Potabilizacion Del Agua - Lozano Rivas - Ok Ok

POTABILIZACIÓN DEL

AGUA

Principios de diseño, control de procesos y laboratorio

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

UNIVERSIDAD PILOTO DE COLOMBIA Presidente José María Cifuentes Páez Rectora Patricia Piedrahíta Castillo Director de Publicaciones y Comunicación Gráfica Rodrigo Lobo-Guerrero Sarmiento Director de Investigaciones Mauricio Hernández Tascón Coordinador General de Publicaciones Diego Ramírez Bernal Decano o Director del Programa Lina Constanza Franco Pardo POTABILIZACIÓN DEL AGUA Principios de diseño, control de procesos y laboratorio Autores William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc. Facultad de Ciencias Ambientales - Grupo Ambiente y Sostenibilidad (GUIAS) ISBN 978-958-8537-91-7 Copyright © Primera Edición - 2015 Bogotá, Colombia Revisión Técnica Ing. Fernando Sánchez Sánchez, M.Sc., Ph.D. Ing. Alexandra Cerón Vivas, M.Sc., Ph.D. Diseño de portada y Diagramación Fabian Bonilla - Daniela Martínez Díaz Departamento de Publicaciones y Comunicación Gráfica de la Universidad Piloto de Colombia fotografía (portada) National park Plitvice 7 por: Lily Pey Publicada: Julio 24 de 2009 recuperada: 5 de Mayo de 2015 Tomada de: www.freeimages.com Impresión Xpress Estudio Gráfico y Digital S.A. La obra literaria publicada expresa exclusivamente la opinión de sus respectivos autores, de manera que no representan el pensamiento de la Universidad Piloto de Colombia. Cada uno de los autores, suscribió con la Universidad una autorización o contrato de cesión de derechos y una carta de originalidad sobre su aporte, por tanto, los autores asumen la responsabilidad sobre el contenido de esta publicación.

Lozano-Rivas, William Antonio Potabilización del agua: principios de diseño, control de procesos y laboratorio / William Antonio Lozano-Rivas, Guillermo Lozano Bravo.—Bogotá : Universidad Piloto de Colombia, 2015. 372 páginas : ilustraciones Incluye bibliografía (página 347-352) ISBN 978-958-8537-91-7 1.

Agua Potable 2. Procesos de potabilización del agua 3. Purificación del agua potable I. Lozano Bravo, Guillermo CDD 628.16

Tabla de Contenido Presentación Acerca de los autores 1. Generalidades de la calidad del agua para consumo humano 1.1 El agua en la naturaleza 1.2 Aspectos microbiológicos 1.2.1 Organismos indicadores de calidad microbiológica 1.3 Aspectos fisicoquímicos básicos 1.3.1 Características organolépticas y físicas 1.3.2 Otros parámetros fisicoquímicos de interés 2. Generalidades de la potabilización 2.1 Definiciones 2.1.1 Agua cruda 2.1.2 Tratamiento o potabilización 2.1.3 Calidad del agua 2.1.4 Agua potable o agua para consumo humano 2.2 Unidades convencionales de tratamiento 2.3 Esquema convencional de tratamiento 2.4 Tipos de potabilizadoras 2.5 ¿Qué tipo de potabilizadora y qué unidades implementar? 2.6 Calidad de la fuente y nivel de tratamiento requerido 3. Dotación, caudales y periodo de diseño 3.1 Dotación neta 3.2 Dotación bruta

15 19 23 24 25 28 31 31 33 37 37 37 37 37 37 38 38 40 43 43 45 45 47 48

3.3 Caudales de diseño 3.3.1 Caudal medio diario 3.3.2 Caudal máximo diario 3.3.3 Caudal máximo horario 3.3.4 Caudales de diseño 3.4 Periodo de diseño 3.5 Proyección de la población 4. Diseño de unidades preliminares 4.1 Desbaste o remoción de material flotante 4.1.1 Rejillas 4.1.2 Trampas de flotantes 4.2 Presedimentación y remoción de material grueso en suspensión 4.2.1 Desarenadores 4.2.2 Presedimentadores 4.2.3 Prefiltros 4.2.4 Microtamices 4.3 Oxidación química 4.3.1 Cloro 4.3.2 Permanganato de potasio 4.3.3 Ozono 4.3.4 Peróxido de hidrógeno 4.4 Aireación 4.4.1 Bandejas de aireación 4.4.2 Cascadas (escaleras) y vertederos 4.5 Aquietamiento 5. Diseño del canal de entrada 6. Fundamentos de los procesos de clarificación 6.1 Teoría coloidal y coagulación 6.1.1 Los coloides 6.1.2 Teoría de la doble capa y el potencial z 6.2 Sustancias usadas en la coagulación 6.2.1 Coagulantes 6.2.2 Alcalinizantes 6.2.3 Ayudantes o coadyuvantes de floculación 6.3 Factores que influyen en el proceso de coagulación 6.4 Tipos de dosificadores de sustancias químicas

48 48 48 48 48 49 50 53 53 53 58 59 59 59 60 63 65 66 66 66 66 67 67 73 79 81 84 86 86 87 90 90 92 95 96 99

7. Diseño de mezcladores rápidos 7.1 Mezcladores rápidos mecánicos 7.2 Mezcladores rápidos hidráulicos 7.2.1 Mezcla rápida en vertederos – método de Richter 7.2.2 Mezcla rápida en vertederos – método Lozano-Rivas 7.2.3 Mezcla rápida en canaletas parshall 7.2.4 Mezcla rápida en dispersores 7.3 Conexión de la cámara de aquietamiento y el canal de entrada con el dispositivo de mezcla rápida 8. Diseño de mezcladores lentos o floculadores 8.1 Tipos de floculadores 8.2 Consideraciones generales para el diseño de floculadores 8.3 Floculadores hidráulicos de flujo horizontal 8.4 Floculadores hidráulicos de flujo vertical 8.5 Floculadores mecánicos 8.6 Floculadores hidráulicos alternativos 8.6.1 Floculador hidráulico tipo Cox 8.6.2 Floculador hidráulico tipo Alabama 8.7 Conexión entre la mezcla rápida y la mezcla lenta 9. Diseño de sedimentadores 9.1 Tipos de sedimentación y características 9.2 Interferencias en el proceso de sedimentación 9.3 Diseño de sedimentadores convencionales de flujo horizontal 9.3.1 Criterios de diseño de sedimentadores convencionales de flujo horizontal 9.4 Diseño de sedimentadores lamelares o de alta tasa de flujo ascensional 9.4.1 Criterios de diseño de sedimentadores lamelares o de alta tasa 9.5 Sedimentadores verticales de contacto a través de un manto de lodos 9.6 Conexión entre floculador y sedimentador 10. Diseño de unidades de filtración 10.1 Mecanismos involucrados en la filtración

105 106 115 116 119 122 126 127 129 130 132 134 143 150 164 165 170 175 176 177 179 179 180 200 205 220 223 224 225

10.1.1 Acciones de transporte y acercamiento 10.1.2 Acciones de fijación 10.1.3 Acciones de desfijación 10.2 Mecanismos de remoción de un lecho o medio filtrante 10.3 Variables generales del proceso de filtración 10.3.1 Características del lecho filtrante 10.3.2 Características de la operación 10.3.3 Características del afluente 10.4 Tipos de filtros 10.4.1 Según la dirección de flujo 10.4.2 Según su velocidad de filtración 10.4.3 Según la fuerza impulsora 10.4.4 Según los mecanismos de remoción predominantes 10.4.5 Según el tipo de lecho filtrante 10.5 Partes constitutivas de un filtro 10.6 Características generales del medio filtrante 10.7 Diseño de la filtración rápida 10.7.1 Hidráulica de la filtración 10.7.2 Lavado de los filtros 10.7.3 Métodos de operación de los filtros 10.7.4 Características de los medios filtrantes en filtros rápidos 10.7.5 Pérdida de carga máxima admitida en las unidades 10.7.6 Número de unidades y tamaño 10.7.7 Lechos de soporte 10.7.8 Sistema de drenaje 10.7.9 Sistema de tuberías, entradas y salidas 10.8 Conexión entre sedimentadores y filtros 11. Desinfección 11.1 Factores que influyen en el proceso de desinfección 11.1.1 Tipo y concentración de organismos 11.1.2 Tipo, concentración y tiempo de contacto del desinfectante 11.1.3 Características del agua 11.2 Tipos de desinfectantes más empleados

225 225 225 226 227 227 337 228 228 228 228 229 230 230 232 234 235 236 241 259 263 264 265 265 266 274 283 284 284 284 285 285 286 286

11.3 Elección del desinfectante 11.4 Capacidad destructiva de los compuestos oxidantes 11.5 Cloración 11.5.1. Mecanismo de acción del cloro 11.5.2. Dinámica de reacción del cloro 11.5.3. Sistemas de aplicación 11.5.4. Estaciones de cloración 11.6 Conexión entre los filtros y la etapa de cloración 12. Tratamiento de los lodos generados en la potabilización 12.1 Igualación 12.2 Espesamiento 12.3 Secado o deshidratación 12.4 Disposición final 13. Errores más frecuentes de diseño y operación 13.1 Errores en el diseño 13.1.1 Dosificadores 13.1.2 Mezcladores rápidos 13.1.3 Floculadores 13.1.4 Sedimentadores 13.1.5 Filtros 13.2 Errores en la operación 13.2.1 Dosificación y mezcla rápida 13.2.2 Floculación 13.2.3 Sedimentación 13.2.4 Filtración 13.2.5 Cloración 14. Pruebas de jarras, ensayos de tratabilidad y pruebas de campo: datos para el diseño y el control de la potabilización 14.1 Reactivos usados 14.2 Procedimiento de la prueba de jarras – determinación de las dosis óptimas 14.3 Procedimientos adicionales en los ensayos de tratabilidad 14.3.1 Dosis que genera la mayor velocidad de sedimentación 14.3.2 Eficiencia de la sedimentación

287 287 288 289 289 292 298 300 301 302 302 304 305 306 306 307 307 308 309 310 312 313 314 314 314 315

316 318 319 323 323 324

14.3.3 Gradiente y tiempos óptimos de mezcla 14.3.4 Concentración volumétrica de lodos 14.3.5 Volumen y peso de los lodos para su tratamiento 14.3.6 Pruebas con trazadores 14.3.7 Ensayos adicionales 14.4 Transformación de R.P.M. (Revoluciones por minuto) a gradientes y velocidades 14.5 Duración óptima del lavado del filtro 14.6 Recomendaciones para la construcción de filtros piloto Bibliografía Anexos Anexo 1. Propiedades físicas del agua Anexo 2. Catálogo de una canaleta parshall (fragmento) Anexo 3. Características y manejo de sustancias químicas Anexo 4. Ejemplos de curvas de pruebas de trazabilidad Anexo 5. Tasas de sedimentación para diferentes partículas Anexo 6. Ejemplos de planos y esquemas de potabilizadoras

326 327 328 328 338 338 312 343 347 353 354 356 358 361 364 366

Presentación Esta obra titulada “Potabilización del Agua – Principios de diseño, control de procesos y laboratorio”, podría parecer, en principio, para el lector impróvido, un libro similar a cualquier otro de los pocos que encontraría disponible en una librería o biblioteca. Sin embargo, aunque éste no es un texto pretencioso, sí ha sido escrito con la ambiciosa intención de aportar conceptos o llenar, en una u otra forma, algunos vacíos (siempre se olvidan cosas) que, con enfoque respetuoso, los autores han encontrado en los libros (de esta misma temática) más empleados en la actualidad por estudiantes, docentes y profesionales. Aunque esta modosa crítica podría pensarse dirigida a uno o más autores en particular, el lector puede

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tener la certeza plena de que, en ningún momento y bajo ningún pretexto, se ha tenido la intención de cuestionar –y mucho menos criticar– tratados anteriores, de amplio uso en las aulas de ingeniería. Prueba de ello es que, a lo largo de este libro, se encuentran numerosas referencias a muy reconocidos textos y un cúmulo importante de menciones a otros prestigiosos documentos y publicaciones técnicas. Los aportes pretendidos son el resultado de la propia experiencia y de esa incansable búsqueda de la razón de un concepto y de la lógica de un diseño, antes que la rutina del uso constante o la repetición por comodidad. De todas maneras y como enfoque

Así, el capítulo 1 se dedica a mostrar los aspectos más relevantes de la calidad del agua para consumo humano. Los conceptos y definiciones fundamentales de la potabilización y los tipos de potabilizadoras, se abordan en el capítulo 2. En el capítulo 3, se plantean los diferentes aspectos de la dotación, los caudales y el periodo de diseño de las plantas de tratamiento de agua potable; se realiza un ejercicio de proyección de población que intenta aclarar un nefasto error de cálculo muy común en algunos de los libros más usados en la actualidad. El diseño de las unidades de pretratamiento y de los procesos preliminares que ajustan las características del agua cruda antes de entrar de lleno al proceso de clarificación, son explicados en el capítulo 4; estos ajustes previos del agua son muy necesarios hoy día como respuesta al ingente deterioro de las fuentes hídricas disponibles para abastecimiento. El diseño del canal de entrada, el cual se presenta en el capítulo 5, aunque aparentemente simple, puede representar un reto para los diseñadores neófitos. En el capítulo 6, se explica de manera clara, sucinta y contundente, los fundamentos de los procesos de clarificación, incluyendo la teoría coloidal y buena parte de los aspectos relacionados con la actuación de las sustancias

general de esta obra, el propósito que se trazó en cada capítulo, fue el de brindarle, tanto a profesionales como a estudiantes de pregrado y postgrado, un contenido que no sólo llene sus expectativas de aprendizaje y consulta, sino que también haga entendible, por el camino de la razón y sin profundas (y a veces innecesarias) disquisiciones teóricas, los aspectos más importantes del diseño, del control de los procesos y del trascendental papel de los estudios de laboratorio, en la proyección matemática y conceptual de las potabilizadoras. La claridad, la didáctica y el pragmatismo, han sido derroteros que los autores han procurado seguir insistentemente, sin detrimento de la alta calidad y el rigor del contenido. Tenemos no solo la esperanza de que saldrán ediciones posteriores, sino la certeza de que, en cada una de las siguientes, se mejorará su contenido con las nuevas experiencias adquiridas en terreno, pero, especialmente, con los aportes técnicos y las sugerencias temáticas que recibamos de estudiantes y colegas, especialmente de aquellos que se esfuerzan, como nosotros, cada día, por entregar agua de óptima calidad a las comunidades.

