH, 2005); para tal f in, se utiliza el mismo material previamente

removido y almacenado. La principal ventaja operativa de los f iltros lentos de arena es

que este ciclo de limpieza puede ser realizado durante varios años antes de tener que

reemplazar por completo la arena del lecho. Igualmente, no requiere de personal

calif icado para su operación, ya que no es necesario suministrar agentes coagulantes

previamente. No obstante, una vez se sustituya la totalidad del medio f iltrante, es

necesario esperar durante varios días mientras se completa el t iempo de maduración del

f iltro.

Con el f in de determinar si un sistema de f iltración lenta con arena es adecuado o no para

el tratamiento de determinada fuente de agua, es necesario evaluar cuidadosamente los

parámetros de calidad del afluente. En la siguiente tabla se muestran los límites

recomendados para cada parámetro con el f in de poder aplicar esta técnica de

tratamiento.

Tabla 1. Parámetros de calidad recomendados para filtración lenta con arena

Parámetro Límite Recomendado Turbiedad 5 a 10 NTU Algas 200.000 / L Color Verdadero 15 a 25 UPC Trihalometanos 50 µg/L Absorbancia UV 0.080 cm^ -1 Oxígeno Disuelto > 6 mg/L Fósforo 30 µg/L Amoniaco 3 mg/L Hierro < 1 mg/L Manganeso < 1 mg/L

Fuente: AWWA, 2005

A pesar de que las profundidades del lecho de arena en este tipo de f iltros oscilan entre

0.9 y 1.5 metros, la mayoría de los f iltros lentos de arena diseñados para comunidades en

los Estados Unidos tienen una profundidad típica de 30 pulgadas (0.76 metros) (AWWA,

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2005). En la siguiente tabla se presentan las principales características técnicas de los

f iltros lentos de arena.

Tabla 2. Características técnicas de un filtro lento de arena

Características Filtración Lenta de Arena Tasa de filtración 0.05 - 0.2 m/h Diámetro de partícula 0.3 - 0.45 mm Profundidad del lecho 0.9 - 1.5 m Cabeza de presión requerida 0.9 - 1.5 m Duración de la corrida 1 - 6 meses T iempo de maduración Varios días Pretratamiento No requiere Mecanismo de filtración Cribado, Torta biológica Método de regeneración Raspado Turbiedad máxima del afluente 10 - 50 NTU

Fuente: MWH, 2005

Con base en diversos estudios, se ha encontrado que los f iltros lentos de arena son

eficientes en la remoción de Giardia y virus. Igualmente, las turbiedades obtenidas

presentan valores satisfactorios, oscilando entre 0.1 y 0.2 NTU para fuentes de

relativamente buena calidad. En la siguiente tabla se muestran los parámetros típicos de calidad obtenidos mediante la f iltración lenta con arena:

Tabla 3. Eficiencia de la filtración lenta con arena.

Parámetro de Calidad Eficiencia del Tratamiento o Capacidad de

Remoción Turbiedad < 1.0 NTU Coliformes 1 a 3 unidades logarítmicas Enterovirus 2 a 4 unidades logarítmicas Giardia 2 a 4 unidades logarítmicas Carbón Orgánico Total < 15% a 25% Carbón Orgánico Disuelto Biodegradable < 50% Precursores de Trihalometanos <25%

Fuente: AWWA, 2005

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2.1.2 Filtración rápida con arena

A pesar de que la arena es el medio granular más utilizado en los f iltros rápidos, existen

otros materiales empleados para tal propósito; tal es el caso de la antracita, la grava y el

carbón activado granular (GAC). Es común el empleo de lechos compuestos por dos o

más materiales; cuando el f iltro se compone de dos medios se denomina “Filtro de Medio

Dual”, mientras que cuando t iene tres o más se le conoce como “Filtro de Medio Mixto”.

Debido a esto, diversos autores prefieren designar a este tipo de f iltros, como High-Rate

Granular Media Filters (AWWA, 2005).

A diferencia de los f iltros lentos de arena, este tipo de f iltros requiere un adecuado

proceso de pretratamiento con el f in de lograr un buen desempeño del mismo. Para tal f in,

se agregan coagulantes químicos al afluente antes de conducir el agua a través del lecho;

este proceso se conoce como filtración directa y es ampliamente utilizado en grandes

sistemas de tratamiento de agua, como lo es la Planta de Tratamiento Francisco Wiesner

de Bogotá. Como agentes químicos se emplean frecuentemente sales de hierro o

aluminio, los cuales al agregarse al agua cruda, favorecen la unión de partículas

suspendidas, formando aglomerados conocidos como flocs. Contrario a lo realizado

durante los tratamientos convencionales, en la f iltración directa no existe una etapa de

sedimentación posterior a la dosif icación del coagulante. En este caso, el agua es

conducida directamente hacia el medio f iltrante, en donde las partículas ya

desestabilizadas se adhieren a los granos del lecho.

El medio granular de un f iltro rápido es más uniforme que el de un f iltro lento; ésto con el

objetivo de reducir las pérdidas de presión a través del lecho y poder operar con una

carga hidráulica mayor. Por este motivo, los espacios vacíos generados entre los granos

del medio son considerablemente mayores a los que se forman en lechos menos

uniformes; sin embargo, debido al arreglo del lecho granular, es posible retener partículas de diámetros bastante inferiores (ver Figura 4). En consecuencia, el cribado no es el

mecanismo de remoción predominante en un f iltro rápido. En este tipo de f iltro, las

partículas son removidas a su paso por la totalidad del lecho, en un proceso conocido

como filtración profunda, “depth filtration”.

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Figura 4. Arreglo de las partículas del lecho de un filtro rápido de arena.

Contrario a los f iltros lentos de arena, los f iltros rápidos tienen tiempos de duración de

corrida considerablemente inferiores, los cuales oscilan típicamente entre 1 y 4 días, dependiendo de la calidad del afluente. El desempeño de un f iltro rápido, usualmente es

atribuido a la duración de la corrida del mismo. Sin embargo, duraciones de corrida muy

largas pueden no ser adecuadas para la operación del mismo, debido a que en este caso

el proceso de limpieza del lecho, mediante retrolavado, se vuelve mucho más complicado

como resultado de la acumulación y compactación de partículas en el medio f iltrante.

Adicionalmente, duraciones de corrida largas son un indicativo de que el f iltro no está

operando eficientemente (AWWA, 2005). A continuación se presentan algunas

características técnicas de los f iltros rápidos.

Tabla 4. Características técnicas de un filtro rápido de arena

Características Filtración Rápida de Arena Tasa de filtración 5 - 15 m/h Diámetro de partícula 0.5 - 1.2 mm Profundidad del lecho 0.6 - 1.8 m Cabeza de presión requerida 1.8 - 3 m Duración de la corrida 1 - 4 días T iempo de maduración 15 min - 2 horas Pretratamiento Coagulación Mecanismo de filtración Filtración profunda Método de regeneración Retrolavado Turbiedad máxima del afluente Ilimitada, con pretratamiento adecuado

Fuente: AWWA, 2005

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Con el f in de conocer el desempeño del f iltro a lo largo del t iempo, se emplean

frecuentemente turbidímetros en línea, los cuales permiten monitorear los valores de

turbiedad en el efluente, en intervalos máximos de 15 minutos. Gracias a esta medida es

posible establecer el momento de realizar la limpieza del lecho. Adicionalmente, la pérdida

de cabeza a través del lecho f iltrante de un f iltro rápido, es un valioso indicativo del estado

del medio y es usado comúnmente para establecer la frecuencia del proceso de

retrolavado. En Plantas de Tratamiento de Agua Potable, la pérdida de cabeza es

típicamente monitoreada por medio de celdas de presión diferencial, que registran la

presión del agua a la entrada y a la salida del f iltro. Malas prácticas de limpieza del lecho

pueden conducir a numerosos inconvenientes operativos, entre los cuales el más común

es la aparición de bolas de barro (mudballs) que causan obstrucción. A medida que las

pérdidas de presión se incrementan, dichas zonas obstruidas se encogen generando la

aparición de grietas en la superficie del medio f iltrante. Estas grietas se convierten en

“atajos” para el agua cruda, la cual comienza a tomar el camino de menor resistencia. De

esta forma, el proceso de f iltración no se realiza correctamente, conllevando a una

disminución en los parámetros de calidad del efluente (AWWA, 2005).

2.2 FILTRACIÓN POR PRESIÓN Y POR VACÍO

Los f iltros a presión son utilizados comúnmente para la f iltración de agua en las piscinas.

Sin embargo, debido a su versatilidad y a los bajos costos de su instalación y operación,

han ganado popular idad entre los sistemas de tratamiento de agua potable para

pequeñas comunidades.

El principio de funcionamiento de los f iltros a presión es similar al de los f iltros de

gravedad, con la diferencia de que la f iltración a presión ocurre generalmente en tanques

cilíndricos, en la mayor ía de casos metálicos (ver Figura 5). Éstos pueden ser localizados

tanto vertical como horizontalmente. Debido a las altas tasas de f iltración con las que

operan este tipo de f iltros, la colmatación del lecho ocurre con relativa rapidez en

comparación con los sistemas a gravedad. Como resultado de ésto, el retrolavado es un

componente fundamental para la buena operación de un f iltro a presión. En consecuencia,

muchos de estos sistemas cuentan con procesos de retrolavado automáticos, que facilitan

las labores de limpieza del lecho. Una importante ventaja que ofrecen los f iltros a presión,

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es que la misma bomba que se utiliza para extraer el agua cruda desde la fuente, se

emplea para conducirla a través del medio f iltrante (Salvato et al., 2003).

Figura 5. Filtro a presión para el tratamiento de agua potable.

Fuente: (http://www.laynewater.com/images/wtd_layneox1.jpg)

Por otro lado, este sistema de f iltración presenta algunas desventajas a nivel operativo. La principal, es que el operario no puede observar el lecho durante la operación o el

retrolavado del mismo, lo cual impide conocer de una forma confiable la altura de la

arena, antracita o cualquier otro lecho empleado. Ésto dif iculta la determinación del

momento en el cual el lecho requiere ser limpiado o reemplazado.

El tipo de f iltro, accionado por presión o por vacío, más frecuentemente implementado

para el tratamiento de agua potable, es conocido como Filtro de Precapa. Debido al

reducido tamaño de las partículas utilizadas comúnmente en este sistema de f iltración, el

funcionamiento de estas unidades únicamente por medio de la fuerza de gravedad no es

técnicamente viable. Por este motivo, los f iltros de precapa típicamente son operados

mediante sistemas de bombeo mecanizados, que suministran la cabeza hidráulica

suficiente para el desarrollo del proceso.

2.2.1 Filtros de Precapa

Los f iltros de precapa son una tecnología relativamente nueva en comparación con los

f iltros rápidos y lentos de arena. Su uso se ha incrementado ampliamente desde la

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Segunda Guerra Mundial, cuando fue adoptada como un método estándar de tratamiento

de aguas por parte del ejército de los Estados Unidos (ver Figura 6). Este sistema de

f iltración ha ganado acogida en el tratamiento de agua para consumo humano, debido a

su portabilidad y alta eficiencia en la remoción de quistes de Entamoeba histolytica,

causante de la amebiasis. Adicionalmente, estos f iltros han demostrado ser eficientes en

la eliminación de Cryptosporidium y Giardia, alcanzando remociones de aproximadamente

6 unidades logarítmicas (AWWA, 2005).

Figura 6. Corte de un filtro de tierras diatomáceas usado por el Ejercito de los Estados Unidos

Fuente: (Fulton, 2000)

El medio f iltrante más empleado en los f iltros de precapa son las tierras diatomáceas, las

cuales se obtienen a partir del procesamiento de los restos fosilizados de plantas

microscópicas conocidas como diatomeas, frecuentemente encontrados en el fondo de lo

que solían ser antiguos océanos (ver Figura 7). A partir del material hallado en estos

depósitos, compuesto en su mayoría de s ílice, se elabora un medio pulverizado con un

tamaño promedio de partícula de 22.3 µm, con el 80% del tamaño de sus partículas

variando entre 5 y 64µm. (AWWA, 2005).

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Figura 7. Vista microscópica de un lecho de tierras diatomáceas.

Fuente: (University of Leeds, 2002)

La operación de un f iltro de precapa se divide en tres etapas fundamentales, tal y como se

muestra en la Figura 8 (AWWA, 2005). Estas son:

‐ Una precapa (precoat) de alrededor de 3 milímetros es depositada en el f iltro.

‐ Luego de haber depositado la precapa, se inicia el proceso de f iltración, y al mismo tiempo, una pequeña cantidad de tierras diatomáceas, conocida como

cuerpo del f iltro, es adicionada al afluente con el f in de mantener la porosidad del

medio. Este procedimiento reduce las pérdidas de presión en el f iltro, y permite

duraciones de corrida más prolongadas.

‐ Las partículas presentes en el afluente son atrapadas en la precapa, hasta que se alcanza la máxima pérdida de cabeza. En este momento, se ha completado la

corrida del f iltro, y es necesario limpiar el medio f iltrante.

Existen dos tipos principales de f iltros de precapa; los de presión y los de vacío. La

diferencia principal entre estas dos categor ías, es la configuración del sistema de

bombeo. En los f iltros a presión, el f lujo de agua cruda es bombeado desde la entrada del

f iltro, el cual está contenido dentro de un recipiente cerrado. Por su parte, en los f iltros de

vacio se genera succión directamente desde la salida del f iltro. Este último se caracteriza

por estar abierto a la atmósfera. Sin embargo, a pesar de sus diferencias operativas, se

ha encontrado que ambos esquemas operativos ofrecen eficiencias de remoción

similares.

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Figura 8. Etapas de operación de un fi ltro de precapa.

Fuente: ( AWWA, 2005)

Filtros de Tierras Diatomáceas a Presión

La operación de un f iltro de tierras diatomáceas a presión, tiene ciertas ventajas con

respecto a su operación a vacío. En términos de cabeza hidráulica disponible, el sistema

operando a presión está en capacidad de suministrar una mayor cabeza para la

realización del proceso de f iltración (ver Figura 9). Como consecuencia de este hecho, las

unidades f iltrantes pueden ser de menor tamaño, lo cual se representa en ahorros

signif icativos de espacio.

Figura 9. Esquema de un filtro de tierras diatomáceas a presión.


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Teóricamente, se ha encontrado que la eficiencia operativa de un f iltro de t ierras

diatomáceas a presión es independiente de la magnitud de la presión aplicada; es decir,

se obtendrían similares parámetros de calidad para presiones, de por ejemplo, 25 psi o 50

psi a la entrada del f iltro (Fulton, 2000). Sin embargo, una operación del f iltro a mayor

presión, representaría una mayor inversión económica en la construcción de la unidad

f iltrante.

En contraste con los f iltros accionados por vacío, los f iltros de presión tienen las

siguientes desventajas técnicas: altos requerimientos de capital para la construcción de la

unidad, elevados costos de mantenimiento de los sellos hidráulicos y piezas mecánicas

móviles y dif icultad para observar el medio f iltrante.

Filtros de Tierras Diatomáceas a Vacío

Al estar abiertos a la atmósfera, los f iltros de tierras diatomáceas accionados por vacío

tienen la ventaja de permitir la observación de los ciclos operativos de la unidad; f iltración

y retrolavado. Sin embargo, la reducida presión de succión ejercida por el sistema de

bombeo, es la pr incipal limitante de este proceso (ver Figura 10). En consecuencia, los

f iltros a vacío sólo están en capacidad de producir una fracción del caudal entregado por

una unidad operando a presión.

Figura 10. Esquema de un fi ltro de tierras diatomáceas a vacío.


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Otro aspecto desfavorable de estos f iltros, que se presenta principalmente en regiones

con marcados cambios de temperatura, es la dilución de aire u otros gases en el agua,

como resultado de la succión ejercida hacia la atmósfera. Las f luctuaciones en la

temperatura del agua y del aire, ocasionan modif icaciones en la solubilidad de los gases

en el agua. Al decrecer la temperatura del agua, la solubilidad también disminuye. En este

escenario, los gases previamente disueltos en el agua son expulsados en forma de

burbujas a través del lecho f iltrante, ocasionando la aparición de grietas en el medio, y por

consiguiente desmejorando los parámetros de calidad del efluente. Por este motivo,

generalmente se recomienda que en lugares con fuertes inviernos se opte por la

construcción de un sistema a presión en lugar de uno a vac ío. (Fulton, 2000).

3 METODOLOGÍA

Mediante una revisión bibliográfica, se logró establecer el estado del arte de los sistemas

de potabilización en el punto de consumo (POU, por sus siglas en inglés, point of use),

implementados por gran cantidad de ONG, universidades y organismos de carácter

estatal e internacional. A partir de esta información, se conocieron las tecnologías

actuales disponibles, que fueron utilizadas como línea base.

Como consecuencia de esta revisión, se tomó la decisión de diseñar un sistema de

tratamiento de agua potable basado en el proceso de f iltración granular. Las razones de la

elección de este sistema de tratamiento se basan en los aspectos económico, operativo y

de sostenibilidad en el contexto de atención inmediata a emergencias, con respecto a las

otras tecnologías de potabilización disponibles, como el uso de f iltros cerámicos y de

membranas.

Con base en las ventajas y desventajas de un tratamiento por f iltración granular como

sistema POU, se plantearon diversas posibilidades de diseño, con el objetivo de tomar acciones sobre sus aspectos desfavorables. Los f iltros lentos de arena utilizados por

organizaciones como la OPS/OMS, e Ingenieros Sin Fronteras – Colombia

(Uniandes/Uniminuto) (ISF-Colombia) para atender poblaciones aisladas, fueron tomados

como referencia (OPS, 2008; Cadavid et al., 2008). Aunque son sistemas efectivos,

económicos ($180.000 COP/filtro) y de fácil apropiación por parte de la comunidad debido

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a su fácil instalación y operación, su mecanismo principal de remoción es una torta

biológica, cuyo tiempo de maduración es de 3-4 semanas hasta empezar a obtener

resultados óptimos desde el punto de vista de calidad, lo cual hace imposible su

implementación en el contexto del problema.

En consecuencia, el objetivo del proyecto es diseñar un f iltro de arena cuyo mecanismo

de remoción sea el cribado, es decir, que las partículas sean removidas a causa de la

tortuosidad y el tamaño de poro del lecho. De esta forma, no se requiere maduración

alguna y podr ía ser puesto en marcha inmediatamente después de su instalación en el

lugar de la emergencia. Para ello, es necesario utilizar un lecho de partículas de arena

más f ino que el utilizado en los f iltros lentos de OPS/OMS e ISF, entre otros. No obstante,

la introducción de un lecho con menor tamaño de partícula, aumenta las pérdidas de

presión a lo largo del lecho, disminuyendo el caudal producido por el f iltro, lo cual es

contrario al propósito del estudio.

Por esta razón, la alternativa seleccionada para realizar el montaje piloto y evaluación

técnica fue la de un f iltro de arena a presión, donde el agua pase a través de un lecho de

arena f ina mediante bombeo manual o mecánico (bomba eléctrica, de gasolina o manual,

según el contexto de la emergencia), similar al sistema implementado por el Politécnico

Universidad de Valencia en poblaciones en Ecuador, con la diferencia de que en tal caso

se utilizan membranas de ultrafiltración (UF), logrando remociones de turbiedad y

microorganismos (Coliformes totales, Giardia lamblia, virus y Legionella) superiores al

90% (Arnal Arnal et al., 2001). Sin embargo, las membranas no constituyen una

alternativa del todo viable desde el punto de vista económico en el contexto colombiano,

por lo cual se determinará la eficiencia de una tecnología sostenible y de fácil

implementación en el contexto de los países en desarrollo.

Como parte del proceso de diseño, se hizo necesario determinar la inf luencia de la longitud del lecho sobre la remoción de material suspendido y microorganismos, as í como

el efecto de la longitud sobre el caudal tratado, con el objetivo de seleccionar la longitud

de lecho más apropiada desde el punto de vista económico y técnico.

Para ello, se realizó un montaje de prueba para llegar a conclusiones basadas en

experimentación acerca de la longitud más apropiada para el lecho f iltrante.

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3.1 DISEÑO Y MONTAJE

3.1.1 Pruebas de longitud del lecho f iltrante

Con el objetivo de determinar la incidencia de la longitud del lecho de arena en la

remoción de microorganismos y de partículas suspendidas, se llevaron a cabo pruebas

preliminares orientadas a la determinación de esta relación. Para este f in, se realizó el

montaje experimental presentado en la Figura 11.

Figura 11. Montaje para la realización de pruebas de longitud de lecho.

El sistema consta de una electrobomba centrífuga Wolfgang de medio caballo de

potencia, la cual es empleada para el bombeo del agua cruda, desde un recipiente

cilíndrico de cuarenta litros de capacidad, por medio de una manguera resortada para

succión, de una pulgada de diámetro. Para la realización del montaje se empleó tuber ía

de presión de PVC (Policloruro de Vinilo) de 1 pulgada de diámetro, debido a la facilidad

que ofrecía este tamaño para el desarrollo de las pruebas. Con el f in de regular el caudal

que pasaría a través del lecho, se construyó un sistema de bypass mediante la instalación

de dos registros de PV C de 1 pulgada, los cuales controlaban el caudal de entrada, as í

como la presión del f luido. Este sistema, constituido además por tuber ía de PV C, dos

codos y una Tee de 1 pulgada, conduciría una fracción del caudal entregado por la

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electrobomba hacia el lecho granular, mientras que la otra fracción sería recirculada de

nuevo al tanque.

Con el objetivo de conocer las pérdidas de presión que experimentaba el agua a su paso

por el lecho granular, se instaló un manómetro de 0 - 100 psi, el cual registraba la presión

manométrica del agua antes de pasar por el lecho granular, es decir, la resistencia

ofrecida por la “pared de arena”.

Con el f in de realizar las pruebas de remoción para distintas longitudes de lecho, se

emplearon “cartuchos de f iltración” de 25 centímetros cada uno, mediante los cuales se

lograron configuraciones de 0.25, 0.5, 0.75 y 1 metro. Cada cartucho estaba constituido

por un tubo de PVC de 25 centímetros de longitud (de 1 pulgada de diámetro), el cual

sería rellenado con arena f ina compactada. Para realizar la unión entre dos cartuchos de

la forma más hermética posible, se emplearon adaptadores macho y adaptadores

hembra, pegados con soldadura para PVC en cada extremo respectivamente (ver Figura

12). De esta forma, para lograr el empalme de varios cartuchos, bastaba con enroscar el

adaptador macho de un cartucho, con el adaptador hembra del otro. Para controlar las

fugas de agua en las uniones roscadas, se empleó cinta de teflón.