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coagulantes en la matriz acuosa. Del capítulo 7 al 11, se hace una exposición de las características y el procedimiento de diseño de las unidades de tratamiento, en los que se procuran abarcar los tipos de unidades más usadas en el mundo. Se dedica el capítulo 12 a discutir el tratamiento de los lodos que se generan en las potabilizadoras, la cual es una temática que, generalmente, se obvia en las cátedras universitarias. Como elementos nuevos, se destaca la inclusión en cada tema, de inéditos resultados de investigación (algunos exhibidos de manera explícita y otros tácitamente) y análisis, producto del trabajo investigativo, de docencia y de laboratorio, así como de la amplia experiencia en campo a nivel nacional e internacional, que suman ambos autores. En este sentido, se plantean no sólo criterios de diseño y fórmulas matemáticas propias, sino también nuevos métodos de cálculo como lo es el método de Lozano-Rivas para el cálculo de la mezcla rápida en vertederos. Se destacan también los subcapítulos dedicados a brindar recomendaciones de conexión entre unidades de tratamiento, lo cual es un aspecto que no se aborda en los libros ni en las aulas de clase y donde los autores han encontrado buena parte de los errores de

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diseño. A estas fallas de diseño y de operación se les ha dedicado un capítulo entero (capítulo 13), el cual muestra, de manera sencilla, las faltas más frecuentes encontradas en múltiples visitas evaluativas a potabilizadoras en Colombia y en otros países. En el capítulo 14 procuraron condensarse las prácticas de laboratorio más usadas en el diseño, la operación y en la investigación del comportamiento de las unidades de tratamiento, así como los aspectos más importantes para la construcción de unidades piloto de filtración. Los autores han preferido abandonar la vetusta costumbre que tienen los textos académicos de plantear pequeños ejercicios destinados al cálculo de algunas características de las unidades de tratamiento (e.g., velocidades, áreas, gradientes) para hacer prevalecer, en la medida de lo posible, un ejemplo completo del diseño hidráulico de cada una de las unidades planteadas. Esto tiene el propósito de que estudiantes y profesionales puedan visionar el diseño como un ejercicio holístico a partir del cual pueden lograr, posteriormente, la identificación y el cálculo de esas parcialidades (en la mayoría de los casos, dependientes e inseparables) que definen, en conjunto, el comportamiento hidráulico de cada unidad de tratamiento.

Tenemos la certeza de que, en esta obra, los lectores encontrarán un texto de fácil comprensión, el cual esgrime un lenguaje sobrio, didáctico e inteligible que llenará las expectativas, tanto de estudiantes de pregrado como los de postgrado e, incluso, de profesionales de todos los niveles, interesados en las plantas de tratamiento de agua potable, lacónicamente llamadas potabilizadoras. William Antonio Lozano-Rivas quiere agradecer de manera especial a la Administradora Ambiental, Carolina Hurtado Oviedo, por haber aceptado la ardua tarea de digitalizar los apuntes que dieron soporte inicial a este libro. Gracias también a la Universidad Piloto de Colombia

por su apoyo y cariño, sin los cuales la consolidación de metas académicas y científicas como ésta no serían posibles. A la decana de la Facultad de Ciencias Ambientales, Lina Constanza Franco, por su liderazgo, paciencia, comprensión, confianza y afectuoso soporte; a todos los estudiantes y profesionales con los que hemos compartido y de los que, sin duda alguna, hemos también aprendido. Agradecemos también a quienes nos enriquecieron con sus aportes. A todos los que inician aquí la consulta de este texto, les expresamos nuestro deseo por que su lectura sea fructífera y tan grata como lo fue para nosotros escribirlo. A todos, muchas gracias.

Los autores [email protected] [email protected]

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Gracias al Señor Jesús “…quien da a todos vida y aliento y todas las cosas” (Hechos 17:25). “Porque de él, y por él, y para él, son todas las cosas.” (Romanos 11:36).

Acerca

de los

William Antonio Lozano-Rivas Es Ingeniero Ambiental y Sanitario, graduado con honores de la Universidad de la Salle. PhD en Biotecnología Avanzada (mención: Ambiental) por la Universidad Internacional de Andalucía y con Diploma de Estudios Avanzados (DEA), también de la Universidad de Málaga y la Universidad de Córdoba, España. En este mismo país obtuvo, con máxima calificación, el título de Master en Ingeniería del Agua de la Universidad de Sevilla. Es Experto por la Universidad de Salamanca en Tecnología del Agua. Obtuvo grado de honor en la Especialización en Creación de Modelos en Ecología y Gestión de los Recursos Naturales de la Universidad

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Autores Politécnica de Cataluña y posee estudios en Ciencias Hidrológicas del Cooperative Program for Operational Meteorology, Education & Training -COMET- de los Estados Unidos. También es Diplomado en Estadística por el Instituto Alison de Irlanda, así como en Investigación, Formulación y Gestión de Proyectos por la Asociación Colombiana para el Avance de la Ciencia (ACAC), entre otros muchos estudios. Ha recibido numerosos reconocimientos nacionales e internacionales por su desempeño académico y profesional, entre los cuales se destacan: “Development Co-operation Prize” del Ministerio de Cooperación al Desarrollo de Europa, en Bruselas, Bélgica, por la invención

miento básico y ambiental para múltiples empresas y entidades públicas y privadas. En el año 2011 fue el coordinador del primer proyecto en Colombia en evaluación de alternativas para la recuperación de ríos urbanos, en la ciudad de Bogotá. Tiene una importante trayectoria como docente de pregrado y postgrado de varias universidades públicas y privadas en Colombia y, como profesor visitante de postgrado, en España, en la Escuela Universitaria Politécnica de la Universidad de Sevilla y tutor del Curso Superior en Modelos de Simulación del prestigioso instituto de investigaciones CSIC - Consejo Superior de Investigaciones Científicas de España. Es miembro de la Escuela Internacional de Ingeniería del Agua de Andalucía, España, y de la Asociación Colombiana de Ingeniería Sanitaria y Ambiental (ACODAL).

de la tecnología de Fibrofiltración para la potabilización de aguas en favor de la mejora en la salud, el progreso y la disminución de la pobreza en los países menos desarrollados. También fue galardonado con la distinción The Outstanding Young Person de la Junior Chamber International (JCI) al Joven Sobresaliente de Colombia en Ciencia y Desarrollo Tecnológico - 2014. A nivel nacional, ha sido distinguido con el Premio Nacional al Inventor Colombiano 2013, otorgado por la Asociación Colombiana para el Avance de la Ciencia (ACAC) y la Superintendencia de Industria y Comercio, por una invención en tratamiento de aguas residuales domésticas y el Premio Nacional de Ingeniería “Álvaro Pardo Sánchez” - 2013 a la Ingeniería Sanitaria y Ambiental, por una innovación para el tratamiento de aguas residuales industriales y lixiviados, usando proteínas esteroidales y glucósidos anfifílicos extraídos de plantas. De igual manera, ha recibido, durante dos años consecutivos, la distinción a la Docencia de Excelencia “José Alberto Alvarado Jiménez”, en 2013 y 2014, y el Premio al Mejor de los Mejores de la Comunidad Académica Piloto - 2013 en innovación tecnológica de la Universidad Piloto de Colombia.

Es autor de ocho libros y de una veintena de artículos científicos publicados en prestigiosas revistas nacionales e internacionales, así como autor y coautor de numerosos capítulos de libro. En la actualidad es Docente-Investigador Titular de la Universidad Piloto de Colombia y Coordinador de Investigaciones de la Facultad de Ciencias Ambientales de la misma Universidad.

Ha trabajado en diversos proyectos hídricos y de sanea-

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Guillermo Lozano Bravo Es Ingeniero Civil de la Universidad La Gran Colombia. Magíster en Ingeniería Civil con Especialización en Ingeniería Sanitaria de la Universidad Nacional de Colombia y con estudios de postgrado en Ingeniería de los Recursos del Agua del Imperial College of Science and Technology de la Universidad de Londres; en Administración Ambiental (JICA-Tokio-Japón) y en Tratamiento de Aguas Residuales del Centro Interamericano de Desarrollo e Investigación Ambiental y Territorial (CIDIAT) de la Universidad de Los Andes en Mérida, Venezuela, entre otros muchos estudios. Ha sido catedrático y profesor de Maestría en la Universidad Javeriana en Bogotá; director de proyectos de grado e investigación en la Universidad Industrial de Santander (UIS). Conferencista, director de seminarios, cursos y talleres en varias Universidades y entidades en Colombia, Ecuador y República Dominicana. Entre los reconocimientos se destaca que fue el ganador en 1987 de la Beca “James Rooke”, concedida mediante concurso por el Gobierno Británico, para realizar estudios de especialización en Inglaterra. En Colombia ha sido galardonado en dos ocasiones por la Asociación Colombiana de Ingeniería Sanitaria y Ambiental, ACODAL, por sus destacados trabajos en obras hidráulicas sanitarias y en temas

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ambientales. Fue también condecorado con el Honor al Mérito Antonia Santos, mediante Acuerdo N°05 de noviembre 25 de 1984, del Concejo Municipal de Pinchote (Santander), con la declaratoria de “Hijo Ilustre” del Municipio por su destacada y laudable tarea en favor de la salud pública y el abastecimiento de agua de esta ciudad. Tiene una muy amplia experiencia en el sector de agua, saneamiento y medio ambiente, como experto, asesor y consultor de diferentes entidades, tanto nacionales como internacionales, entre las que se resaltan: Programa de las Naciones Unidas para el Desarrollo (PNUD) en Colombia; Banco del Estado en Ecuador; Organización Panamericana de la Salud y la Organización Mundial de la Salud (OPS/ OMS); Universidad Nacional Pedro Henríquez Ureña (UNPHU) en la República Dominicana; Cooperación Técnica Alemana (GTZ) en Colombia, Ecuador y Bolivia; United Nations Children’s Fund (UNICEF) en Colombia y Nicaragua, así como también en el Fondo Multilateral de Inversiones (FOMIN) del Banco Interamericano de Desarrollo (BID) en Bolivia. Ha publicado más de una veintena de documentos técnicos, artículos y libros. En la actualidad se desempeña como consultor y diseñador de proyectos y obras en agua potable, agua residual y manejo de residuos sólidos.

NOTA: las figuras e ilustraciones que encontrará en este libro tienen un propósito meramente explicativo y demostrativo. Casi todos los dibujos se han elaborado sin escala, de manera que ni las proporciones ni los detalles deben asumirse como correctos.