Figura 12. Cartucho de filtración

Para recolectar el agua f iltrada, evitando el paso de la arena del lecho, se instaló el

sistema mostrado en la Figura 13, el cual consta de un codo de 90° de PVC, un geotextil

no tejido (NT) y una abrazadera metálica para sostener este últ imo alrededor del codo. El

geotextil no tejido es un material económico y de fácil adquisición, ampliamente utilizado

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en la construcción de carreteras y algunas obras de contención de tierras, para permitir el

drenaje del agua de infiltración, sin que con ella se escapen los mater iales f inos que

constituyen la estructura civil. En el otro extremo de este sistema de recolección, se

colocó un adaptador macho de PVC, el cual permitía el fácil acople con los cartuchos de

f iltración.

Figura 13. Sistema de recolección del efluente

Como medio f iltrante se seleccionó arena f ina utilizada para sandblasting, la cual puede

conseguirse comúnmente en depósitos para construcción. Con el f in de conocer el

tamaño efectivo y el coeficiente de uniformidad de la arena, se realizó un análisis

granulométrico a una muestra de 1533,23 gramos de material. En la tabla 5 se presentan

los resultados obtenidos.

Tabla 5. Ensayo de granulometría del material fil trante.

A partir de estos datos, se elaboró la curva granulométrica de este material, la cual se

exhibe en la Figura 14.

# Tamiz Abertura (µm) Abertura (mm) Peso retenido (g) % retenido % acumulado % que pasa20 840 0,84 0 0,00% 0,00% 100,00%40 420 0,42 50,56 3,30% 3,30% 96,70%50 297 0,297 1157,15 75,60% 78,90% 21,10%100 149 0,149 276,61 18,07% 96,97% 3,03%200 74 0,074 39,32 2,57% 99,54% 0,46%230 62 0,062 7,01 0,46% 100,00% 0,00%

1530,65 100,00% - -Total

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Figura 14. Curva granulométrica del material empleado para el lecho.

Así pues, se determinaron los siguientes valores:

Como puede apreciarse, los valores obtenidos se adaptan a los rangos típicos para f iltros

lentos de arena, presentados anteriormente.

Antes de colocar la arena f ina dentro de los cartuchos de f iltración, se procedió a lavar el

mater ial con el f in de eliminar las impurezas presentes en el mismo, constituidas en su

mayor ía por partículas de arcilla, sales y otros minerales. Para realizar este procedimiento

no es necesario emplear agua potable, ya que el mecanismo de lavado se basa en la

suspensión de las impurezas por medio de agitación manual. En la Figura 15, se muestra

el procedimiento empleado para el lavado de la arena.

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Figura 15. Procedimiento de lavado del medio filtrante.

La aparición de espuma durante el proceso de agitación, es un indicativo de la presencia

de impurezas en la arena, las cuales deben ser removidas antes de emplear el material

en el proceso de f iltración, con el f in de evitar la generación de malos olores y coloración

indeseada en el efluente. El procedimiento consta en agregar partes iguales de arena y

agua en el recipiente donde se va a realizar el lavado. Se procede a agitar la mezcla

continuamente, durante aproximadamente un minuto. Posteriormente, se deja reposar la

mezcla durante unos dos minutos, con el f in de que las partículas de arena se asienten en

el fondo, mientras que las impurezas quedan suspendidas en la superficie. Finalmente, se

vierte cuidadosamente el agua, garantizando la permanencia de la arena al interior del

recipiente. Se recomienda llevar a cabo este proceso entre 4 y 5 veces, antes de emplear

la arena para la f iltración de agua. Para mayor claridad, en la Figura 16 se muestra el

aspecto del agua que se obtiene al comenzar este proceso, así como el del agua que

debería lograrse al f inalizarlo, la cual puede tener presencia de partículas suspendidas

(turbidez), pero debe estar libre de espuma y de partículas disueltas (color).

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Figura 16. Aspecto inicial y final del agua utilizada para lavar la arena.

3.1.2 Diseño y construcción del sistema de f iltración

Con base en los resultados de las pruebas preliminares realizadas para determinar la

incidencia de la longitud del lecho en la remoción de partículas suspendidas y

microorganismos (ver sección 4.1), se procedió a realizar el diseño del sistema de

f iltración como tal. Como primer aspecto, se determinó que la unidad f iltrante estaría

compuesta por un cuerpo cilíndrico dispuesto verticalmente, en el cual, el agua sin tratar

entraría por la parte superior del mismo, mientras que el efluente se recolectaría por la

parte inferior, tal y como se muestra en la Figura 17.

Se partió del hecho de que el medio f iltrante deber ía tener una longitud de 1 metro, ya que

para esta medida se logró el efluente de mejor calidad en las pruebas de longitud del

lecho

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Figura 17. Configuración física de la unidad de fi ltración.

Con el f in de determinar el diámetro de tuber ía apropiado para la construcción del

sistema, se estimaron las pérdidas de presión a través del lecho granular para tres

diámetros distintos; 2, 4 y 6 pulgadas. Este cálculo se realizó por medio de la ecuación

Ergun para lechos empacados, la cual es empleada en la determinación de las pérdidas

de cabeza hidráulica para sistemas presurizados.

Para este f in, se adoptaron los siguientes valores típicos reportados en la literatura:

densidad del agua 999 kg/m3, viscosidad 1,14*10-3 cP, tamaño espec íf ico de partícula de

0.3 mm, porosidad del 34% y esfericidad de 0.83. Computando estos datos para caudales

entre 1 y 10 litros por minuto, se obtuvieron los siguientes valores de pérdidas de presión:

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Tabla 6. Cálculo de pérdidas de presión para distintos diámetros de tubería

Como puede apreciarse en la tabla 6, las pérdidas de presión aumentan a medida que se

incrementa el caudal de entrada. Similarmente, las pérdidas son mayores para secciones

transversales pequeñas. Con base a estos resultados, se decidió construir el montaje con

tubería de PV C de 6 pulgadas para agua potable, la cual permitir ía obtener altos caudales

de f iltración, con pérdidas de presión menores; ésto se vería reflejado en bajos

requerimientos energéticos en el sistema de bombeo.

En la Figura 18, se muestra un diseño preliminar de lo que ser ía la configuración del

sistema, con un diámetro de 6 pulgadas.

Figura 18. Diseño preliminar de la unidad de fi ltración en diámetro de 6 pulgadas.

2’’ 4’’ 6’’1 37,6 9,18 4,062 77,52 18,51 8,163 119,74 27,98 12,284 164,28 37,6 16,435 211,13 47,36 20,610 480,05 98,34 41,92

Pérdidas de pres ión (psi/m)

Caudal (L/min)Diámetro de tubería (in)

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El sistema estaría integrado por una tubería de 6 pulgadas de PVC para agua potable, la

cual debería tener 1 metro de longitud entre la entrada del agua cruda y la salida del

efluente f iltrado; ésto para garantizar que el proceso de f iltración se desarrollara a lo largo

de dicha distancia. El f iltro como tal sería alimentado por el mismo sistema de bypass

construido para realizar las pruebas anteriormente mencionadas, debido a que de esta

forma se podría tener fácil control sobre la presión del sistema. Para la adecuación tanto

de la entrada como de la salida del agua del sistema de f iltración, se proyectó utilizar

collarines de PVC de 6 pulgadas, los cuales son comercialmente utilizados para la

realización de acometidas en el servicio de acueducto. Su método de instalación es

bastante sencillo y se presenta en la Figura 19. Primero que todo, se debe introducir el

collarín alrededor del tubo y deslizarlo hasta donde se desee localizar. Posteriormente se

aprieta la rosca f irmemente mediante la utilización de una llave para tubo, de tal forma

que el empaque de caucho del collarín haga buen contacto con la superficie de la tuber ía.

Finalmente, se perfora la tubería a través del orif icio que t iene el collar ín, bien sea

mediante la utilización de un taladro, o de una varilla de hierro caliente. De esta forma se

logra una conexión hermética entre la tuber ía de mayor diámetro, en este caso la de 6

pulgadas, y las tuber ías de alimentación o de salida.

Figura 19. Procedimiento de instalación de los collarines de PVC.

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Debido a que la operación del f iltro se realizar ía siempre a una presión mayor a la presión

atmosférica, era obligatorio garantizar la hermeticidad del sistema, con el f in de controlar

la aparición de fugas que afectarían el proceso de f iltración. Sin embargo, también era

necesario tener en cuenta otras variables con el propósito de construir un sistema lo más

versátil posible, que facilitara tanto su proceso de operación como su etapa de

mantenimiento. Con base a ésto, fue necesario pensar en mecanismos que permitieran

acceder fácilmente al interior de la tubería que contendría el medio f iltrante, con el f in de

retirar la arena para su lavado, de una manera práctica y segura. Es así como se pensó

implementar un sistema sencillo de roscas, similar al utilizado durante las pruebas

preliminares expuestas anteriormente. En la parte superior de la tubería de 6 pulgadas, se

colocaría un adaptador macho del mismo diámetro, el cual iría pegado con soldadura para

PV C. Este adaptador permitir ía que mediante el uso de un tapón roscado de 6 pulgadas,

se pudiera sellar herméticamente el f iltro, y poder abrirlo nuevamente en caso de requerir

limpieza. En la parte inferior del f iltro, el sellado se realizaría con un tapón liso soldado

permanentemente a la tuber ía, ya que por este extremo no se requerir ía tener acceso al

sistema. Al igual que para las pruebas preliminares de longitud del lecho, el sistema de

recolección del agua f iltrada estaría constituido por un codo de PVC de 90°, un pedazo de

geotextil no tejido y una abrazadera metálica.

Una vez se determinó dar inicio a la construcción del sistema, se encontraron algunos

inconvenientes técnicos que impidieron el desarrollo del proyecto tal y como estaba

planeado. La principal dif icultad encontrada durante la búsqueda de los mater iales, fue la

ausencia de algunos de los accesorios requeridos. Adicionalmente, el elevado costo de

algunos de dichos accesorios de 6 pulgadas de diámetro en comparación con otros de

diámetros menores, harían que el prototipo fuera inviable económicamente.

En la tabla 7 se presenta una comparación de los costos de los accesorios de 6 pulgadas

y de 4 pulgadas, conseguidos comercialmente en el mercado.

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

38


Tabla 7. Comparación de costos para accesorios de 4” y de 6”.

Los accesorios de 6 pulgadas cuyos costos no están disponibles, corresponden a

aquellos que no se consiguen comercialmente. A pesar de que éstos pueden fabricarse

por pedido, su costo es aproximadamente cinco veces mayor en comparación con los

mismos accesorios en diámetro de 4 pulgadas. Como puede apreciarse en la anterior

tabla, la dif icultad en la consecución de accesorios de 6 pulgadas de diámetro, convertiría

a este prototipo en un sistema no sostenible, que sería imposible de replicar, de una

manera práctica, en una situación de emergencia. Debido a esto, se tomó la

determinación de construir el sistema con accesorios de 4 pulgadas de diámetro. Para

este diámetro, se había determinado que un caudal de 1 litro por minuto generar ía

pérdidas de presión de menos de 10 psi por metro lineal al atravesar el lecho granular (ver

tabla 6). Esta cabeza hidráulica podr ía ser suministrada eficientemente por la bomba

centrífuga de medio caballo de potencia, por lo cual el sistema de bombeo no sería un

impedimento para la operación y evaluación del prototipo.

La construcción del sistema de f iltración en diámetro de 4 pulgadas, fue sencilla, segura y

no tomó más de 1 hora. Las herramientas y otros materiales empleados fueron: segueta,

llave de tubo, destornillador, taladro, estopa y soldadura para PVC.

En el Anexo 1, se presenta un despiece del sistema construido, indicando claramente

cada pieza que lo compone. A continuación se explica detalladamente el proceso

constructivo:

‐ Se localizan los dos collarines de PVC, de tal forma que los orif icios de cada uno estén separados entre sí exactamente 1 metro, y que se deje un segmento de por

4" 6"Tubería PVC (1m) $ 15.000 $ 34.800

Adaptador macho $ 19.500 N.D.Tapón roscado $ 18.000 N.D.

Tapón liso $ 16.000 N.D.Collarín PVC (Entrada) $ 9.500 $ 12.500

Collarín PVC (Salida) $ 9.500 $ 12.500Arena fina $ 3.621 $ 8.147

DiámetroAccesorio

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

39


lo menos 5 centímetros de tubería libre en cada extremo, con el f in de permitir la

colocación del adaptador macho y del tapón liso.

‐ Una vez localizados los collarines en el lugar definitivo, se procede a perforar los agujeros de entrada y salida del agua, en la superficie de la tuber ía.

‐ Se continua pegando, con soldadura de PVC, el adaptador macho de 4 pulgadas en la parte superior del tubo.

‐ De la misma forma, se pega el tapón liso en la parte inferior del tubo, como se indica en la Figura 20.

Figura 20. Colocación del tapón liso en la parte inferior del tubo.

‐ Se instala el sistema de recolección del efluente f iltrado mediante el empleo de tubería de ¾ de pulgada, un codo de 90° del mismo diámetro, un pedazo de

geotextil y una abrazadera metálica que asegure éste último alrededor del codo.

Todos los accesorios de PVC de este sistema deben ir pegados con soldadura

para evitar que la presión del agua al interior los desprenda súbitamente. Al interior

de la tuber ía que compone el sistema de drenaje, se colocó una manguera plástica

de ¼ “, a la cual se le realizaron pequeñas perforaciones por donde se recolectaría

el agua f iltrada, aumentando de esta forma el caudal obtenido. Con el f in de evitar

el taponamiento de la manguera con la arena del lecho, ésta fue recubierta en su

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

40


totalidad con geotextil no tejido, que permite el paso del agua, reteniendo las

partículas de arena. En la Figura 21 se muestra una vista en corte del sistema de

drenaje empleado.

Figura 21. Vista en corte del sistema de recolección del efluente.

‐ A la entrada del collar ín superior –por donde va a ingresar el agua cruda- se instala un niple de hierro galvanizado de ¾”, conectado a una copa del mismo

mater ial de ¾” x 1”. Este último accesorio permite realizar una ampliación del

diámetro de ¾” a 1”. A la salida de esta copa, se enrosca un niple de hierro

galvanizado de 1 pulgada de diámetro.

‐ A continuación se debe instalar un cheque de cortina de 1 pulgada de diámetro, el cual permitirá el paso del agua desde la bomba hacia el f iltro, y no en el sentido

contrario. Este accesorio igualmente evitará que la arena f ina se devuelva desde el

f iltro hacia la bomba, deteriorando su mecanismo (ver Figura 22).

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

41


Figura 22. Instalación de la entrada del afluente.

‐ Seguido a esto, se emplea una manguera resortada de 1 pulgada de diámetro, la

cual debe tener un acople metálico del mismo diámetro en cada extremo de la

misma. La razón para usar una manguera para conducir el agua cruda hacia el

f iltro, es que de esta forma se resta rigidez al sistema, permitiéndole un libre

movimiento de sus componentes (sistema de bombeo y sistema de f iltración). En otro caso, podría emplearse tuber ía de PV C de 1 pulgada en lugar de la manguera

resortada. Un extremo de la manguera se conecta al cheque de cortina, mientras

el otro se enrosca directamente en el sistema de bypass explicado anteriormente,

tal como se indica en el Anexo 1.

‐ Se aconseja que se instale un manómetro antes del ingreso del agua cruda al

f iltro, con el objetivo de registrar las pérdidas de presión a través del lecho, y poder determinar el instante en que éste requiere limpieza.

‐ Una vez ejecutados estos pasos, se recomienda tapar la tuber ía de 4 pulgadas

con el tapón roscado, y realizar una prueba hidráulica del sistema antes de

agregar la arena al f iltro; ésto con el f in de verif icar la ausencia de fugas en las

distintas uniones.

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

42


‐ Seguidamente, se puede proceder a destapar nuevamente la tubería de 4 pulgadas, y rellenarla con la arena f ina previamente lavada. El material debe ser

compactado con algún objeto rígido durante el llenado, hasta alcanzar el nivel del

orif icio abierto para el collar ín superior.

‐ Finalmente, se coloca el tapón roscado en la parte superior del f iltro, utilizando abundante cinta de teflón para evitar la aparición de fugas, como se muestra en la

Figura 23.

Figura 23. Sellado del filtro en su parte superior.

Al f inalizar la etapa de construcción, se obtuvo un sistema de aproximadamente 20

kilogramos de peso (incluyendo el lecho), el cual dadas sus reducidas dimensiones en comparación con otras tecnologías, puede considerarse de fácil transporte y puesta en

marcha (ver Figura 24).

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

43


Figura 24. Montaje definitivo del sistema de fi ltración a presión.

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

44


3.2 EVALUACIÓN

3.2.1 Parámetros de calidad evaluados

Este estudio se centra en la evaluación de los parámetros de calidad físicos y

microbiológicos obtenidos a partir de la operación del sistema propuesto. En términos

generales, puede definirse a los parámetros físicos como aquellos que pueden ser

percibidos mediante el uso de los sentidos; color, olor, sabor y presencia de sólidos en

suspensión en el agua. Por su parte, los parámetros microbiológicos son aquellos

relacionados con la presencia de vida microbiana en una muestra de agua. En este

contexto, la evaluación del sistema de tratamiento de agua diseñado, comprende la

realización de pruebas de turbiedad y de Escherichia coli y Coliformes Totales, con el f in

de determinar la eficiencia de la unidad de tratamiento en la remoción de dichos

parámetros. Adicionalmente, se evaluará el efecto del f iltro sobre la concentración de

iones [H+], mediante la alimentación del sistema con un afluente de pH ácido.

Turbiedad

La turbiedad es un indicativo de las propiedades que tiene determinada muestra de agua

para permitir el paso de la luz a través de ella. Esta propiedad se debe a la presencia de

partículas suspendidas de arena, arcilla, mater ia orgánica e inorgánica, entre otros. La

turbiedad es un parámetro clave en el tratamiento de agua potable, ya que ésta t iene una

gran incidencia en el proceso de desinfección. En muestras de agua turbias, los

microorganismos se protegen de la acción de los desinfectantes adhiriéndose a las

partículas suspendidas.

La medición de la turbiedad por medio del método nefelométrico, se basa en la

comparación entre la intensidad de la luz que pasa a través de una muestra de agua y la

intensidad de la luz que pasa a través de una solución estándar bajo las mismas

condiciones. Como patrones estándares se emplean comúnmente soluciones de

formacina, las cuales son utilizadas en la calibración del equipo (Metcalf & Eddy, 2004).

Para la realización de los ensayos de turbiedad, se utilizó un turbidímetro portátil Hach

2100P (ver Figura 25) el cual tiene un rango de medición entre 0,01 y 1.000 NTU

(unidades nefelométricas de turbidez). El principio de funcionamiento de este instrumento

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

45


consta de una lámpara de f ilamento de tungsteno, un detector en 90° para captar la luz

difusa y un detector de luz transmitida. El microprocesador del turbidímetro calcula el

coeficiente entre las señales del detector en 90° y del detector de luz transmitida, tal como

lo muestra la Figura 26, y de esta forma computa el valor de turbidez de la muestra

(HACH, 2001).

Figura 25. Turbidímetro Hach 2100P.

Fuente: (http://www.rosesci.com/)

Figura 26. Modo de funcionamiento del Turbidímetro Hach 2100P.

Fuente: (HACH, 2001)

El método estándar empleado para la realización de ensayos de turbiedad por medio del

método nefelométrico es el SM 2130B. Con base a este protocolo, se tomaron en cuenta

las siguientes recomendaciones (Eaton, 2005):

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

46


‐ Las muestras de agua deben ser tomadas en recipientes de vidrio o plástico.

‐ Las soluciones con turbiedades mayores a 1.000 NTU deben ser diluidas antes de su análisis.

‐ Se recomienda analizar la muestra inmediatamente después de haber sido

tomada, con el f in de prevenir cambios de temperatura y procesos de sedimentación y f loculación al interior de la muestra. Sin embargo, ésta puede ser

almacenada hasta por 24 horas refrigerada y en la oscuridad.

‐ Cambios importantes de temperatura pueden provocar que algunas partículas

originalmente suspendidas, se disuelvan en la muestra, causando imprecisiones

en la medición de este parámetro.

‐ En el caso de haber almacenado una muestra, ésta debe ser dejada a temperatura ambiente y ser agitada antes de su análisis. Igualmente, debe asegurarse que no

hayan burbujas de aire que puedan interferir con la medición.

Adicionalmente, el método estándar SM 2130B recomienda reportar el valor medido de

turbiedad, de acuerdo con las siguientes relaciones (Eaton, 2005):

Tabla 8. Modo de reportar valores de turbiedad de acuerdo con el método estándar SM 2103B.

Rango de Turbiedad (NTU) Reportar a la cifra más cercana (NTU) 0 -1 0.05

1 - 10 0.1 10 - 40 1

40 - 100 5 100 - 400 10

400 - 1000 50 > 1000 100

Fuente: Eaton, 2005

Escherichia coli y Coliformes Totales

Las coliformes se definen como un grupo de bacterias con morfología bacilar, Gram

negativas, no formadoras de endosporas, aerobias y anaerobias facultativas. Dentro de

este grupo se encuentra la Escherichia coli (o simplemente E. coli), la cual es

ampliamente utilizada como indicador de contaminación fecal en aguas y alimentos. Este

es el microorganismo más estudiado por el ser humano, debido entre otras razones, a la

facilidad de su cultivo y la rapidez con que se reproduce. Es uno de los muchos grupos

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

47


bacterianos que habitan en los intestinos de los humanos sanos y en la mayoría de los

animales de sangre caliente. Ayuda a mantener el equilibrio de la f lora intestinal normal,

previniendo el ataque de bacterias nocivas. De igual forma, es vital en la s íntesis de

algunas vitaminas. Sin embargo, existen algunas cepas de esta bacteria capaces de

causar serias enfermedades al hombre. Este es el caso de la cepa conocida como E. coli

O157:H7, causante de una grave infección intestinal en los humanos, a partir de la

producción de una potente toxina que ataca la mucosa de la pared intestinal provocando

diarrea con sangre (University of Virginia Health System, 2008). Igualmente, la acción de

esta bacteria en el cuerpo humano puede provocar fallas temporales o permanentes en

los riñones, siendo los niños menores de 5 años y los adultos mayores de 65 años, los

más vulnerables a sufrir complicaciones renales (Texas Department of State Health

Services, 2005).