Generalidades de la calidad del agua para consumo humano

E

s usual que, para muchos, el agua potable sea una cuestión simple… tan simple como abrir un grifo y ver cómo cae agua cristalina (de calidad y) en la cantidad que se desea. No obstante, este es un privilegio excesivamente limitado. La Organización de las Naciones Unidas (ONU) afirma que casi 900 millones de personas viven sin agua potable en el mundo (EFE, La ONU afirma que casi 900 millones de personas viven sin agua potable en el mundo, 2010) y, en 2006, la Asesora del Director General de la Organización Mundial de la Salud (OMS) para asuntos de Desarrollo Sostenible y Salud Medioambiental, Susanne Weber-Mosdorf, afirmaba que una media de 4.500 niños menores de 5 años, morían diariamente por falta de agua potable o sa-

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neamiento (EFE, Cada día mueren 4.500 niños en el mundo por falta de agua potable o saneamiento, 2006). En Colombia, la situación es también crítica: La Defensoría del Pueblo afirmó que unas 9 millones de personas no tienen acceso a agua potable y que otras 21 millones están en situación no deseada y de vulnerabilidad preocupante por el mal servicio de acueducto (En Colombia nueve millones de personas no tienen acceso a agua potable, 2009). El agua potable tiene una estrecha relación con la salud, el desarrollo y la pobreza; es un derecho humano básico, como lo declaró la ONU en 2010. Cuando se habla de agua, no basta sólo con tenerla de calidad sino también en cantidad suficiente, ya que también la escasez de agua se

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y lluvias, presentan diferentes contenidos de sales, minerales, gases y partículas que están presentes en aquellos medios en los que se halla el recurso hídrico y que son arrastrados por éste; por ejemplo, en el cauce de un río, en el estrato geológico en el que subyace el acuífero o en la composición de la atmósfera, entre otros. Así mismo, algunos contaminantes generados de forma natural o derivados de las actividades humanas (aguas residuales, pesticidas, productos agrícolas, desechos industriales, etc.) son incorporados en el agua, alterando sus características al punto de imposibilitar muchos de sus usos, incluyendo el de consumo humano.

relaciona con enfermedades parasitarias asociadas a falta de higiene. Malas condiciones en el agua de bebida afectarán la salud de las personas y una persona enferma no trabaja, no produce, no construye y se convierte en un pasivo para la comunidad, lo cual le impide progresar económica y ambientalmente. La calidad del agua siempre ha sido un aspecto de preocupación; de hecho, el primer intento por definir la calidad del agua se debe a un ingeniero romano, quien estableció sus características con base en la reacción del agua al hervirla, la forma en que los vegetales se cocían en ella y en los efectos estomacales que producía cuando se bebía. Es curioso pensar que, apenas a principios del siglo pasado, las cosas no habían avanzado mucho en este aspecto y que la calidad del agua se medía con 6 parámetros que obedecían a aspectos organolépticos como el color, el olor, el sabor o las sustancias suspendidas en el agua. Actualmente se emplean, alrededor del mundo, entre 60 y 100 parámetros de calidad para determinar su potabilidad; en Colombia, se usan cerca de 50.

Las aguas superficiales son, evidentemente, más susceptibles de ser alteradas que las subterráneas1, las cuales están protegidas por el mismo suelo, en mayor o menor grado, dependiendo de las características de éste y, particularmente, de su porosidad. No obstante, las aguas de pozo –aunque generalmente más claras–, tienen altas cargas de minerales como hierro y manganeso, así como altos contenidos de anhídrido carbónico proveniente del lavado del CO2 atmosférico, lo que además la hace presentar valores bajos de pH por la conversión de este gas en ácido carbónico. Las aguas lluvias pueden

1.1 El agua en la naturaleza El agua, en su estado natural, no es pura. En la naturaleza, las aguas de ríos, embalses, lagos, depósitos subterráneos, mares

1.A profundidades superiores a los 15 m, el agua subterránea aumenta cerca de 1°C por cada 10 metros de profundidad.

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Potabilización Del Agua

también estar contaminadas con gases y residuos químicos contaminantes presentes en la atmósfera y las aguas de mar presentan elevados niveles de cloruro de sodio (sal) que dificultan su aprovechamiento. De esta manera, el agua en la naturaleza presenta una notable variabilidad en su calidad, lo cual exige un conocimiento profundo de sus características para identificar, con certeza, los tratamientos más apropiados que deben ser aplicados para mejorarla hasta hacerla apta para su consumo.

1.2 Aspectos microbiológicos El mayor factor de riesgo para la salud, a ser considerado en el agua destinada al consumo humano, es el microbiológico; específicamente, el de los organismos patógenos asociados con la contaminación por heces humanas o excrementos de animales. En la Tabla 1 se exponen las causas principales de la aparición de enfermedades de origen hídrico en la Unión Europea (Notas de Clase. Universidad de Salamanca, 2006).

Tabla 1. Causas principales de las enfermedades hídricas en Europa. Causa

Porcentaje

Desinfección Inadecuada

40 %

Alteraciones en la red de distribución

35 %

Fuentes de agua contaminadas

13 %

Causas Indeterminadas

12 %

Fuente: Notas de clase. Universidad de Salamanca. 2006 En Colombia, 793 municipios (el 70% de las ciudades del país) no suministran agua potable a sus poblaciones por acueducto (Defensoría del Pueblo, 2009).

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Adicionalmente, se estima que el 95% de las aguas residuales domésticas y agrícolas se vierten sin tratamiento alguno, mientras que el 85% de las aguas residuales

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domésticas no son tratadas adecuadamente (MAVDT, Ministerio de Ambiente, Vivienda y Desarrollo Territorial de Colombia); no es extraño que las enfermedades relacionadas con el agua y las malas condiciones de higiene, provoquen el 7,3% del total de las muertes infantiles (Sánchez Triana, 2007). En el agua se pueden presentar diferentes tipos de microorganismos, a saber:

1. Organismos patógenos: • Bacterias. Están generalmente presentes en las heces y causan un sinnúmero de enfermedades, siendo la más corriente la diarrea e infecciones en el tracto urinario. Pueden ser eliminadas casi totalmente con un buen sistema de potabilización. Algunos ejemplos de bacterias de origen intestinal, son: E.coli, Klebsiella y Salmonella. • Virus de origen entérico. Este tipo de unidades infecciosas microscópicas, presentes en los intestinos de humanos y animales, no son eliminadas totalmente en el proceso de potabilización. Se estima que, en una potabilizadora, pueden llegar a ser

reducidos entre una décima a milésima parte de la concentración original. Algunos ejemplos de virus, son: enterovirus, astrovirus, adenovirus, virus de la hepatitis A y E2. • Protozoos. Son microorganismos de metabolismo mucho más complejos que el de las bacterias, algunos, inclusive, presentan características de animal y vegetal. Los quistes3 de protozoos son altamente resistentes a los compuestos clorados, de manera que el tratamiento convencional los reduce pero no asegura su total eliminación. Actualmente existe una tendencia a exigir turbiedades a la salida de los filtros inferiores a 0,5 UNT (Unidades Nefelométricas de Turbiedad) para tratar de garantizar su ausencia en las redes de abastecimiento. Algunos ejemplos de ellos, son: Cryptosporidium, Entamoeba histolitica y Giardia lamblia. Entre los principales agentes etiológicos encontrados en las aguas de consumo en España, a finales del siglo XX, se encuentran los relacionados en la Tabla 2 (Notas de Clase. Universidad de Salamanca, 2006).

2.Se ha encontrado el Papillomavirus (causante de verrugas genitales o condilomas) en aguas de piscinas insuficientemente tratadas (Trujillo López, 2007). 3.Forma vegetativa infectante y de alta resistencia física y química de algunos protozoos.

26

Potabilización Del Agua

Tabla 2. Prevalencia de enfermedades relacionadas con el agua a finales del siglo XX en España Agente Etiológico (Infeccioso)

Prevalencia

Virus de la hepatitis A

24 %

Salmonella sp.

18 %

Shigella sp.

16 %

Rotavirus

12 %

E. coli

11 %

Otros virus

9%

Giardia sp.

5%

Otras bacterias

4%

Fuente: Notas de clase. Universidad de Salamanca. 2006

2. Organismos molestos. Organismos como las algas, hongos, larvas y pequeños crustáceos, además de generar rechazo visual, tienen el poten-

27

cial de causar mal sabor, olores molestos e incrementos de color y turbidez; incluso los de mayor tamaño interfieren con el proceso de potabilización al obstruir tamices y filtros.

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

1.2.1 Organismos indicadores de calidad microbiológica

Ausencia de Organismos Indicadores = Ausencia de Organismos Patógenos

En las décadas de 1870 y 1880, los trabajos de Robert Koch y Joseph Lister permitieron el reconocimiento de que las infecciones bacterianas pueden ser transmitidas por el agua, lo cual llevó a un acelerado desarrollo de los métodos de determinación de los microorganismos que las causan.

Estos Organismos Indicadores deben ser reducidos a unos pocos organismos o grupos de ellos y poseer unas características específicas que los constituyan en “buenos indicadores” de la calidad microbiológica del agua. Estas condiciones, son: 1. Que abunden en las heces de los animales y el hombre. 2. Que estén ausentes, o en número muy reducido, en otras fuentes como el suelo o la vegetación. 3. Que sean fáciles de aislar, identificar y cuantificar. 4. Que no se reproduzcan, bajo condiciones normales, en el agua. 5. Que sobrevivan más tiempo en el agua que la mayoría de los organismos patógenos. 6. Que sean más resistentes a los desinfectantes que la mayoría de los organismos patógenos.

Es claro que resulta imposible aislar e identificar todos y cada uno de los miles de organismos patógenos en razón del elevado costo, la obvia complicación procedimental y la ingente demanda de tiempo dedicada en el laboratorio. Considerando esta limitante, hoy se emplean los llamados Organismos Indicadores cuya presencia determina, indiscutiblemente, la existencia de muchos otros organismos causantes de enfermedad. La calidad microbiológica se determina, entonces, con la detección de organismos normalmente presentes en las heces de seres humanos y animales, lo cual indicará –consecuentemente– contaminación por organismos patógenos originada por descargas de aguas residuales domésticas. Este concepto podría resumirse de forma simple, así:

Aunque no cumplen la totalidad de estas condiciones, a falta de otros mejores, los que actualmente son más usados como indicadores universales de calidad microbiológica del agua, son:

Presencia de Organismos Indicadores = Presencia de Organismos Patógenos

• Los Coliformes Totales. • La Escherichia coli.

28

Potabilización Del Agua

Coliformes Totales: Grupo de organismos que fermentan la lactosa con producción de ácido y gas entre los 35 y 37 °C. Dentro de este grupo se encuentran los siguientes microorganismos: Escherichia, Enterobacter, Klebsiella y Citrobacter, entre otros. Algunos de estos microorganismos se encuentran normalmente en el suelo y en la vegetación, por lo cual no son indicadores efectivos de contaminación fecal; por esta razón, el grupo Coliforme es usado sólo como indicador de la contaminación microbiológica, en términos generales. De igual forma, puede ser usado como indicador de la eficiencia de los tratamientos. Bacteria E. coli: Coliforme de origen fecal, exclusivamente; no se reproduce en el agua excepto si ésta tiene materia orgánica que excede los 14 mg/L de DBO5 y temperaturas superiores a los 13 °C. Esta bacteria y el grupo Coliforme son fáciles de detectar pero son menos resistentes a la acción de desinfectantes que la mayoría de virus y quistes de protozoos. No obstante, como se dijo con antelación, no existe un indicador mejor en la actualidad. Sin embargo, se usan también otro tipo de indicadores, aunque de forma menos extendida:

29

• Los Coliformes Fecales. • Los Estreptococos Fecales (llamados también Enterococos). Coliformes Fecales: Subgrupo de los Coliformes Totales que se identifican por la capacidad de fermentar la lactosa a temperaturas más elevadas, entre los 44 y 45 °C, es decir, son termotolerantes. Sin embargo, ya no son considerados un indicador efectivo de contaminación por heces puesto que algunos de ellos, de origen no fecal, son también termotolerantes. Enterococos o Estreptococos Fecales: Otro grupo indicador que es frecuentemente usado en Europa y en los Estados Unidos. Tienen la ventaja de ser más resistentes a los desinfectantes que los microorganismos del grupo Coliforme. En 1969 fue propuesto por Geldreich y Kenner (Gerba, 2000), el siguiente cociente para determinar si los coliformes fecales encontrados en una muestra de agua, tienen mayoritariamente un origen humano o animal, así: [1.1]

Si la relación tiene un resultado >4,0 se tratará de desechos de origen humano; si está entre 2,0 y 4,0, predomina la contaminación

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

humana (mezcla humana y animal); si se encuentra entre 0,7 y 2,0, predomina la contaminación animal (mezcla animal y humana); y si es 4,0

Máximo Diario (mg/L)

1-3

3-4

4–6

> 6,0

Promedio Mensual (NMP/100 mL)

0 - 50

50 - 500

500 – 5000

> 5000

Oxígeno Disuelto (mg/L)

>4

>4

>4

40

Aceptable

Aceptable

Aceptable

Inaceptable

Cloruros (mg/L – Cl)

< 50

50 – 150

150 – 300

300

Fluoruros (mg/L – F)

< 1,2

< 1,2

< 1,2

> 1,7

Color verdadero (UPC) Sabor y Olor

GRADO DE TRATAMIENTO REQUERIDO Tratamiento Convencional

NO

NO

CASI SIEMPRE

SI

Tratamientos Específicos

NO

NO

ES POSIBLE

SI

(2) = Filtración Lenta o Filtración Directa + (1)

(3) = Pretratamiento + [Coagulación + Floculación + Sedimentación + Filtración Rápida] ó [Filtración en Múltiples Etapas] + (1)

(4) = (3) + Tratamientos Específicos

Tratamientos Recomendados

(1) = Desinfección + Estabilización

Basado en el Reglamento Técnico del Sector de Agua Potable y Saneamiento Básico.