Para la determinación de la presencia de coliformes totales y E. Coli en muestras de agua

potable, se emplea frecuentemente el ensayo de f iltración por membrana. Esta técnica es

ampliamente usada en análisis microbiológicos de agua potable y aguas naturales, debido

a que es un procedimiento altamente reproducible, puede ser usado para analizar

muestras de gran volumen, y porque arroja resultados numéricos más rápidamente en

comparación con otros ensayos como el de los tubos de fermentación múlt iple (Eaton,

2005).

El método de f iltración por membrana es utilizado para el análisis de muestras de aguas

potables, aguas naturales y efluentes de aguas residuales altamente purif icadas. Este

ensayo consiste en hacer pasar la muestra de agua a través de un papel f iltro

biológicamente inerte de Nitrato de Celulosa, con tamaño de poro de 45 micras, por medio

de la utilización de una bomba de vacío. A continuación, el papel f iltro es colocado sobre

un medio de cultivo, con la cuadrícula hacia arriba. El medio de cultivo comúnmente utilizado para la realización de este ensayo es el m-ColiBlue24® Broth, el cual está

disponible en ampolletas de 2 mililitros para la realización de cada siembra.

Posteriormente, la siembra realizada al interior de una caja de Petri, es puesta en una

incubadora a temperatura de 35 °C, durante un periodo de 24 horas. Finalmente se

realiza el conteo de las colonias. Las colonias de coliformes totales aparecen en color

rojo, mientras que las de E. coli aparecen en color azul.

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

48


Figura 27. Medio de cultivo m-ColiBlue24® Broth.

Fuente: (http://www.mill ipore.com/catalogue)

Los métodos estándar utilizados para la realización de este ensayo, son el SM 9222B

para el análisis de Coliformes Totales y el SM 9222D para Coliformes Fecales. Algunas

de las recomendaciones mencionadas en estos protocolos son: (Eaton, 2005)

‐ Usar recipientes estériles para la toma de muestras, como los frascos de muestra de orina.

‐ Si la muestra a tomar viene de una llave, se recomienda abrir y dejar salir agua durante 1 minuto antes de tomar la muestra. Si proviene de una corriente continua

tomar la muestra normalmente.

‐ En el momento de la toma de muestras, se debe enjuagar el recipiente tres veces con el agua a analizar antes de recolectar la misma. Tapar tan pronto como se

llene el recipiente. No es aconsejable dejar burbujas de aire al interior.

‐ Tomar como mínimo 250 ml de muestra.

‐ Realizar el cultivo inmediatamente después de haber tomado la muestra. En caso de requerir almacenamiento, la muestra puede ser conservada durante un máximo

de 24 horas a una temperatura de 4 °C.

‐ Esterilizar el área de trabajo, haciendo uso de alcohol, solución diluida de fenol ó solución diluida de hipoclor ito de sodio.

‐ En el caso de emplear el medio de cultivo m-ColiBlue24® Broth, se recomienda realizar un blanco, f iltrando 100 ml de agua desionizada de la misma que se usará

en los enjuagues.

‐ Realizar diluciones de las muestras cuando se considere necesario.

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

49


3.2.2 Descripción de pruebas preliminares

Para la realización de las pruebas microbiológicas y de turbiedad para distintas longitudes

de lecho, se utilizó agua recolectada en el río San Francisco -parcialmente canalizado en

el Eje Ambiental- a su paso por la carrera primera Este al oriente de Bogotá (ver Figura

28). Debido a las múltiples descargas domésticas que recibe este río desde su nacimiento

en el Páramo de Choachí, sus aguas presentan parámetros de contaminación microbiana

idóneos para la realización de las pruebas.

Figura 28. Localización del sitio de toma de muestras.

Fuente: (http://www.bing.com/maps/)

Debido a que la turbiedad de este cuerpo de agua es en general baja y rara vez supera

las 20 NTU, la cantidad de sólidos suspendidos fue incrementada mediante la adición de

bentonita, una arcilla de color claro y tamaños de partícula inferiores a 2 µm. De esta

forma, se realizaron mediciones de turbiedad a la entrada y a la salida del lecho para cada

longitud de prueba (25, 50, 75 y 100 cm) con el turbidímetro portátil Hach 2100P. Dichas

mediciones se efectuaron cada minuto, con el objetivo de estimar el tiempo de

estabilización del sistema, al igual que el porcentaje de remoción de turbiedad en cada

caso. De igual forma, se realizaron ensayos microbiológicos para las longitudes de 25

centímetros y 100 centímetros, tanto para el afluente como para el efluente. Ésto con el

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

50


objetivo de determinar la relación entre la longitud del lecho y la remoción de

microorganismos a través de éste.

De igual manera, para las estimaciones del caudal se utilizó agua del grifo del Laboratorio

de Análisis Químico Ambiental 1 del Edif icio Mario Laserna (ML-415) en la Universidad de

los Andes, cuya turbiedad es de 1 NTU y tiene ausencia de coliformes totales y E.coli, de

acuerdo con los análisis realizados a una muestra de esta fuente. La medición de caudal

se efectuó registrando el tiempo que tardó el sistema en tratar un volumen de 100 ml o

200 ml, con cada longitud de lecho, a distintas presiones de operación.

3.2.3 Evaluación del sistema de f iltración

De manera similar a la empleada para las pruebas de longitud, para la realización de los

ensayos microbiológicos en el sistema de f iltración, se utilizó agua proveniente del Eje

Ambiental en el mismo punto de muestreo. Sin embargo, la turbiedad de la muestra no fue

alterada, alimentándose directamente a la unidad de tratamiento.

Por su parte, las pruebas de turbiedad se realizaron independientemente, mediante la

utilización de agua potable adicionada con bentonita. De esta forma, se evaluó el

desempeño del f iltro bajo valores distintos de turbiedad y de presión.

Adicionalmente, se efectuaron mediciones del caudal tratado en distintas etapas

operativas del f iltro; es decir, para diferentes niveles de colmatación del lecho. Para tal f in,

se hizo uso exclusivo de agua potable.

4 RESULTADOS

4.1 RESULTADOS PRUEBAS DE LONGITUD

Las muestras fueron recolectadas en dos días: el 27 de agosto de 2009 y el 3 de

septiembre de 2009. Como se mencionó anteriormente, la turbiedad de estas muestras de

agua fue incrementada mediante la adición de pequeñas cantidades de bentonita. De esta

forma, la primera muestra tenía los siguientes parámetros de calidad: turbiedad promedio

de 38 NTU y concentración de Coliformes Totales de 330 UFC/100 ml. Por su parte, la

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

51


segunda muestra, es decir la del 3 de septiembre, presentó una turbiedad promedio de 98

NTU y una concentración de Coliformes Totales de 5280 UFC/100 ml.

4.1.1 Influencia de la longitud del lecho y la presión, en el caudal f iltrado

Al calcular los caudales aproximados con base en el procedimiento descrito

anteriormente, se observó que para una longitud de lecho específ ica, al incrementar la

presión, también aumentó el volumen de agua f iltrada por unidad de t iempo (ver Figura

29).

Figura 29. Influencia de la longitud del lecho y la presión en el caudal filtrado.

De manera similar, es posible establecer una clara relación entre la longitud del lecho y el

caudal f iltrado. Tal como se esperaba, a una presión constante, el caudal del efluente es

menor entre más largo sea el lecho (ver Figura 30).

0

5

10

15

20

25

0,25 0,5 0,75 1

Caud

al fil

trado

(L/h)

Longitud del lecho (m)

8-10 psi

15-17 psi

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

52


Figura 30. Efecto de la longitud del lecho en el caudal filtrado.

4.1.2 Influencia de la longitud del lecho en la remoción de partículas suspendidas

Con base en los resultados de las pruebas realizadas, se observó que el parámetro de

turbiedad tiene un comportamiento que concuerda perfectamente con la teor ía de la

f iltración granular (MWH, 2005). Al inicio del ciclo, la turbiedad del efluente alcanza un

punto máximo, que correspondería al periodo de maduración del f iltro, tal y como se

presentó previamente en la Figura 1. Inmediatamente después, la turbiedad desciende

drásticamente hasta valores que oscilan entre 4 y 7 NTU, iniciándose de esta forma el

periodo de f iltración efectiva, hasta que se alcanza un valor de turbiedad estable (ver

Figura 31 y Tabla 9).

0,0

5,0

10,0

15,0

20,0

25,0

7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17

Caud

al fil

trado

(L/h

)

Presión (psi)

0,25m 0,5m

0,75m 1,0m

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

53


Figura 31. Tiempo de estabilización del medio filtrante para longitudes del lecho de 25, 50, 75 y 100 cm.

A partir de los resultados presentados en la Figura 31, es posible observar que el tiempo

de estabilización del f iltro es proporcional a su longitud, de tal manera que a menor

longitud del lecho, se alcanza la turbiedad mínima en un tiempo menor. Esto se debe

posiblemente a la compactación del lecho promovida por el f lujo a presión a la entrada.

Sin embargo, no se observan resultados contundentes que confirmen la hipótesis de que

la remoción de turbiedad es proporcional a la longitud del lecho de arena, ya que los datos

obtenidos experimentalmente muestran que la turbiedad del agua tratada por los f iltros de

prueba de 25, 75 y 100 cm es de 2 NTU, mientras que con el f iltro de 50 cm la turbiedad

f inal fue de 1 NTU (ver Tabla 9).

Dado que la eficiencia en la remoción de partículas suspendidas no mostró grandes

diferencias para longitudes distintas de lecho, se efectuaron pruebas microbiológicas para

lechos de 25 y de 100 centímetros, con el objetivo de confirmar la hipótesis de que a

mayor longitud del lecho, mayor remoción de microorganismos.

0

10

20

30

40

50

60

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17

Turb

iedad

(NTU

)

Tiempo transcurrido (min)

0,25 m0,50 m0,75 m1,0 m

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

54


Tabla 9. Datos de turbiedad (NTU) obtenidos con los lechos de prueba a 15-17 psi.

Tiempo (min)

Longitud del lecho 0.25 m 0.50 m 0.75 m 1.0 m

0 19 28 - - 1 4 39 14 - 2 4 4 14 - 3 2 4 40 - 4 2 3 59 - 5 2 3 7 53 6 2 2 5 43 7 1 3 19 8 1 3 8 9 1 2 8 10 2 4 11 2 4 12 3 13 3 14 2 15 2 16 2

4.1.3 Influencia de la longitud del lecho en la remoción microorganismos

Las pruebas microbiológicas fueron realizadas en días diferentes, por lo cual, el agua

recolectada del Eje Ambiental presentaba parámetros de calidad distintos. Debido a esto,

la comparación entre las eficiencias de remoción de ambas longitudes, se realizó

porcentualmente.

Para el lecho de 25 cm, el agua del afluente tenía altísimas concentraciones de E. coli,

que fueron removidas únicamente en un 26,3%. La remoción de coliformes totales fue del

63,4% (ver Tabla 10).

Para la prueba con el lecho de 1 m, el afluente tenía una menor concentración de

coliformes totales y E.coli. Sin embargo, éstos fueron removidos en porcentajes de 83,3%

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

55


y 89,7%, respectivamente, lo cual en principio es satisfactorio. Sin embargo, la calidad

microbiológica del agua f iltrada no cumple con el límite establecido por la Resolución 2115

de 2007 para agua de consumo humano, que establece un criterio de 0 UFC/100 ml (ver

Tabla 11), pero cumple de lejos los parámetros para ser apta para un tratamiento simple

de desinfección posterior (Decreto 1594/1984).

Tabla 10. Resultados de remoción de coliformes totales y E. coli para un lecho de prueba de 25

centímetros.

Agua cruda (Eje Ambiental, 3 de septiembre de 2009) E. coli UFC/100 ml 2510 Coliformes Totales UFC/100 ml 5280 Agua tratada con lecho de 0.25 m E. coli UFC/100 ml 1850 Coliformes Totales UFC/100 ml 1930

Porcentajes de remoción

E. coli 26.3% Coliformes Totales 63.4%

Tabla 11. Resultados de remoción de coliformes totales y E. coli para un lecho de prueba de 1 m.

Agua cruda (Eje Ambiental, 27 de agosto de 2009) E. coli UFC/100 ml 90 Coliformes Totales UFC/100 ml 330 Agua tratada con lecho de 1 m E. coli UFC/100 ml 15 Coliformes Totales UFC/100 ml 34

Porcentajes de remoción

E. coli 83.3% Coliformes Totales 89.7%

Estos resultados experimentales llevan a concluir que, aunque la remoción de partículas

suspendidas parece no estar inf luenciada por la longitud del lecho, la remoción de

microorganismos depende estrechamente de esta variable. Por tanto, se estableció que la

unidad de f iltración debía ser diseñada para una longitud de lecho de 1 metro, ya que una

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

56


medida inferior no garantizaría la remoción de microorganismos, y un lecho de mayor

dimensión representar ía aumentos considerables en el peso total del sistema.

4.2 RESULTADOS DE EVALUACIÓN DEL SISTEMA DE FILTRACIÓN

4.2.1 Remoción de turbiedad

Al alimentar el sistema con un afluente de una turbiedad de 200 NTU, tanto para un lecho

que había tratado únicamente 30 L de agua, como para un lecho que ya había tratado 210

L de agua cruda de turbiedades entre 10 y 800 NTU, utilizando presiones entre 6 y 13 psi

y produciendo un caudal aproximado de 1 L/min, se obtuvieron los siguientes resultados:

Figura 32. Desempeño de la unidad de filtración para afluente de 200 NTU.

02468

1012141618202224262830

0 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20

Turb

ieda

d (N

TU)

Tiempo (min)

200 NTU - 30 L200 NTU - 210 L

Desinfección posterior (<10 NTU)

Consumo directo (<2 NTU)

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

57


En primer lugar, para ambos casos se observa un comportamiento similar al obtenido en

las pruebas realizadas para determinar el efecto de la longitud sobre la remoción de

turbiedad con los lechos de prueba. Al inicio, se presentó un máximo de turbiedad de

aproximadamente 30 NTU con una duración menor a 1 minuto, que disminuyó

drásticamente hasta valores inferiores a 10 NTU; de tal manera, en ambos casos se

puede identif icar un tiempo de estabilización del f iltro de aproximadamente 6 minutos, a

partir del cual las turbiedades siguen disminuyendo con el tiempo pero mantienen valores

relativamente constantes.

Para el caso de la curva punteada, que refleja el comportamiento del sistema con un

lecho de poco uso (30 L), se observa que el efluente tiene turbiedades menores a 10 NTU

a partir del cuarto minuto de corrida, lo cual da muestra del bajo t iempo de estabilización

del sistema. No obstante, aunque la turbiedad t iende a disminuir en el tiempo restante de

la corrida, en ningún momento de los 20 minutos de medición alcanzó valores de

turbiedad menores a 2 NTU.

Por otra parte, para la línea continua que muestra la turbiedad del efluente al tratar el

agua con un lecho con mayor uso previo (210 L), se observa que después del tiempo de

estabilización que dura también 4 minutos, prácticamente todas las turbiedades del

efluente son menores a 2 NTU.

De manera análoga, para las pruebas realizadas alimentando al sistema con un agua con

800 NTU de turbiedad para ser tratada con un lecho que había tratado 90 L y otro que

había tratado 210 L, se obtuvo:

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

58


Figura 33. Desempeño de la unidad de filtración para afluente de 800 NTU.

De la misma forma, se observa que después de 6 minutos aproximadamente, el sistema

comienza a estabilizarse, y en adelante, la turbiedad se mantiene constante. Para el lecho

de menor uso previo, se observa que la turbiedad f inal del afluente logra valores entre 2 y

4 NTU en el tiempo restante de la corrida, teniendo en cuenta un pequeño pico de 7 NTU.

El lecho que ya había tratado 210 L anteriormente, ofrece un afluente cuya turbiedad se

mantiene alrededor de 1 NTU (Ver Figura 34).

A partir de los resultados obtenidos con las pruebas con afluentes de 200 NTU y 800

NTU, es posible llegar a varias conclusiones. En términos generales, se observa que el

sistema tiene una gran efectividad para la remoción de material suspendido, en tanto que

logra ofrecer efluentes de turbiedades entre 1 y 4 NTU para fuentes de agua de alta

turbidez.

01234567

89

101112

2 4 6 8 10 12 14 16 18 20

Turb

ieda

d (N

TU)

Tiempo (min)

800 NTU -90 L800 NTU -210 L

Desinfección posterior (<10 NTU)

Consumo directo (<2 NTU)

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

59


Figura 34. Aspecto de la muestra de agua antes y después de pasada por el fil tro.

Por otra parte, se observa un efecto claro del tiempo de operación del f iltro o volumen

tratado previamente por el mismo, sobre la remoción de material suspendido. A medida

que el sistema es operado, la calidad del efluente aumenta. Esto se debe a que,

posiblemente, al someter el lecho a un f lujo a presión, este se compacta sucesivamente,

disminuyendo el tamaño de poro, de tal manera que la capacidad de retención por cribado

se incrementa, en tanto que partículas de menor tamaño van a poder quedar retenidas en

los intersticios del lecho. Otra posible causa del efecto de la operación previa sobre la

calidad del efluente es la presencia de una torta en la parte superior del lecho, formada

lentamente a part ir de la acumulación de material suspendido removido sucesivamente y

que se aglomera en la superficie, aumentando la dif icultad de paso de las partículas a

través de esta, y por tanto, removiendo cada vez más material de menor tamaño.

4.2.2 Remoción de microorganismos

Las pruebas para determinar la eficiencia de remoción de Escherichia coli y Coliformes

Totales de un lecho f iltrante con 350 L de uso previo arrojaron los siguientes resultados:

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

60


Tabla 12. Resultados de pruebas microbiológicas para un lecho con uso previo.

Tiempo toma de muestra (min) Parámetro de Calidad Afluente 0 5 15 20 Turbiedad (NTU) 8 17,2 5,6 3,7 2,3 E. coli (UFC/100 ml) 190 0 0 0 0 Coliformes NF (UFC/100 ml) 6120 220 110 25 7 Coliformes Totales (UFC/100 ml) 6310 220 110 25 7

Tabla 13. Eficiencias de remoción de microorganismos para un lecho con uso previo.

Tiempo (min) Remoción 0 5 15 20 E. coli (%) 100% 100% 100% 100% Coliformes No Fecales (%) 96,4% 98,2% 99,6% 99,9% Coliformes Totales (%) 96,5% 98,3% 99,6% 99,9%

Figura 35. Eficiencia de remoción de Coliformes Totales y Escherichia Coli.

En primer lugar, se observa que la remoción de E. coli es total desde el inicio de la

corrida, mientras que para los coliformes no fecales, que de acuerdo con el medio de

cultivo utilizado corresponde a la presencia de Enterobacter cloacae, Enterobacter

aerogenes, Klebsiella pneumoniae y Citrobacter freundii, la remoción inicial es del 96.4%

96,0%

96,5%

97,0%

97,5%

98,0%

98,5%

99,0%

99,5%

100,0%

0 5 10 15 20

Rem

oció

n (%

)

Tiempo (min)

E. coli (%)

Colformes Totales (%)

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

61


y muestra un incremento sucesivo con el tiempo hasta alcanzar una remoción del 99.9%

de coliformes no fecales y de coliformes totales, después de 20 minutos de iniciada la

corrida. En esta evaluación preliminar se observa, entonces, que el t iempo tiene efecto,

tanto en la eficiencia de remoción de material suspendido que aporta turbiedad, como en

la eficiencia de remoción de microorganismos (ver Anexo 2).

Para determinar la inf luencia en el uso previo del lecho f iltrante en la remoción de

microorganismos, se destapó el f iltro por la parte superior con el f in de reemplazar el

lecho por uno totalmente nuevo y efectuar las mismas pruebas de coliformes. Cabe notar

que en el momento del cambio del f iltro, que había sido utilizado para las pruebas de

remoción de turbiedad y había tratado un volumen cercano a los 350 L, se observó la

formación de una torta arcillosa de aproximadamente 3 cm de espesor en la parte

superior del lecho, que muy posible aumentaba la resistencia al f lujo del agua y al paso

de material suspendido y microorganismos. En consecuencia, la formación de esta torta

refuerza la hipótesis planteada de que la razón por la cual el volumen tratado previamente

por la unidad f iltrante influye sobre la eficiencia de remoción es la formación de una torta

de material que se encontraba suspendido en el afluente y fue removido por cribado,

debido al menor tamaño de los poros del lecho de arena.

Las pruebas de remoción de E. coli y Coliformes Totales para el lecho totalmente nuevo

se realizaron únicamente para tiempos de 5 y 15 minutos después de iniciar la corrida.

Los resultados se presentan a continuación:

Tabla 14. Eficiencias de remoción de microorganismos para un lecho nuevo.

T iempo (min) Remoción 5 15 E. coli (%) 87,3% 87,8% Coliformes No Fecales (%) 83,9% 87,1% Coliformes Totales (%) 86,4% 87,7%

Tal como se esperaba, al utilizar un lecho completamente nuevo, la eficiencia de remoción

es menor en comparación con un lecho ya usado, posiblemente debido a la ausencia de

la torta ya descrita. No obstante, se observa que de todas maneras se remueve una

fracción más que importante de microorganismos que aumenta con el tiempo de la corrida. Esto indica que muy probablemente el tamaño de poro del lecho es lo

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

62


suficientemente pequeño, de tal manera que aun sin la presencia de una torta debida a la

operación previa, un 87.7% de los microorganismos fueron removidos debido a los

mecanismos de cribado e intercepción a causa del menor tamaño de los poros con

respecto al tamaño de los microorganismos y la tortuosidad del lecho.

En consecuencia, se puede concluir de manera preliminar que la f iltración por profundidad

(depth filtration) es uno de los mecanismos de remoción predominantes en este sistema

de f iltración, y que la mayoría de los microorganismos se retienen en los intersticios del

lecho f iltrante. El aumento definitivo de la eficiencia de remoción, hasta alcanzar valores

de 99.9% para coliformes totales, se debe entonces a la formación de una torta de

mater ial suspendido removido previamente durante la operación del sistema.