44

Potabilización Del Agua

Dotación, caudales y Periodo de Diseño

E

n este capítulo se presentan las dotaciones recomendadas según el número de habitantes que serán abastecidos al final del periodo de diseño, así como los caudales y el periodo de diseño de las obras de abastecimiento. Debe tenerse en cuenta que el caudal de diseño deberá corresponder a la cantidad de agua demandada al final del periodo de diseño, por lo cual deberá hacerse una proyección de la población mediante diferentes modelos de estimación, tales como: aritmético, geométrico, exponencial, gráfico, Pearl o curva logística y Wappus, entre otros. La experiencia muestra que, para periodos de diseño de hasta 25 años, puede usarse casi cualquiera de los métodos sin incurrir en errores apreciables, ya que las

45

cifras calculadas por cada método no muestran una discrepancia significativa, exceptuando algunos casos muy concretos que se presentan, especialmente, en poblaciones jóvenes emergentes o en comunidades afectadas por fenómenos políticos, sociales, económicos o de otra índole (e.g. desplazamientos, conflicto armado, minería).

3.1 Dotación Neta La dotación neta hace referencia a la cantidad de agua potable requerida por un habitante para satisfacer sus necesidades básicas en un periodo de tiempo de un día, sin consideración de las pérdidas que puedan ocurrir en todo el sistema de abastecimiento. Preferiblemente, esta dotación neta deberá calcularse con base

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

en registros históricos si los hay, proporcionados por sistemas confiables de macro o micromedición de por lo menos un año y considerando un abastecimiento ininterrumpido de 24 horas, los 365 días del año. En caso de no haber medición, podrían instalarse micromedidores en las acometidas de algunos usuarios representativos de los usos del agua en el municipio (doméstico, comercial, industrial e institucional, entre otros).

Así mismo, otra opción es la de emplear datos de consumo de poblaciones similares. Esta similitud debe ser determinada en términos de: temperatura media del municipio, número de habitantes, nivel socioeconómico, número de industrias y tamaño del sector comercial, entre otros. En caso de no tener registros de consumo, se pueden asumir (cautelosamente) los valores consignados en la Tabla 5, según el número de habitantes servidos.

Tabla 5. Dotación Neta por habitante y por día, según número de habitantes servidos Número de habitantes abastecidos

Dotación Neta Máxima (L/hab*día)

75.000

155

Esta dotación puede verse alterada por varios factores que se exponen en la Tabla 6; de manera que la dotación neta inicial calculada, podría ser afectada por un coeficiente que puede incrementar o disminuir su valor de forma

directa, como en el caso de la temperatura, donde a mayor temperatura se espera un mayor consumo, o de forma inversa, como en el caso del precio por metro cúbico, donde a mayor costo tarifario, menor será el consumo.

46

Potabilización Del Agua

Tabla 6. Coeficiente de afectación de la dotación neta según diversos factores Sentido

Coeficiente de Afectación

Incierto (depende del régimen tarifario)

0,8 – 1,2

Temperatura

Directo

0,9 – 1,2

Micromedición

Inverso

0,7 – 1,1

Precio

Inverso

0,7 – 1,2

Calidad del Agua y Presión en la Red

Directo

0,9 – 1,2

Desarrollo Industrial

Directo

1,0 – 1,2

Población Flotante

Directo

1,0 – 1,2

Factor Nivel Socioeconómico

Deben tomarse en consideración, adicionalmente, aquellas características o actividades propias de la población, tales como lugar turístico, alta migración, manufacturas e industrias de alimentos, planes futuros de vivienda, etc., que puedan tener una demanda inusual de agua.

3.2 Dotación Bruta La dotación bruta es la dotación neta más las pérdidas que pueden presentarse en el sistema de

abastecimiento y puede ser calculada con la siguiente expresión: [3.1]

Donde, Dotación bruta (L/hab*día) Dotación neta asignada (L/hab*día) Pérdidas máximas admisibles9 (no deberían superar el 25%)

9. Representadas por pérdidas técnicas: fugas en tuberías y accesorios, fugas en estructuras (p.e., reboses en tanques de almacenamiento) y consumos propios en la potabilizadora, entre otros; así como, por las pérdidas comerciales: conexiones fraudulentas, suscriptores por fuera de la base de datos de facturación, mediciones imprecisas por deficiencia en el funcionamiento de los micromedidores o por fallas en la lectura que realizan los operarios. Estas pérdidas se miden como Índice de Agua No Contabilizada (IANC).

47

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

3.3 Caudales de diseño

3.3.3 Caudal Máximo Horario El Caudal Máximo Horario es el consumo máximo registrado durante una hora en un año cualquiera, obviando el caudal de incendios. Se calcula con la siguiente expresión:

3.3.1 Caudal Medio Diario El caudal medio diario (Qmd) es el consumo promedio diario calculado para la población proyectada al final del periodo de diseño y se calcula con la siguiente expresión:

[3.4]

[3.2] Donde, Caudal Máximo Horario (L/s) Caudal Máximo Diario (L/s)

Donde, Caudal medio diario (L/s) Población proyectada al final del periodo de diseño Dotación bruta (L/hab*día)

Coeficiente de consumo máximo horario (toma valores entre 1,2 y 1,8 según el tamaño de la población, siendo mayor en poblaciones pequeñas)

3.3.2 Caudal Máximo Diario El caudal máximo diario (QMD) es el consumo máximo registrado en 24 horas durante un año cualquiera. Se calcula con la siguiente expresión:

3.3.4 Caudales de diseño Las potabilizadoras se calcularán con los siguientes caudales, según la existencia o no, de tanque de almacenamiento:

[3.3]

• Con Caudal Máximo Diario (QMD): Si existe tanque de almacenamiento. • Con Caudal Máximo Horario (QMH): Si no hay tanque de almacenamiento.

Donde, Caudal Máximo Diario (L/s) Caudal medio diario (L/s) Coeficiente de consumo máximo diario (toma valores entre 1,2 y 1,4 según el tamaño de la población, siendo mayor en poblaciones pequeñas)

Conviene señalar que la ausencia de tanque de almacenamiento siempre es muy discutible.

48

Potabilización Del Agua

Es aconsejable, además de diseñar las obras con el caudal máximo correspondiente al final del periodo de diseño (demanda de la población futura final), verificar las condiciones de funcionamiento (tiempos de retención hidráulica, velocidades, gradientes de mezcla, etc.) para cada unidad, con el caudal mínimo, correspondiente al inicio de operaciones (demanda de la población actual inicial).

3.4 Periodo de diseño El periodo de diseño de las obras de abastecimiento de agua potable, incluyendo la planta potabilizadora se diseña para un tiempo máximo de entre 25 a 30 años, siendo tiempos menores aconsejables para sistemas pequeños. Dado el alto costo de las estructuras en grandes poblaciones, y aún en medianas, se aplica el llamado “periodo óptimo de diseño” en el que se comparan las economías de escala derivadas de estructuras grandes para tiempos largos, con los costos de oportunidad del capital cuando se deciden capacidades más pequeñas para tiempos más cortos, liberando así recursos para inversión en otras obras de interés general. Algunas normas (e.g., Empresas Públicas de Medellín EPM) establecen que el periodo de diseño habrá de seleccionarse para todo el sistema y, en ningún caso, de manera independiente

49

para una estructura o componente del mismo.

Ejemplo 3.1 Estime la dotación neta y bruta, así como los caudales medio diario, máximo diario y máximo horario, para una población que tendrá, al final de su periodo de diseño, una población de 426.900 habitantes y que se encuentra ubicada a los 690 msnm. Para la población se proyecta el suministro con tanque elevado y no existen factores adicionales que puedan incidir en la demanda de agua.

Solución: Para este número de habitantes y para el clima (cálido) de la población a esta altura, se proyecta una dotación neta de 140 L/hab*d. Este será el valor con el que se trabajará el cálculo del caudal de diseño, considerando la demanda de agua por población. Este valor ya incluye el efecto de la temperatura. • Considerando una pérdida del 25%, la dotación bruta (ecuación 3.1), será,

• El caudal medio diario “Qmd” (ecuación 3.2), será:

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

Uno de los errores frecuentes en estas estimaciones es tomar el “censo inicial con información” como el censo más antiguo o el primer censo realizado para ese lugar.

• El caudal máximo diario “QMD” (ecuación 3.3), asumiendo un K1 de 1,2, será:

En razón a que la población cuenta con un tanque de almacenamiento, el Caudal Máximo Diario (QMD) será el caudal de diseño.

Tomar el primer censo o censo más antiguo como base de cálculo no representará la última tendencia de crecimiento sino la tendencia promedio en el tiempo, lo cual, en el caso de la proyección de población, proporcionará datos muy distintos a los reales. Esto se muestra en el ejemplo 3.2.

• El caudal máximo horario “QMH” (ecuación 3.4), asumiendo un K2 de 1,5, será:

3.5 Proyección de la población

Ejemplo 3.2

Deben emplearse los métodos que mejor se ajusten al comportamiento de la población. No obstante, para periodos de diseño (o de proyección) de hasta 25 años, las diferencias entre varios métodos no serán significativas.

Este ejemplo resalta la diferencia de estimar la población futura empleando como censo inicial con información, el censo más antiguo y, de otro lado, haciendo uso del penúltimo censo. Suponga que se encuentra en el año 2005, justo antes de la realización del último censo en Colombia. Usted desea conocer la proyección estimada de la población de dos (2) ciudades capitales: una grande, como Bogotá D.C., y una pequeña, como Pereira.

Para las diferentes formulaciones de cálculo, se tomará como último censo, el dato más reciente de población que haya sido reportado por la agencia encargada de los censos poblacionales10 y, para el llamado censo inicial con información (nombre con el que aparece en las ecuaciones de estimación de población y que ha dado lugar a confusiones), se deberá tomar el penúltimo censo.

Los datos de los censos realizados por el DANE, desde el año 1938 hasta 1993, se muestran en la siguiente tabla.

10. En Colombia es el DANE (Departamento Administrativo Nacional de Estadística).

50

Potabilización Del Agua

Población (número de habitantes) Ciudad Bogotá D.C. Pereira

Año 1938 Año 1951

Año 1964

Año 1973

Año 1985

Año 1993

325.650

715.250

1.697.311

2.855.065

4.236.490

5.484.244

57.284

95.150

193.472

325.979

467.067

660.259

En este caso, el último censo sería el del año 1993 y, como primer censo con datos, se usará el año 1938 (Métodos A y B) para los cálculos. Posteriormente se usará el año 1985 como datos del “primer” censo con datos, el cual corresponde al penúltimo censo (Método C). Para simplificar el ejemplo, se hace la estimación de la población con el método geométrico, cuyo desarrollo y cálculo matemático puede consultarse en normas o textos técnicos11. Las tasas de crecimiento, considerando 1993 como los datos del último censo y los datos de 1938 como los del censo inicial, son para cada ciudad (Método A): • Bogotá (tasa de crecimiento 1938-1993): 0,0510 • Pereira (tasa de crecimiento 1938-1993): 0,0252 Otros autores exponen que debe hacerse un promedio de las tasas

de crecimiento intercensal, para las cuales, los datos serán (Método B): • Bogotá (tasa media cimiento intercensal 1993): 0,0500 • Pereira (tasa media cimiento intercensal 1993): 0,0234

de cre1938de cre1938-

Es destacable que la tasa media de crecimiento intercensal (método B) es muy similar a la estimada en el método A. De otro lado, si se toman los datos del penúltimo censo (1985) como los del primer censo con información, las tasas de crecimiento son (Método C): • Bogotá (tasa de crecimiento 1985-1993): 0,0328 • Pereira (tasa de crecimiento 1985-1993): 0,0157 La estimación de la población para el año 2005, será en cada caso de la siguiente manera:

11. Como podrá comprobarse, para el método aritmético (el cual supone un crecimiento vegetativo balanceado por mortalidad y migración), el uso del primer y último censos, a cambio de emplear los censos penúltimo y último, eventualmente, dará lugar a una subestimación de la población. Esto puede ser un inconveniente para las obras proyectadas, en la medida en que su tiempo útil resultará inferior al tiempo de diseño para el que fueron calculadas.

51

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

Población en el año 2005

Ciudad

Bogotá D.C. Pereira

Población real calculada en el censo del año 2005

Método A: Población estimada empleando la tasa de crecimiento del periodo 19381993

Método B: Población estimada empleando la tasa media intercensal de crecimiento del periodo 1938-1993

Método C: Población estimada empleando la tasa de crecimiento del periodo 1985-1993

6.778.691

9.962.668

9.843.758

8.077.606

428.397

517.602

507.100

463.158

Resulta evidente que calcular la tasa de crecimiento con los métodos A y B (propuestos en varios libros técnicos) proporciona valores mucho más altos que los reales, mientras que el método C, el cual emplea no el primer censo con información,

sino el penúltimo censo, brinda cifras más cercanas a la realidad. Para hacerlo más ostensible, se calculan los valores porcentuales de error en la estimación, para cada método.

Error estimado Método A: cálculo empleando la tasa de crecimiento del periodo 1938-1993

Método B: cálculo empleando la tasa media intercensal de crecimiento del periodo 1938-1993

Método C: cálculo empleando la tasa de crecimiento del periodo 1985-1993 (penúltimo y último censo)

Bogotá D.C.

47%

45%

19%

Pereira

21%

18%

8%

Ciudad

Es claro que, tanto para una ciudad grande como para una pequeña, el uso de métodos, como los A y B, no son recomendables aunque algunos textos técnicos especializados los sugieran. Es

mucho más coherente, lógico y, sin duda más preciso, estimar la población futura con la tasa de crecimiento medida en el último periodo intercensal (último y penúltimo censo).

52

Potabilización Del Agua

Diseño de Unidades Preliminares

D

ependiendo de la calidad del agua cruda y de las condiciones de su conducción hasta la potabilizadora, podrá ser necesario el uso de unidades preliminares para el tratamiento del agua potable. Estas unidades tienen como objetivo la preparación del agua para las operaciones y procesos de clarificación posteriores.

4.1 Desbastes o remoción de material flotante El objetivo de esta etapa es la de retirar, del agua cruda que será potabilizada, elementos gruesos como ramas, hojas, animales muertos y otros objetos indeseables. Esta etapa es requerida, especialmente, en casos en que la conducción desde el sitio de toma en el río hasta la potabilizadora

53

(aducción), se haya proyectado como un canal abierto y no mediante tubería. Generalmente, los dispositivos se ubican sobre la línea del canal de entrada a la potabilizadora, antes de cualquier unidad de tratamiento. Algunos de los dispositivos más usados en esta etapa son: • Rejillas • Mallas • Trampas de Flotantes

4.1.1 Rejillas Se clasifican, según su distancia entre barrotes, en: • Finas: de 1,5 a 3,0 cm • Medias: entre 3,0 y 5,0 cm • Gruesas: de más de 5,0 cm

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Se clasifican, según posición espacial, en: • Verticales: entre 75 y 85° de inclinación respecto de la horizontal. • Inclinadas: entre 45 y 60° de inclinación respecto de la horizontal. Se clasifican, según su forma de limpieza, en:

sistemas de potabilización, exceptuando grandes instalaciones. Implican mayor costo, no sólo en la inversión inicial sino en la operación (energía) y el mantenimiento.

4.1.1.1 Diseño de una rejilla para desbastes de sólidos en potabilización El diseño de una rejilla se fundamenta en tres aspectos fundamentales: a) el tipo de rejilla (fina, media o gruesa, según el criterio del diseñador, a partir de las condiciones de la conducción desde la bocatoma y las dinámicas de arrastre de material desde la fuente abastecedora); b) la velocidad de paso del agua a través de la rejilla; c) la pérdida de energía generada por la rejilla.

• De limpieza manual: en estas rejillas, el operario debe retirar, periódicamente, los sólidos retenidos en la superficie de la rejilla con un rastrillo y depositarlos sobre una bandeja o plataforma de escurrimiento, ubicada justo por encima de la rejilla, sobre el canal de entrada. Las rejas de limpieza manual siempre son inclinadas para facilitar el trabajo del operario (entre 45° y 60° de inclinación). Éstas son las más usadas. • De limpieza mecánica: son dispositivos fabricados industrialmente y cuentan con un rastrillo de limpieza que retira los sólidos retenidos y los deposita en una tolva de recolección. Su accionar automático puede obrar a través de un temporizador o calculando la pérdida de energía generada por la rejilla colmatada. Generalmente se ubican verticalmente o con una ligera inclinación que incluso puede alcanzar los 60°. Se emplean poco en

La velocidad de paso “VP” que dependerá de la superficie de vacíos “Sh”, es decir, del espacio total entre los barrotes que permite mantener la velocidad de paso asumida, puede ser calculada con la siguiente expresión: [4.1]

Donde, Velocidad de paso a través de la rejilla (m/s) Caudal del Diseño (m3/s) Superficie de vacíos de la rejilla (m2)

54

Potabilización Del Agua

Generalmente, se asume la velocidad de paso “Vp” y se calcula la superficie correspondiente de los vacíos de la rejilla “Sh”.Una vez se tenga la superficie de vacíos “Sh”, pueden ser calculados otros aspectos de la rejilla, a través de las siguientes expresiones: [4.2]

[4.3]

[4.4]

Donde, Sh Er Lr n b h α

Superficie de vacíos de la rejilla (m2) Ancho total útil o suma de los espacios entre barrotes (m) Longitud sumergida de la rejilla (m) Número de barrotes de la rejilla Separación útil entre los barrotes (m) Altura del agua en el canal (m) Ángulo de inclinación de la rejilla respecto de la horizontal (°)

55

El número de barrotes puede ser verificado mediante la siguiente expresión: [4.5] Donde, Número de barrotes de la n rejilla Ancho del canal en la zona A de rejilla (m) Separación útil entre los bab rrotes (m) s Diámetro o espesor de los barrotes (m) Una vez se haya establecido el ancho de canal de la zona de rejillas, la velocidad de paso y las características generales de la rejilla, se calcula la pérdida de energía ocasionada por la rejilla empleando, por ejemplo, el Modelo de Kirschner, así: [4.6]

Donde, Δh Pérdida de energía (m) β Coeficiente que depende de la forma de los barrotes de la rejilla (ver Tabla 7) s Diámetro o espesor de los barrotes (m) b Separación útil entre barrotes (m)

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α

Velocidad de paso entre los barrotes (m/s) Aceleración de la gravedad (m2/s)

V g

Ángulo de inclinación de la rejilla (°)

Foto 6. Rejillas de desbaste a la entrada de la potabilizadora de la ciudad de Valledupar, Colombia.

Tabla 7. Coeficientes de forma para diferentes tipos de barrotes en rejillas de desbaste Sentido de flujo

Β

Forma de los barrotes (en proyección vertical)

2,42

1,83

1,67

1,035

56

0,92

0,76

1,79

Potabilización Del Agua

Tabla 8. Criterios de diseño de las rejillas de desbaste de gruesos Parámetro

Rango o valor

Velocidad media de paso entre las rejillas12 a Caudal mínimo (m/s) Velocidad máxima de paso entre rejillas a Caudal máximo (m/s)

0,6 a 0,8

1,4 45 a 60° para limpieza manual

Inclinación de la rejilla (grados de inclinación)

60 a 90° para limpieza mecánica

Máxima pérdida de carga permitida a caudal máximo (m) Borde libre a caudal máximo (m)

0,15 0,3 a 0,5

Ejemplo 4.1

de paso para el caudal de diseño propuesto.

Diseñe una rejilla de desbaste, de 2 cm de separación entre barrotes (b) y un ancho de barrotes (s) de 0,5 cm, a la entrada de una potabilizadora con un caudal (Q) de diseño de 0,42 m3/s. El flujo discurre por el canal de aducción de 0,7 m de ancho (a) y 1,0 m de alto, a una velocidad (V) de 1,0 m/s.

Lo primero es verificar la altura de la lámina de agua en el canal de aducción, usando la ecuación de continuidad, así:

Despejando el área (A):

Solución: En razón a que no se cuenta con la variabilidad de flujo, se tomarán valores intermedios de velocidad

12. La velocidad de paso entre la rejilla deberá ser igual a la velocidad de flujo en el canal de ingreso a la potabilizadora con el fin de evitar remansos y otras variaciones de flujo.

57

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

Asumiendo la misma velocidad de paso en la zona de rejillas, se calcula la superficie de vacíos en la rejilla Sh, así:

Con 29 barrotes (n), siempre se tendrá un número n+1 de espacios entre barrotes, es decir, 30. El ancho de la zona de rejillas (A), será

Ahora se calcula la longitud sumergida de la rejilla Lr, asumiendo una inclinación de rejilla (α) de 60°.

Como puede apreciarse, en la zona de rejillas, generalmente, se presenta un sobre-ancho en el canal.

4.1.2 Trampas de Flotantes Se determina el ancho total útil o espacio total de los espacios entre barrotes.

Las trampas de flotantes son unidades dotadas de pantallas o bafles parcialmente sumergidos en la superficie del agua, cuya finalidad es retener el material sólido flotante, como hojas, material sobrenadante, ramas y otros, usada especialmente en aducciones hechas en canales abiertos.

Se calcula el número de barrotes (n).

Su diseño es simple y obedece a los siguientes criterios expuestos en la Tabla 9. Tabla 9. Criterios de diseño para Trampas de Flotantes Parámetro

Rango o valor

Tiempo de retención hidráulica - TRH (min)

3 para Q< 2LPS 5 para Q>2LPS 0,5 para Q< 2LPS 1,0 para Q>2LPS

Altura mínima efectiva (m) Inmersión de las pantallas de retención

0,15 a 0,30 para Q< 2LPS 0,30 a 0,45 para Q>2LPS 1:2:1

Relación Ancho:Largo:Alto

0,3

Borde libre a caudal máximo (m)

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Potabilización Del Agua

El cálculo de su volumen útil, corresponderá a: [4.7]

Donde, Volumen útil (m3) Tiempo de retención hidráulico (s) Caudal de diseño (L/s)

4.2 Presedimentación y Remoción de Material Grueso en Suspensión

más cerca de ésta a fin de proteger de abrasión y taponamientos la línea de conducción a la planta. Son unidades de sedimentación de partículas discretas que funcionan con largos tiempos de retención, calculados con base en el tiempo de caída de una partícula crítica de gravedad específica de 2,65 y que describe una trayectoria semi-parabólica. Su diseño hidráulico se hace aplicando la Ley de Stokes.

4.2.2 Presedimentadores

Sólidos en suspensión como limos, arcillas y arenas, pueden causar daños y obstrucciones en equipos y tuberías. La arena dispersa en un fluido es un material altamente abrasivo que desgasta en poco tiempo los materiales con los que entra en contacto. Por esta razón, este material debe ser removido antes de ingresar en el proceso de potabilización, para lo cual se tienen diversas alternativas, a saber:

Son unidades similares a los desarenadores, pero se proyectan, especialmente, para la remoción de partículas finas. Pueden ser de flujo horizontal o vertical y pueden consistir en unidades de flujo vertical ascendente con placas inclinadas, similares a los sedimentadores de alta rata. La presedimentación también puede llevarse a cabo en un embalse o dársena de sedimentación.

1. Desarenadores. 2. Presedimentadores con o sin aplicación de químicos. 3. Prefiltros. 4. Microtamices.

Se usan con aguas que presentan turbiedad superior o igual a las 1.000 UNT y es posible mejorar su rendimiento con la aplicación de coagulantes y floculantes que asisten y aceleran el proceso de sedimentación. En cualquier caso, debe proyectarse siempre un eficiente sistema de extracción de lodos.

4.2.1 Desarenadores Deben proyectarse en conjunto con la bocatoma y ubicarse lo

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William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

Foto 7. Dársena de sedimentación. Potabilizadora de Tibitoc. Bogotá D.C., Colombia.

4.2.3 Prefiltros Son unidades que trabajan con medios filtrantes granulares, generalmente compuestos de grava y gravilla, que retienen los sólidos en suspensión. En eventos de lluvia, estos sólidos suspendidos son responsables de los picos de turbiedad que se presentan en las aguas crudas de las fuentes superficiales.

inferiores a 20 UNT (en algunos casos, hasta menos de 10 UNT) y sólidos suspendidos cercanos a los 5 mg/L, facilitando el posterior tratamiento del agua en unidades de filtración lenta o biológica. Para los prefiltros se manejan velocidades de lavado de entre 0,15 a 0,30 m/s y una altura de agua sobrenadante (por encima del lecho filtrante) de 0,20 m.