Finalmente, ante las conclusiones acerca de los resultados obtenidos para un lecho

nuevo, se quiso determinar el efecto de una recirculación del agua ya tratada, simulando

un sistema de 2 f iltros de iguales características dispuestos en serie, sobre la remoción

f inal de microorganismos. Esto se hizo recolectando el agua tratada, introduciéndola

nuevamente en el tanque colector y pasándola inmediatamente por el sistema. Los

resultados que arrojó este experimento se presentan a continuación:

Tabla 15. Resultados de pruebas microbiológicas de dos ciclos de fi ltración para un lecho nuevo.

Primer ciclo Segundo ciclo T iempo de toma de muestra (min)

Parámetro de Calidad Afluente 5 15 5 15 Turbiedad (NTU) 12 7,1 2,8 2,1 1,9 E. coli (UFC/100 ml) 1810 230 220 90 80 Coliformes NF (UFC/100 ml) 620 100 80 60 60 Coliformes Totales (UFC/100 ml) 2430 330 300 150 140

Tabla 16. Eficiencias de remoción de microorganismos durante dos ciclos para un lecho nuevo.

Primer ciclo Segundo ciclo T iempo de toma de muestra (min)

Remoción 5 15 5 15 E. coli (%) 87,3% 87,8% 95,0% 95,6% Coliformes NF (%) 83,9% 87,1% 90,3% 90,3% Coliformes Totales (%) 86,4% 87,7% 93,8% 94,2%

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

63


Tabla 17. Remoción de microorganismos del ciclo 2 con respecto al ciclo 1.

Ciclo Remoción 1 2 E. coli (%) 87,8% 63,6% Coliformes No Fecales (%) 87,1% 25,0% Coliformes Totales (%) 87,7% 53,3%

Se observa que existe un efecto notorio en la remoción de microorganismos si se recircula

el agua tratada previamente. Con respecto al afluente inicial de agua cruda, al recircular el

efluente inicial al cual se le había removido el 87.8% de E. coli y el 87.7% de los

coliformes totales, la remoción f inal aumenta hasta alcanzar valores de 95.6% y 94.2%,

respectivamente (ver Anexo 3).

Si se cuantif ica la remoción del segundo ciclo con respecto a la calidad del agua del

efluente del ciclo 1 y no del agua cruda, es posible observar más claramente el efecto del

segundo ciclo sobre los parámetros de calidad del agua producida. Al recircular el agua

previamente tratada en un ciclo, se remueve el 63.6% de E.coli que quedó después del

primer ciclo. Así mismo, el 25% de los coliformes no fecales y el 53.3% de los Coliformes

Totales remanentes del primer ciclo, fueron removidos durante el segundo ciclo. A

continuación se presentan las gráficas que muestran el efecto de la recirculación sobre la

remoción con respecto al agua cruda y con respecto a la calidad del efluente del primer

tratamiento respectivamente:

Figura 36. Eficiencia de remoción de Escherichia Coli durante dos ciclos de filtración.

84%86%88%90%92%94%96%98%

100 %

5 10 15 20 25 30

Rem

oció

n E

.col

i(%

)

Tiempo (min)

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

64


Figura 37. Eficiencia de remoción de Coliformes Totales durante dos ciclos de filtración.

Figura 38. Comparación entre la eficiencia de remoción durante los dos ciclos de tratamiento.

En las primeras dos gráficas, la línea punteada muestra el tiempo que se tardó en tomar

la primera muestra del efluente del segundo ciclo (5 minutos) después de ser iniciado, y el

claro efecto en la remoción de E. coli y coliformes totales, donde el segundo paso por el

f iltro disminuye aún más la presencia de coliformes en el agua. La segunda, muestra

claramente cómo el primer ciclo es más efectivo que el segundo para la remoción de

microorganismos. Esto puede deberse a que cuando la concentración de coliformes es

84%86%88%90%92%94%96%98%

10 0%

5 10 15 20 25 30

Rem

oció

n C

T (%

)

Tiempo (min)

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

100%

E. coli (%) Colifo rmes No Fecales (%)

Coliformes Totales (%)

Efluente inicial (Ciclo 1) Efluente Recirculación (Ciclo 2)

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

65


menor, la probabilidad de que estos queden retenidos en un intersticio se reduce

notablemente.

Al comparar los resultados obtenidos, tanto de turbiedad como de presencia de E. coli y

coliformes totales en el efluente del sistema, con los límites aceptables de calidad

establecidos en la legislación colombiana vigente, se puede evaluar el rendimiento real

del sistema y la forma de operación más apropiada del mismo para cumplir estos

parámetros.

En primer lugar, se observa que en todos los casos, la turbiedad del efluente es menor a

10 NTU. Por consiguiente, según el Decreto 1594 de 1984 del Ministerio de la Protección

Social, el agua tratada por el sistema puede ser tratada posteriormente únicamente

mediante métodos de desinfección. En algunos casos, específ icamente cuando el f iltro

alcanza su máxima eficiencia de remoción debido a la formación de la torta y a la

disminución gradual del tamaño de poro en el lecho, el efluente alcanza turbiedades

menores a 2 NTU. Esto indicar ía que, en términos de turbiedad, según la Resolución 2115

de 2007, el agua tratada por el sistema luego de utilizar el f iltro previamente, podría ser

consumida directamente.

En términos de presencia de coliformes totales y E. coli en el efluente del sistema, se

observa que, para la calidad de los afluentes evaluados, cuyas concentraciones de

coliformes estuvieron entre 330 y 5300 UFC/100 ml, la remoción fue superior al 85%,

tanto para lecho nuevo como para lecho usado previamente, de tal manera que incluso al

inicio de las corridas, la concentración de coliformes totales fue inferior a 1000 UFC/100

ml. Esto indica, según el Decreto 1594 de 1984, que el efluente del sistema puede ser

consumido directamente después de someter lo únicamente a un tratamiento de

desinfección. No obstante, en ningún caso se observó remoción total de coliformes

totales, hasta obtener una concentración de 0 UFC/100 ml en el efluente. Esto implica que, en términos de calidad microbiológica, según la Resolución 2115 de 2007 de la

República de Colombia, el agua tratada no es apta para consumo humano directo.

Por tanto, al integrar los resultados de los parámetros de calidad evaluados, se puede

concluir que al tratar un agua de hasta 5300 UFC/100 ml y 800 NTU de turbiedad con el

sistema diseñado, se va a obtener agua que según la legislación colombiana vigente, con

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

66


un tratamiento posterior de desinfección, como adición de hipoclorito de sodio, va a

cumplir los requerimientos mínimos de calidad para ser agua de consumo humano.

Esto implica que el sistema de f iltración diseñado es de gran utilidad para contextos en

donde por infraestructura o disponibilidad de materias primas o equipos, las etapas de

tratamiento convencional de agua potable, como coagulación/f loculación o sedimentación

son de difícil implementación. Es decir, el sistema de f iltración diseñado permite que

retirando únicamente las partículas sólidas de gran tamaño del agua (piedras, barro), con

ayuda de una malla, es posible alimentar al sistema agua con gran cantidad de material

suspendido y prescindir de las etapas del tratamiento convencional, removiendo

prácticamente todo el material suspendido de hasta 2 µm, como la bentonita, y en una

fracción muy importante los contaminantes microbiológicos de alrededor de 1 µm, como

los coliformes.

4.2.3 Efecto en el pH

Metodología: Para la realización de esta prueba, se agregaron 5 ml de ácido acético al

99% a un recipiente de 60 L de agua potable del acueducto, tomada del grifo del

Laboratorio de Análisis Químico Ambiental de la Universidad de los Andes, que se tomó

como afluente. Se inició una corrida de 30 minutos, y se tomaron mediciones de pH en el

efluente del sistema cada 2 minutos, con el pH-metro Mettler Toledo® del Laboratorio de

Procesos Químicos de la Universidad de los Andes. El objetivo de esta prueba fue

determinar el efecto del paso del agua por el sistema sobre la concentración de iones [H+]

en el agua. Por ende, esta prueba constituye una estimación de la capacidad de remoción

de material disuelto en el agua por parte del sistema de tratamiento.

Resultados: El pH inicial del agua del acueducto fue de 7.20, y al agregar 5 ml de ácido

acético al 99% en un volumen de 60 L de agua, el pH descendió hasta 4.45, lo cual indica

un incremento drástico en la concentración de iones [H+] en el agua, haciéndola muy ácida. Durante los primeros 10 minutos de la corrida, se observó que el pH del efluente

era de alrededor de 7.50; posteriormente, hubo un descenso importante en este

parámetro hasta alcanzar un valor estable de aproximadamente 5.0, después de los 20

minutos de iniciada la corrida.

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

67


Figura 39. Comportamiento del parámetro de pH durante un ciclo de filtración.

La poca variación en el pH de los primeros 10 minutos de la corrida se debe,

posiblemente, a la retención de agua previamente alimentada al sistema que se

encontraba retenida en los poros del lecho f iltrante, y fue empujada por la presión ejercida

por el bombeo. El marcado descenso del pH a partir del minuto 10 hasta el minuto 20, se

debería entonces a la etapa de cambio de agua, de tal forma que el efluente del f iltro

empezó a ser el agua con alta acidez. A partir del minuto 20 y en adelante, el pH se

estabilizó aproximadamente en un valor de 5.0. Con respecto al pH del afluente, que era

de 4.45, efectivamente hay un incremento de pH a causa del tratamiento. Esto indica que

posiblemente hay una ligera remoción de sustancias disueltas en el agua, por

mecanismos como la adsorción de iones presentes en el agua por parte de las partículas

del lecho, de tal manera que pueda disminuir un poco su concentración en el efluente. Sin

embargo, esta remoción de sustancias que afectan el pH no es signif icativa en términos

de legislación, ya que en tanto que el agua de consumo debe tener un pH entre 6.5 y 9.0,

el efluente no puede ser consumido directamente.

4

4,5

5

5,5

6

6,5

7

7,5

8

0 5 10 15 20 25 30

pH

Tiempo (min)

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

68


4.2.4 Caudal tratado

A continuación se presentan los resultados del procedimiento de evaluación de caudal

f iltrado, mostrando las variables tenidas en cuenta durante la recolección de datos y el

cálculo de caudal en litros por minuto; ésto para efectos de compararlo con las otras

tecnologías de potabilización en el punto de consumo, y en litros por día, para establecer

la población atendida potencial en caso de emergencia. La primera tabla corresponde a la

recolección de datos realizada el 13 de octubre de 2009, cuando el lecho f iltrante estaba

totalmente nuevo; la segunda tabla corresponde a la toma de datos realizada el 27 de

octubre del mismo año, cuando el f iltro ya había tratado 350 L de agua cruda de diferente

calidad. Para el cálculo del caudal f iltrado, se registró el tiempo transcurrido para llenar

recipientes de 200 ml y 100 ml respectivamente. A mbas pruebas se realizaron con agua

potable del sistema de acueducto de Bogotá.

Tabla 18. Cálculo del caudal del efluente para un lecho nuevo.

Presión (psi) Efluente Filtrado Volumen (L) T iempo Llenado (s) Caudal (L/min) Caudal (L/día)

5 0,2 9,1 1,32 1898,9 7 0,2 8,85 1,36 1952,5 9 0,2 8,5 1,41 2032,9 13 0,2 6,5 1,85 2658,5 15 0,2 5,7 2,11 3031,6 17 0,2 5,6 2,14 3085,7

Tabla 19. Cálculo del caudal del efluente para un lecho con uso previo.