Los prefiltros pueden diseñarse para servir de barreras por etapas que irán reteniendo sólidos suspendidos de menor tamaño. Los llamados filtros gruesos, independientemente de su configuración, se proyectan con el objetivo de generar efluentes con turbiedades

Debido al objetivo principal de este texto, por el cual no se ahonda en detalles de diseño y especificaciones técnicas de este tipo de filtros, a continuación se hace una breve explicación y se resaltan algunos elementos de este tipo de unidades.

60

Potabilización Del Agua

4.2.3.1 Filtros Gruesos Dinámicos En estas unidades, una parte del caudal de ingreso fluye constantemente y en dirección horizontal por encima del lecho, arrastrando así el material depositado por la otra parte del caudal, el cual se

filtra descendiendo a través de 3 capas de grava que van desde la fina a la gruesa. Tienen una altura total de lecho de unos 0,6 m y manejan cargas hidráulicas que oscilan entre los 2,0 y 3,0 m/h; generalmente no exceden de 10 m2 de área por unidad.

Ilustración 1. Filtro Grueso Dinámico.

Imagen tomada de: http://biblioteca.sena.edu.co/exlibris/aleph/u21_1/alephe/www_f_spa/ icon/17651/operacion_potabilizacion/imagenes/imagenes_contenido/Imagen49.jpg

Las capas de grava se organizan en orden descendente (en la dirección del flujo), así: • Primera capa: grava de 3 a 6 mm de diámetro • Segunda capa: grava de 6 a 13 mm de diámetro • Tercera capa: grava de 13 a 25 mm de diámetro No debe olvidarse que, en estas unidades, una parte del caudal de llegada se pierde al fluir constantemente por encima del lecho, limpiando la superficie del mismo.

61

4.2.3.2 Filtros Gruesos de Flujo Horizontal Tienen por lo menos 3 compartimientos, cada uno con una longitud variable entre 0,8 y 1,6 m. Trabajan con una carga hidráulica de 0,3 a 1,5 m/h. Los compartimientos tienen gravas de los siguientes tamaños (en la dirección del flujo): • Primer compartimiento: grava de 19 a 25 mm de diámetro

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

• Segundo compartimiento: grava de 13 a 19 mm de diámetro

• Tercer compartimiento: grava de 4 a 13 mm de diámetro

Ilustración 2. Filtro Grueso de Flujo Horizontal. (Wegelin, 1982). Modificado por el autor.

4.2.3.3 FILTROS GRUESOS DE FLUJO ASCENDENTE

emplean hasta 5 capas, una sobre la otra, con una carga hidráulica de entre 0,3 y 0,7 m/h.

Están compuestos de una o varias unidades en serie con grava que va en tamaño decreciente, desde 25 mm hasta 4 mm de diámetro, según la dirección del flujo.

También se ha empleado la Filtración Gruesa Ascendente en Serie, en donde se tiene uno o dos tamaños de grava en cada unidad (hasta 3 unidades) y maneja cargas hidráulicas entre 0,3 y 0,7 m/h.

Puede ser Filtración Gruesa Ascendente en Capas, en donde se

62

Potabilización Del Agua

Ilustración 3. Filtro Grueso Ascendente en capas

4.2.3.4 FILTROS GRUESOS DE FLUJO DESCENDENTE Tienen la misma configuración de los Filtros Gruesos Ascendentes pero, como su nombre lo indica, con una dirección de flujo inversa. Los criterios de diseño son prácticamente los mismos que de los ascendentes.

4.2.4 MICROTAMICES Estos dispositivos están dotados de mallas metálicas con aberturas de entre 0,2 y 3,0 mm de diámetro.

63

Son usados, especialmente, en aguas captadas de embalses y lagos donde se presentan niveles considerables de microalgas. Son de dos tipos: • Estáticos • Rotativos Entre los estáticos, los más usados son los curvos. Suelen tener una inclinación de unos 25° respecto de la vertical. El agua ingresa por la parte superior y, mientras los sólidos quedan retenidos en la superficie, el agua se cuela atravesando

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

el tamiz, para ser recogida por la parte baja. El material detenido se va deslizando, por la acción del agua y el peso del nuevo material retenido, hacia el extremo inferior, en donde cae a una tolva.

por metro lineal, que los tamices estáticos (cerca de unas 2,5 veces más), pero tienen la desventaja de causar un mayor gasto energético y más desgaste de las piezas.

Los rotatorios cuentan con un tambor filtrante y un cuerpo de filtro, en acero inoxidable, sobre el cual se monta el tambor. Dispone de una rasqueta que elimina los sólidos acumulados en la superficie del tambor.

La selección de este tipo de unidades se hace a partir de las diferentes alternativas que ofrecen los fabricantes y de las características propias del diseño del tamiz. Sin embargo, para tener un referente, Lozano-Rivas plantea unos valores indicativos de la capacidad de tamizado de estas unidades, en la Tabla 10.

Los tamices rotatorios tienen una mayor capacidad de tratamiento

Tabla 10. Capacidad de trabajo de los tamices rotatorios Abertura del tamiz (mm)

Caudal tratado por metro lineal (m3/h)

0,15

30

0,25

50

0,50

90

0,75

120

1,00

145

1,50

180

2,00

210

2,50

240

3,00

260

64

Potabilización Del Agua

Foto 8. Tamiz estático.

Imagen tomada de: http://www.eau-claire.fr Foto 9. Tamiz rotativo.

Imagen tomada de: http://www.africasupply.net/tamiz-rotativo-ta-ro-300-1

4.3 OXIDACIÓN QUÍMICA La oxidación química, como pretratamiento, tiene como propósito la eliminación de: • Olores y sabores • Algas

65

• Nitrógeno amoniacal • Hierro y Manganeso Además de: • Disminuir la formación posterior de THM’s • Evitar el crecimiento de algas en las paredes de las unidades

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

Las sustancias químicas oxidantes más usadas son: • Cloro (en todas sus formas) • Permanganato de Potasio (KMNO4) • Ozono (O3) • Peróxido de Hidrógeno (H2O2)

4.3.1 CLORO Como pretratamiento, debe aplicarse por debajo del punto de quiebre para evitar la formación de THM’s. Puede disminuir la eficiencia de la coagulación si se usan polielectrolitos pero, si no se están usando, tiende a mejorar la eficiencia de la coagulación. Es muy frecuente su uso para eliminar algas y otros microorganismos que tienden a adherirse a las paredes de las unidades. En caso de excederse en las dosis aplicadas, éstas pueden ser reguladas usando dióxido de azufre o tiosulfato sódico. El cloro, como dióxido de cloro (ClO2), tiene ventaja sobre las otras formas de cloro, en tanto que remueve mejor olores y sabores, así como hierro (Fe) y manganeso (Mn). Esta forma también evita la formación de THM’s. Sin embargo, no es efectivo en la eliminación de nitrógeno amoniacal y puede formar cloritos (ClO2-) y cloratos (ClO3-), que son tóxicos a bajas concentraciones. Por esto, las concentraciones máximas permitidas están por debajo de 1 mg/L.

No obstante, en algunos países, la precloración está prohibida por el peligro que supone la probabilidad de formación de sustancias cancerígenas.

4.3.2 PERMANGANATO DE POTASIO El permanganato de potasio remueve muy bien el Hierro (Fe) y el Manganeso (Mn). Tiene la desventaja de su precio y de que puede generar color en el agua.

4.3.3 OZONO El ozono, además de no dar origen a la formación de THM’s, disminuye la probabilidad de formación posterior en caso de que se haga desinfección por cloración. Remueve muy bien el color orgánico y las algas; no obstante, es muy costoso y puede generar bromatos que son presuntamente cancerígenos. Como pretratamiento se recomienda su aplicación en dosis entre 0,3 mg y 0,5 mg por gramo de Carbono Orgánico Total (COT).

4.3.4 PERÓXIDO DE HIDRÓGENO Aunque su uso se ha extendido en los últimos años por su gran efectividad en la remoción de materia orgánica y color asociado, su costo y delicado manejo, aún no permite su uso masivo en las potabilizadoras.

66

Potabilización Del Agua

4.4 AIREACIÓN

• Cascadas (escaleras) y vertederos.

La aireación se usa para: • Transferir O2 al agua • Disminuir el CO2 • Oxidar Hierro (Fe) y Manganeso (Mn) • Remover otros compuestos volátiles Las unidades más empleadas para este fin son: • Bandejas de aireación.

La aireación se usa especialmente como pretratamiento de aguas subterráneas que presentan niveles muy bajos de oxígeno y altas concentraciones de hierro, manganeso, anhídrido carbónico y otros compuestos orgánicos que causan olores y sabores. Los tiempos de contacto mínimos para absorción o desgasificación de gases comunes en la potabilización del agua se muestran en la tabla 11.

Tabla 11. Tiempos de contacto en aireadores para remoción y absorción de algunos gases y compuestos Tiempo mínimo de contacto (segundos)

Objetivo Remoción de CO2

0,7 a 1,0

Remoción de Compuestos Orgánicos Volátiles (olor y sabor)

1,0 a 1,5

Remoción de H2S

1,5 a 2,0

Absorción de O2

0,4 a 0,6

4.4.1 BANDEJAS DE AIREACIÓN Son torres de bandejas perforadas o ranuradas, que usualmente contienen algún medio grueso de material adsorbente, aunque no necesa-

67

riamente, cuya finalidad, además de la adsorción de sustancias, es la de facilitar el intercambio de gases y mejorar la distribución de flujo. Los criterios de diseño se presentan en las tablas 12 y 13.

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

Tabla 12. Criterios de diseño para las bandejas de aireación Parámetro

Valor o rango 430 a 860 m3/m2*d (0,10 a 0,20 m2 por cada L/s)

Carga Hidráulica

2 a 3 (eventualmente, dependiendo del número de bandejas, puede alcanzar alturas superiores a los 5 m)

Altura total de la torre de aireación (m)

3 a 5 (se emplean usualmente 5 pero en casos especiales, pueden ser hasta 9 bandejas)

Número de bandejas Distancia entre bandejas (cm)

30 a 50

Profundidad de cada bandeja (cm)

20 a 25

Altura máxima permitida de lámina de agua en las bandejas (cm)

10 a 12

Diámetro medio de los orificios (cm)

0,5 a 0,6

Área media de los orificios o ranuras (cm2)

0,2 a 0,3

Separación media entre los orificios del fondo de las bandejas (cm)

2,5

Eficiencia esperada en remoción de CO2 (%)

30 a 60

Tabla 13. Características de los lechos de contacto en las bandejas de aireación Parámetro Material del lecho de contacto

Características o rango Carbón coque, carbón activado, piedra, ladrillo triturado, esferas de cerámica, entre otros.

Tamaño del material del lecho de contacto (cm)

4 a 12

Espesor o altura del lecho de contacto en cada bandeja (cm)

15 a 20

El área total de las bandejas puede ser calculada empleando el caudal de diseño y la carga hidráulica asumida.

Donde, A

Área total de las bandejas de aireación (m2) Q Caudal de diseño (m3/d) CH Carga hidráulica (m3/ m2*d)

[4.8]

68

Potabilización Del Agua

Foto 10. Bandejas de aireación en un pequeño sistema de potabilización. La Vega, Colombia

Foto 11. Bandejas de aireación. Guapi, Colombia. Foto: Diego Díaz

69

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

Debe cuidarse que la descarga de los orificios o ranuras del fondo de las bandejas sea suficiente para que no se rebosen. Esta comprobación puede hacerse empleando la ecuación de descarga a través de un orificio.

Donde, Qo Caudal de descarga del orificio (m3/s) Cd Coeficiente de descarga (=0,85) Ao Área del orificio (m2) Aceleración de la graveg dad (= 9,81 m/s2) Altura de la lámina de h agua en el interior de la bandeja (m)

[4.9]

Foto 12. Detalle del carbón coque al interior de las bandejas de aireación. La Vega, Colombia.

70

Potabilización Del Agua

Para calcular, de forma aproximada, el tiempo de exposición o contacto del agua en el aireador, se puede emplear la siguiente expresión: [4.10]

Donde, T n h g

Tiempo de exposición o contacto (s) Número de bandejas Distancia entre bandejas (m) Aceleración de la gravedad (= 9,81 m/s2)

Para calcular el nivel teórico de remoción de anhídrido carbónico (CO2) en la torre de bandejas de aireación, puede emplearse la fórmula de Scott.

de 4,5 mg/L con este tipo de aireadores. Algunos autores emplean la fórmula de Scott para calcular el número de bandejas, partiendo de los valores de concentración inicial de CO2 (que en aguas subterráneas podría alcanzar los 30 mg/L) y el valor final deseado, con la salvedad del valor máximo de reducción, que estaría alrededor de 4,5 mg/L. Para efectuar este cálculo se debe despejar “n” de la fórmula de Scott empleando las leyes de los logaritmos, así: [4.12]

Donde, Cn Co

[4.11]

n Donde, Cn Co n K

K

Concentración final de CO2 (mg/L) Concentración inicial de CO2 (mg/L) Número de bandejas Constante de aireación (varía entre 0,12 y 0,16 y depende de la temperatura, la turbulencia generada, la velocidad del viento, etc. Si no se conoce este valor, se debe tomar 0,12)

Debe considerarse que, muy rara vez, el CO2 se reduce por debajo

71

Concentración final de CO2 (mg/L) Concentración inicial de CO2 (mg/L) Número de bandejas requeridas Constante de aireación (varía entre 0,12 y 0,16 y depende de la temperatura, la turbulencia generada, la velocidad del viento, etc. Si no se conoce este valor, se debe tomar 0,12)

El cálculo del número de bandejas empleando esta expresión de Scott, tiende a dar números muy bajos de bandejas; razón por la cual es mejor elegir inicialmente, un número entre 3 y 5 bandejas dependiendo de la calidad del agua que será aireada.

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

Foto 13. Detalle del carbón coque saturado de hierro al interior de unas bandejas de aireación. Foto: Ángela Barrios y Natalia Cicery.

EJEMPLO 4.2

Se proyectan 5 bandejas de aireación por lo cual, el área de cada bandeja es:

Dimensionar y calcular las características principales de un aireador de bandejas con carbón coque de material de soporte, para un caudal de 25 L/s que tiene una concentración inicial de CO2 de 18 mg/L.

Asumiendo bandejas cuadradas, se tienen bandejas de 0,79 x 0,79 m de lado.

SOLUCIÓN:

A cada bandeja se le harán perforaciones de fondo de 0,6 cm de diámetro (área = 2,83 x 10-5 m2), para los que se calcula la descarga individual con la fórmula 4.9. Se espera que la altura de la lámina de agua en las bandejas sea de 0,12 m.

Asumiendo una carga hidráulica de 700 m/d, se calcula el área total de las bandejas con la fórmula 4.8.

72

Potabilización Del Agua

El número de orificios requeridos se calcula con el caudal de diseño y el caudal de descarga por orificio, así:

Como las bandejas son cuadradas, los orificios se distribuirán uniformemente en 26 filas y 26 columnas, con una separación de 1,9 cm cada uno, que fue calculada de la siguiente manera: (diámetro del orificio ∙ orificios)+(espacio entre orificios ∙ espacios)=largo de la bandeja

Debido a que el número de espacios entre orificios es siempre uno más que el número de orificios: (0,06m∙26)+(espacio entre orificios ∙27)=0,79m espacio entre orificios=0,019m

Con una distancia entre bandejas, de 0,3 m y una profundidad de bandejas de 0,3 m, el tiempo de contacto se calcula con la fórmula 4.10.

El nivel de remoción teórico de anhídrido carbónico se calcula con la fórmula de Scott [4.11]:

4.4.2 CASCADAS (ESCALERAS) Y VERTEDEROS Pueden ser estructuras escalonadas, con o sin cama de agua, o pueden ser vertederos de caída libre. La cama de agua mejora la aireación (turbulencia) y disminuye el impacto de la caída del agua sobre la estructura. No se requieren caídas excesivamente altas para lograr la aireación y siempre es preferible hacer varias caídas cortas que no deberían exceder los 40 cm, ya que con esta altura basta para lograr entre el 50 y 60% de remoción de CO2 (Feachem, Mc Garry, & Mara, 1977). En este tipo de estructuras, la aireación ocurre especialmente por el impacto del agua en el área de salpicadura (huella del escalón). Los aireadores de cascada son, principalmente de 3 tipos: • Vertedero de caída libre: un solo escalón de altura considerable (mayor a 1,5 m)

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William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

• Escalera: varios escalones de pequeña altura (entre 0,3 y 0,4 m)

• Vertedero escalonado: de igual configuración al de escalera pero con cama de agua en la huella de cada escalón.

Figura 2. Aireador por vertedero de caída libre

Figura 3. Aireador de escalera

Figura 4. Aireador por vertedero escalonado

74

Potabilización Del Agua

Los criterios de diseño de estas unidades se exponen en la Tabla 14. Tabla 14. Criterios de diseño para aireadores de escalera y vertederos escalonados Parámetro

Valor o rango 300 a 1.000 m3/m2*d (0,08 a 0,29 m2 por cada L/s)

Carga Hidráulica Altura de los escalones o de contrahuella (m)

30 a 40

Altura total del aireador (m)

2a5

Profundidad de la huella (m)

0,30 a 0,50

Número de escalones

4 a 10

La altura total del aireador puede ser calculada, como lo sugiere Barret y colaboradores. [4.13]

Donde, H Altura total del aireador (m) R Relación deficitaria de oxigeno a Coeficiente según el tipo de agua b Coeficiente del tipo de aireador La relación deficitaria de oxígeno puede calcularse de la siguiente forma: [4.14]

75

Donde, Cs Concentración de saturación de O2 a temperatura T° (mg/L) Co Concentración inicial de O2 del agua (mg/L) C Concentración final esperada de O2 (mg/L) No debe esperarse una concentración final igual a la concentración de saturación. Un valor a ser adoptado podría corresponder máximo al 60% del valor de saturación de oxígeno para cada temperatura. Los valores de saturación de oxígeno, dependiendo de la temperatura, se muestran en la Tabla 15.

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

Foto 14. Aireador de vertedero de caída libre. Potabilizadora El Dorado, Bogotá D.C. Colombia.

Foto 15. Aireador de Escalera. Potabilizadora de Guapi, Colombia. Foto: Diego Díaz.

76

Potabilización Del Agua

Tabla 15. Valores de saturación de oxígeno disuelto a una temperatura dada Temperatura (°C)

Oxígeno Disuelto (mg/L)

0

14,2

5

12,4

10

10,9

15

9,8

20

8,8

25

8,1

30

7,5

Según el tipo de agua y el tipo de aireador, los valores de “a” y “b” serán: Tabla 16. Valores de “a” y “b” para aireadores de cascada a

b

Agua de muy buena calidad

1,25

Vertedero de caída libre

1,0

Agua contaminada

1,00

Escalera

1,1

Agua muy contaminada

0,80

Vertedero Escalonado

1,3

El tiempo de exposición puede calcularse de la siguiente manera: [4.15]

Donde, T n h g

Tiempo de exposición o contacto (s) Número de escalones Altura de los escalones (m) Aceleración de la gravedad (= 9,81 m/s2)

77

EJEMPLO 4.3 Dimensionar y calcular las características principales de un aireador de cascada que tiene plataformas circulares concéntricas, para un caudal de 25 L/s que tiene una concentración inicial de O2 de 2 mg/L y una temperatura media de 15 °C.

SOLUCIÓN: El área total del aireador, corresponde al área de la plataforma circular de la base. Para su cálculo

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

se adopta una carga hidráulica de 500 m/d.

para dicha altura. Se adoptan 5 escalones, por lo cual, la altura recalculada del aireador será:

Entonces, el diámetro inicial de la plataforma circular base será de 2,35 m y su radio de 1,17 m. Este valor inicial será recalculado posteriormente.

Con un aireador de radio de 1,17 m y con 5 escalones, la profundidad de huella será:

Se calcula inicialmente la relación deficitaria de oxígeno con la ecuación 4.14, considerando que el valor de saturación de oxígeno en agua a 15 °C es de 9,8 (Tabla 15) y el valor final esperado de oxígeno podría corresponder a un valor cercano al 60% del valor de saturación, por lo cual se adopta 6 mg/L como el valor a lograr, así:

Como la profundidad de huella debe estar entre 0,3 y 0,5 m, se adopta un ancho de huella de 0,3 m con lo que el radio recalculado de la estructura será de 1,5 m y su diámetro de 3 m. Con estas características el radio de las plataformas circulares concéntricas será, de abajo hacia arriba: 1,5; 1,2; 0,9; 0,6 y 0,3. El área recalculada para el aireador circular será de 7,07 m2 y la carga hidráulica recalculada será de:

La altura del aireador se calcula con la expresión de Barret y colaboradores (ecuación 4.13), asumiendo unos valores para “a” de 1,0 (agua contaminada) y “b” de 1,1 (aireador en escalera).

El tiempo de contacto en el aireador será:

Para escalones de 0,35 m de altura, se requerirían 4,5 escalones

78

Potabilización Del Agua

4.5 AQUIETAMIENTO En aducciones a presión, de tomas de aguas superficiales, el agua suele llegar con mucha energía de manera que puede entorpecer la lectura del caudal de llegada si se usan vertederos o Canaleta Parshall como aforadores.

Para disipar esta energía que trae el agua en la aducción, se pueden proyectar cámaras de aquietamiento. Estas son estructuras simples, de sección circular o cuadrada, en donde al agua ingresa por la parte inferior y sale al canal de aforos por la parte superior. Estas estructuras se diseñan con los criterios expuestos en la Tabla 17.

Tabla 17. Criterios de diseño para cámaras de aquietamiento Parámetro

Valor o rango

Velocidad ascensional (cm/s) Tiempo de retención hidráulica (s)

EJEMPLO 4.4 Dimensionar una cámara de aquietamiento, para un caudal de 25 L/s (0,025 m3/s), asumiendo una velocidad ascensional de 4 cm/s (0,04 m/s) y un tiempo de retención hidráulica de 40 segundos.

SOLUCIÓN:

Primero se halla el volumen “∀” de la cámara, así:

79

4 a 10 30 a 60

La velocidad ascensional “Va” condiciona el área superficial “As” de la cámara. Su cálculo es:

Es decir, un área de sección cuadrada de 0,79 x 0,79 m. Geométricamente, la altura de la cámara de aquietamiento será:

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

Ilustración 4. Corte y planta de una cámara de aquietamiento que conecta con el canal de aforos.

Foto 16. Estructura de aquietamiento conectada al canal de ingreso. El Colegio, Colombia

80

Potabilización Del Agua

Diseño del canal de entrada

L

os canales de entrada a la potabilizadora, deberán atender

los siguientes criterios básicos expuestos en la Tabla 18.

Tabla 18. Criterios de diseño de los canales de entrada a la potabilizadora

Parámetro

Rango o valor Estará condicionada por el ancho del vertedero de mezcla rápida o el ancho de la cámara de aquietamiento

Velocidad (m/s) Pendiente (%)

~ 0,5

Relación Ancho:Alto

1:1 a 2:1 (más frecuentemente 1:1)

Borde libre a Caudal máximo (m)

0,3 a 0,5

81

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

Foto 17. Canal de aducción y obra de derivación a la entrada de la potabilizadora de la ciudad de Valledupar, Colombia.

En algunos casos, para la verificación de la velocidad de flujo en el canal de entrada, es preciso emplear la fórmula de Manning, la cual es una evolución de la fórmula de Chézy.

Donde,

[5.1]

S

V n Rh

Velocidad (m/s) Coeficiente de rugosidad de Manning (ver Tabla 19) Radio hidráulico (área/perímetro mojado) (m) Pendiente (m/m)

Tabla 19. Coeficiente de Rugosidad de Manning para algunas superficies Tipo de superficie o revestimiento

n

Acrílico y vidrio (usado en prototipos de laboratorio)

0,009

PVC y fibra de vidrio

0,010

Madera pulida, acero y plástico de alta densidad

0,011

Hormigón liso

0,013

Hormigón irregular

0,017

Terreno liso y uniforme en tierra

0,023

Terreno irregular en tierra

0,035

Terreno natural en roca

0,040

82

Potabilización Del Agua

Aunque algunos autores y normas técnicas especifican que las velocidades de flujo en canales de entrada a potabilizadoras deben oscilar entre 0,6 y 1,4 m/s, no tiene ninguna justificación el mantener un criterio de velocidad en agua cuyas arenas y otras partículas discretas ya han sido retiradas en el desarenador. En teoría, no deberá presentarse sedimentación en el canal de entrada si se tiene un buen diseño en el desarenador, por lo tanto, no tendrá mucha relevancia la velocidad de flujo en el canal de entrada, excepto por la posibilidad de generar flujos turbulentos que afecten posteriormente el aforo de caudal.