Presión (psi) Efluente Filtrado Volumen (L) T iempo Llenado (s) Caudal (L/min) Caudal (L/día)

6 0,1 21,8 0,28 396,3 9 0,1 18,9 0,32 457,1 11 0,1 16,5 0,36 523,6 14 0,1 14,7 0,41 587,8 15 0,1 14,6 0,41 591,8

En primer lugar, se observa una clara influencia de la presión ejercida por la bomba sobre

el caudal tratado. A mayores presiones de operación, reguladas a partir de la

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

69


manipulación del sistema de bypass, mayores cantidades de agua se ven forzadas a

circular a través de la unidad f iltrante, obteniendo un caudal mayor en el efluente. El

efecto de operar el sistema con una presión de 5 psi o con una presión de 17 psi, que

constituye el límite de operación de la bomba de 0.5 HP para este sistema, es de un

incremento de 0.82 L/min para el lecho nuevo, equivalente a un aumento del 62.5% en el

caudal f iltrado, y de 0.21 L/min equivalentes a un aumento del 50% para el lecho ya

utilizado previamente.

Figura 40. Variación del caudal del efluente para distintas presiones de operación.

Si se analizan los caudales en litros por día que ofrece el sistema con el lecho nuevo, se

observa que para presiones superiores a 5 psi, que es una presión bastante moderada, se

obtienen caudales superiores a 1920 L/día, que constituye el caudal promedio de los

f iltros lentos de arena implementados por ISF-Colombia. Si se asume una dotación neta

de 50 LHD, que constituye la mitad de la dotación neta mínima para poblaciones con

sistemas de acueducto en condiciones normales, según el Reglamento de Agua Potable y

Saneamiento Básico RAS, esto implicar ía que el sistema abastecería a 50 personas,

aproximadamente.

0,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

5 7 9 11 13 15 17

Cau

dal f

iltra

do (L

/h)

Presión (psi)

Lecho nuevo (0 L)

Lecho usado (350 L)

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

70


No obstante, es posible observar el efecto dramático que tiene el uso de la unidad f iltrante

sobre el caudal ofrecido. Tratando únicamente 350 L, el sistema disminuye su rendimiento

en un 80%, si se comparan los caudales obtenidos con una presión de 15 psi para el f iltro

nuevo y para el f iltro que trató previamente este volumen.

Esto implica que las pérdidas de presión a lo largo del lecho f iltrante y por ende, el caudal

f iltrado, constituyen los factores limitantes en la operación del f iltro. Si se toma en

consideración un caudal tratado máximo de 400 L/día, teniendo en cuenta la disminución

progresiva del caudal f iltrado hasta su taponamiento, si se quisiera realizar un

mantenimiento diario (que de hecho es mucho más frecuente que lo que se consideraría

ideal) en el contexto de una emergencia, que consistiría en el lavado de la arena existente

o en el reemplazo de la arena por arena nueva, el sistema podría abastecer a 8 personas

con una dotación neta de 50 L/hab.día.

Sin embargo, esto implica que el uso del sistema sería restringido en el contexto de una

emergencia. Además, se necesitar ían muchos sistemas funcionando paralelamente para

abastecer uno o varios municipios en dif icultades de acceso al agua potable. Por ejemplo,

si se toman como referencia las cifras de afectación de la segunda ola invernal en

Colombia durante septiembre de 2008 (OCHA, 2008), se observa:

Tabla 20. Población afectada durante ola invernal de septiembre de 2008 en Colombia.

Ola invernal en Colombia (Sept. 2008) Personas afectadas 214,982 Municipios afectados 117 Estimación de personas/municipio 1837 Personas abastecidas/sistema 16 Sistemas/municipio 115

Fuente: OCHA, 2008

Tal y como se ve, el sistema actual no podr ía abastecer de ninguna manera a un

municipio afectado en su totalidad por una emergencia de este tipo. Por tanto, una

posibilidad futura sería realizar el escalado del sistema y analizar el comportamiento de

una unidad de mayor tamaño, con el f in de aumentar el caudal producido, manteniendo

los principios de diseño y las ventajas ofrecidas por el sistema, fuese mediante la

operación de unidades f iltrantes del mismo tamaño en paralelo o mediante la construcción

IAMB 200920 05 IAMB 200920 27

71


y evaluación del sistema con una única unidad f iltrante de mayores dimensiones y un

sistema de bombeo con mayor potencia, por ejemplo.

En las condiciones actuales, en términos de cantidad, el sistema podría emplearse para el

abastecimiento de agua de consumo para eventos de escala puntual, como albergues

temporales para desplazados o en lugares como escuelas pequeñas.

5. CARACTERIZACIÓN DE LA UNIDAD CONSTRUIDA

De acuerdo con el sistema de bombeo empleado para conducir el agua cruda hacia el

interior de la unidad f iltrante, se puede apreciar que el sistema construido tiene bastantes

similitudes, a nivel operativo, con los f iltros de t ierras diatomáceas a presión, expuestos

en la sección 2.2.1. Experimentalmente, pudo observarse que el caudal f iltrado dependía

directamente de la presión aplicada en el proceso; sin embargo, se concluyó que los

parámetros de calidad del efluente no variaban signif icativamente para distintas cabezas

hidráulicas. Este fenómeno se presenta también en los f iltros de tierras diatomáceas

operados a presión, lo cual, adicionalmente permite la construcción de unidades más

compactas.

Pese a esta clara similitud, las propiedades del lecho granular empleado en la unidad

construida, dif ieren radicalmente de las de las tierras diatomáceas. En cuanto al diámetro

de las partículas, el análisis granulométrico realizado a una muestra del lecho arrojó un

tamaño efectivo de 0,21 mm, el cual es aproximadamente cien veces más grande que el

de las t ierras diatomáceas. Por esta razón, las duraciones de corrida, pérdidas de cabeza

y parámetros de calidad obtenidos del prototipo construido, no son comparables con los

de un f iltro de precapa. Sin embargo, si se compara el tamaño efectivo del lecho

empleado con los valores típicos para f iltros lentos de arena (0,25 mm a 0,35 mm), puede

apreciarse que existe una gran similitud entre estos dos sistemas de f iltración.

Las eficiencias de remoción de microorganismos determinadas experimentalmente

durante la etapa de f iltración óptima, concuerdan con aquellas reportadas para los f iltros

lentos de arena. En el primer caso, se obtuvieron eficiencias de remoción del 99,9% para

Coliformes Totales; es decir, una remoción de 3 unidades logar ítmicas. Lo anterior encaja

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perfectamente con los rangos típicos de remoción para un proceso de f iltración lenta con

arena (1 a 3 unidades logar ítmicas para Coliformes Totales).

No obstante, los resultados experimentales demostraron parámetros de operación del

sistema que dif ieren ampliamente de aquellos propios de los f iltros lentos de arena. En

primer lugar, el tiempo de maduración de un f iltro lento oscila entre 1 y 6 meses mientras

se desarrolla la capa biológica en la parte superior del lecho. Para el caso del sistema

construido, se observó un tiempo de maduración de aproximadamente 15 minutos, el cual

concuerda con aquel de los f iltros rápidos arena. De manera similar, se obtuvieron tasas

de f iltración y duraciones de corrida semejantes a aquellas propias de este último tipo de

f iltros. Se registró una tasa de f iltración promedio de 7,4 m3/ m2.h y una duración de

corrida de aproximadamente 8 horas (para condiciones críticas de turbiedad en el

afluente); las tasas de f iltración para f iltros rápidos de arena oscilan entre 5 y 10 m3/ m2.h

y las duraciones de corrida varían de 1 a 4 días.

En la Tabla 21 se presenta un resumen comparativo entre las características del sistema

de tratamiento construido y las de otros métodos comúnmente empleados.

Tabla 21. Similitudes del sistema construido con otras técnicas de tratamiento.

Carac terísticas Filtros Lentos Filtros rápidos Filtros de Precapa (a presión)Modo de operación del sistema X

Diámetro de partícula XRemoción microbiológica X

Duración de corrida XTiempo de maduración XProfundidad del lecho X X

Tasa de filtración XMecanismo de filtración X X

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6. CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES

• El sistema de f iltración es muy efectivo para la remoción de turbiedad y de

microorganismos, disminuyendo la turbiedad de hasta 800 NTU a menos de 1

NTU, y alcanzando remociones de hasta 99.9% de coliformes totales y E. coli, sin

necesidad de prolongados periodos de maduración como en el caso de los f iltros

lentos de arena.

• Las pruebas realizadas en condiciones críticas de operación muestran que el caudal ofrecido con el lecho f iltrante completamente nuevo es de

aproximadamente 2 L/min, lo cual satisface plenamente los objetivos de caudal del

sistema. Sin embargo, se observó que el caudal disminuye considerablemente con

el uso progresivo del sistema, debido a la saturación gradual de los intersticios del

lecho y a la formación de una torta en la superficie del mismo a causa del

tratamiento.

• Debido al bajo t iempo de maduración requer ido, este sistema podr ía

implementarse satisfactoriamente en el evento de un desastre, estando en

capacidad de producir rápidamente efluentes de buena calidad.

• El sistema de tratamiento construido no puede clasif icarse dentro un tipo

específ ico de f iltración granular. Por el contrario, debe considerarse como un

híbrido de varias tecnologías existentes, ya que comparte características

operativas y de diseño con algunas de ellas.

• La unidad demostró su versatilidad para el tratamiento de agua cruda de distintas fuentes. Debido a su portabilidad y a la f lexibilidad de sus componentes, está en

capacidad de tratar el agua tomada directamente de tanques, ríos, lagos,

embalses, entre otros.

• La accesibilidad a los materiales empleados durante la construcción del prototipo,

permiten que este sistema tenga un alto grado de replicabilidad en situaciones de

emergencia. La presión requerida para el funcionamiento del mismo, puede ser

suministrada por medio de energía eléctrica, motobombas accionadas con

combustible o sistemas de bombeo manual. Sin embargo, se recomienda realizar

análisis más profundos para determinar el desempeño del sistema bajo métodos

de bombeo alternativos.

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• Este proyecto pretendió sentar las bases para el desarrollo de tecnologías

sostenibles y de fácil operación, que permitan satisfacer las necesidades de agua

de consumo humano durante eventos críticos. Sin embargo, para cumplir con los

objetivos planteados al inicio de este trabajo, es necesario promover

investigaciones más profundas que permitan corregir las debilidades encontradas

a lo largo de su desarrollo. Por tal motivo, se sugiere realizar estudios futuros

empleando, por ejemplo, lechos alternativos, al igual que afluentes de distintas

características.

7. BIBLIOGRAFÍA

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2007 “Por el cual se establece el Sistema para la Protección y Control de Calidad

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8. ANEXOS Anexo 1. Plano del Sistema de Filtración Granular a Presión

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Anexo 2. Fotografías de pruebas microbiológicas para lecho con uso previo

Fotografía Siembra Muestra

Eje Ambiental (Dilución 1 en 10)

Coliformes Totales: 6310 UFC

E. coli: 190 UFC/100ml

Efluente f iltrado (0 min)

Coliformes Totales: 220 UFC/100ml





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Anexo 3. Fotografías de pruebas microbiológicas para lecho nuevo

Fotografía Siembra Muestra

Eje Ambiental (Dilución 1 en 10)




Primer Ciclo




Primer Ciclo



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Segundo Ciclo

Coliformes Totales: 150 UFC/100ml E. coli: 90 UFC/100ml


Segundo Ciclo



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