83

Con el fin de no efectuar cambios de sección en el canal de entrada, su ancho estará definido por el ancho calculado para el vertedero de mezcla rápida, por el ancho de la canaleta Parshall o por el ancho de otros dispositivos de mezcla (Capítulo 7.2). Cuando se tienen tanques de mezcla rápida mecánica, bastará tomar, como ancho de canal de entrada, el mismo ancho de la cámara de aquietamiento, en caso de tenerse (Capítulo 4.5). Debe dejarse una pendiente de fondo dirigida hacia una válvula de vaciado, antes del vertedero, que facilite la limpieza del canal.

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

Fundamentos de los procesos de clarificación

T

extos de la India y Egipto de hace unos 4.000 años dan cuenta de los primeros tratamientos del agua que consistían en hervirla, exponerla a la radiación solar, hundir en ella siete veces una barra de cobre caliente y, posteriormente, filtrarla y enfriarla en una vasija de barro u otro recipiente poroso.

aguas contaminadas de los manantiales de esta ciudad, usando sales (2 Reyes 2:19-22). Este proceso de purificación del agua ha venido mejorando a través del tiempo hasta configurar el tratamiento convencional que se conoce actualmente y que consta de las siguientes etapas básicas:

Fueron posteriormente los egipcios hacia el 500 a.C. quienes, al parecer, descubrieron que el uso de sales de aluminio permitía la aglomeración y la sedimentación de los sólidos en suspensión contenidos en el agua, mejorando aún más su tratamiento.

• • • •

Coagulación Floculación Decantación Filtración

Los objetivos principales de la clarificación son:

Los Textos Sagrados relatan que el profeta Eliseo (850 a 800 a.C.), estando en Jericó, limpió las

• La eliminación de los sólidos en suspensión

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Potabilización Del Agua

• La eliminación de los microorganismos patógenos • La corrección de las características fisicoquímicas que hacen al agua no apta para consumo Una parte de los sólidos suspendidos naturalmente en las aguas son coloides que tienen tamaños entre 1 y 1.000 nanómetros (nm)13, los cuales tienen cargas electronegativas (fuerzas repulsivas) en su superficie que impiden su aglomeración y una velocidad de sedimentación virtualmente nula14. Para que los coloides puedan retirarse del agua, deben efectuarse dos acciones: • Desestabilización • Agregación La desestabilización de los coloides, también conocida como COAGULACIÓN, consiste en la adición de reactivos (sales coagulantes) que anulan las cargas electronegativas (fuerzas repulsivas) de la superficie de estas partículas, que no les permiten agregarse.

La agregación de los coloides, llamada también FLOCULACIÓN, consiste en una suave agitación del agua con las partículas coloidales desestabilizadas (que puede estar coadyuvada por reactivos aglomerantes), de manera que se facilite el encuentro entre partículas para la conformación de aglomerados de suficiente tamaño y peso para sedimentar por efecto de la gravedad. Estos aglomerados son llamados flóculos o flocs. En la SEDIMENTACIÓN, el agua viaja durante un tiempo determinado a velocidades muy lentas, lo que permite que los flóculos formados en la floculación decanten por simple efecto de la gravedad. Una vez retirada casi la totalidad de los sólidos en suspensión y otras sustancias en disolución, el agua pasa al proceso de FILTRACIÓN en donde se proporciona pulimento al tratamiento previo por varios mecanismos que incluyen el de cribado en la superficie del mismo filtro. Debe tenerse claro que la coagulación y la floculación son las etapas que mayor influencia

13. Una millonésima parte de 1 milímetro (mm). 14. Para una partícula del tamaño de 1.000 nm (una bacteria, por ejemplo), el tiempo de sedimentación podría ser de 55 horas para un descenso de 30 cm, mientras que para coloides de 1 nm de diámetro, éste tiempo podría ser superior a los 60 años.

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agitación hidráulica o mecánica (floculación).

tienen en el éxito de un proceso de potabilización de agua. Muchos operadores consideran, erradamente, que son los filtros los que tienen el papel más importante cuando, en la realidad, el filtro es sólo una operación de pulimento de la calidad del agua obtenida a través de una correcta dosificación, una dispersión completa y rápida del coagulante, una floculación que permita la formación de un floc de buena calidad, sin romperlo, y que posteriormente decantará de manera eficiente en la unidad de sedimentación.

Cuando un coagulante es dispersado en una masa de agua con partículas coloidales en suspensión, se presentan básicamente las tres siguientes fases: • Hidrólisis: disociación de la sustancia química coagulante aplicada en el agua. • Difusión: dispersión rápida y homogénea del compuesto coagulante hidrolizado en toda la masa de agua. • Reacción: el coagulante desestabiliza y neutraliza las partículas coloidales en suspensión.

6.1 TEORÍA COLOIDAL Y COAGULACIÓN

Todas estas 3 fases se desarrollan en menos de 1 segundo.

En este proceso se emplea un reactivo capaz de permitir la separación de la suspensión coloidal mediante la desestabilización de las partículas cargadas negativamente.

6.1.1 LOS COLOIDES Un coloide puede ser definido como una micropartícula en suspensión formada por un sistema de fases heterogéneas que no se separan.

La suspensión coloidal se separa mediante dos acciones: • Desestabilización: Anulación de las fuerzas repulsivas (coagulación). • Agregación: Aglomeración de los coloides neutralizados mediante choques naturales y

Los coloides se mueven constantemente describiendo trayectorias zigzagueantes debido a los choques con las moléculas del agua.

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Potabilización Del Agua

Este movimiento es llamado “Movimiento Browniano15” y se opone a la decantación de la partícula incrementando las fuerzas de repulsión entre una y otra. Las fases de este sistema heterogéneo son generalmente dos (aunque pueden ser más): fase continua y fase dispersa. La superficie, o plano de separación (interfase) entre estas dos fases, puede tener tal extensión que muchas de las propiedades del estado coloidal son consecuencia de la gran área de la interfase. Varias teorías han sido expuestas para explicar el comportamiento de los coloides, no obstante, la más aceptada es la Teoría de la Doble Capa y el Potencial Z.

6.1.2 TEORÍA DE LA DOBLE CAPA Y EL POTENCIAL Z Aunque esta teoría es en alto grado compleja, a continuación se expone en forma breve, simplificada y entendible. Esta teoría tuvo avances sucesivos; los primeros postulados fueron propuestos por Helmholtz en 1879, referidos a la atracción,

por parte de los coloides, de contraiones presentes en el medio acuoso, los cuales conforman la capa fija de la partícula. Posteriormente, Gouy-Chapman habló de una capa difusa de iones alrededor de la partícula y Stern en 1924, unió las dos teorías (capa fija y capa difusa) y explicó sus interacciones que, con posteriores profundizaciones, se describen en los siguientes párrafos. Los coloides son partículas hidrófobas que tienen asociadas dos capas eléctricas. Una primera capa está formada por las cargas propias de la superficie del coloide (capa interna) y por iones de carga opuesta (contraiones), presentes en el agua, que son atraídos por la carga de la capa interna de la partícula y que se mantienen casi adheridos a ella por las fuerzas de atracción actuantes; a esta primera capa de iones propios y los iones atraídos, se le conoce como Capa Fija. Al mismo tiempo, cationes de la masa de agua que rodean inmediatamente la partícula empiezan a acumularse formando una capa difusa alrededor de ella,

15. Este fenómeno fue estudiado, por primera vez en 1828, por un botánico inglés de apellido Brown, analizando el comportamiento de una suspensión de granos de polen. Este comportamiento de partículas en el agua fue posteriormente evaluado por Weiner en 1863. En 1906, Einstein y Von Smoluchowski, trabajando de manera independiente, desarrollaron la teoría completa del movimiento browniano, la cual además sirvió para calcular el número de Avogadro.

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separándola del agua en que está suspendida. A esta capa se le conoce como Capa Móvil. El espesor de esta capa móvil llega hasta donde la carga neta de la capa fija del coloide es capaz de atraer iones.

Lo que busca el coagulante en el proceso de desestabilización de las partículas coloidales no es sólo la neutralización de su carga negativa, sino también la compresión (colapso) de la doble capa eléctrica sobre la superficie sólida del coloide.

El movimiento de la capa móvil sobre la capa fija, da lugar a un plano de cizallamiento en donde la fricción de los iones genera un potencial eléctrico. La diferencia entre el potencial eléctrico del plano de cizallamiento y del extremo de la capa móvil (de la solución acuosa), es lo que se conoce como Potencial Z.

Al disociarse el coagulante en el agua, libera iones de carga contraria a la de la capa móvil de la partícula, lo que logra la atracción de las cargas y la compresión de las capas hasta que el potencial Z se hace igual a cero, facilitando el acercamiento de unas partículas con otras, como se aprecia en la Ilustración 5.

Ilustración 5. Estructura de la doble capa y su Potencial Z.

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Potabilización Del Agua

Ilustración 6. Disminución del radio efectivo de separación entre partículas por colapso de la doble capa

Además de la compresión de la doble capa y la neutralización de cargas, la coagulación se da también por: aparición de enlaces de hidrógeno, enlaces covalentes o iónicos, entre otros; por “incorporación” (conocida también como “coagulación por barrido”) en donde se agrega una cantidad

muy alta de sales coagulantes, de manera que se excede el límite de solubilidad formándose una masa esponjosa (llamada “floc de barrido”) que empieza a descender, arrastrando a su paso las partículas suspendidas de la matriz acuosa; o por combinaciones de ellas.

Tabla 20. Tipos de coagulación Tipos de desestabilización en la coagulación

Descripción

Compresión de la doble capa

Una dosis de coagulante logra la atracción de las cargas contrarias de la capa móvil que se comprimen sobre la capa fija del coloide. Está siempre asociado a la adsorción y neutralización de cargas.

Adsorción y neutralización de cargas

Las sales coagulantes se disocian iónicamente en el agua y neutralizan las cargas negativas de la superficie del coloide. Está siempre asociado con la compresión de la doble capa.

Adsorción y puente

Se da principalmente con la aplicación de polímeros (polielectrolitos) aniónicos cuyas moléculas poseen grupos químicos que absorben las partículas coloidales. No obstante, la reacción de las sales coagulantes con los coloides también propicia la aparición de puentes de hidrógeno y otro tipo de enlaces.

Incorporación o barrido

Un exceso de coagulante forma una nata esponjosa precipitable que arrastra consigo los coloides hasta el fondo del sedimentador. Se usa especialmente con aguas de muy baja turbiedad16.

16. Aguas de turbiedad muy baja no tienen el suficiente volumen de coloides como para asegurar una considerable tasa de encuentros que permitan la formación de floc.

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6.2 SUSTANCIAS EN LA COAGULACIÓN

forma líquida y sólida (polvo, molido o terrones); sin embargo, siempre debe aplicarse en solución (con una concentración, generalmente del 1% o, más frecuentemente, del 6%), por lo que las presentaciones granulares requieren ser diluidas en agua, antes de su aplicación, durante unos 5 minutos. El rango de pH óptimo de actuación es entre 6,0 y 8,0 unidades. Las dosis generalmente usadas varían entre 10 y 150 mg/L, según la calidad del agua cruda. En la actualidad, está siendo muy popular el uso del sulfato de aluminio líquido que, además, resulta más barato en algunos lugares y su manejo es mucho más cómodo y eficiente. En el caso del alumbre líquido, éste se dosifica en solución al 50%, sin dilución.

6.2.1 COAGULANTES Para efectuar el proceso de coagulación se usan especialmente dos tipos de sales: • De Aluminio • De Hierro Entre las Sales de Aluminio la más usada es el Sulfato de Aluminio (conocida también como “Alumbre” [Al2(SO4)3]), que forma un floc no muy pesado. No obstante, es la sustancia coagulante más usada en el mundo por ser relativamente fácil de manejar y además tiene un bajo costo. Se consigue comercialmente en

Foto 18. Alimentación de sulfato de aluminio líquido a los tanques de almacenamiento de la Potabilizadora Tibitoc. Bogotá D.C., Colombia.

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Potabilización Del Agua

Las Sales de Hierro forman flóculos más pesados y tienen la ventaja, sobre las sales de aluminio, en que su pH óptimo de actuación es mucho menos restrictivo. Su uso se prefiere sólo en casos en que se requiera incrementar la eficiencia de los sedimentadores, o cuando el pH del agua cruda no permite el uso del alumbre. Entre las sales de hierro más conocidas están: el cloruro férrico, el sulfato férrico y el sulfato ferroso. Se consiguen en formas granulares y líquidas, pero siempre deben aplicarse en solución.

El Sulfato Férrico [Fe(SO4)3], también se prefiere para aguas ácidas, aunque maneja un pH óptimo de actuación entre 3,5 y 11,0 unidades, similar al del cloruro férrico. Las dosis generalmente usadas para la clarificación oscilan entre 10 y 150 mg/L, según la calidad del agua cruda. Este producto es altamente corrosivo, pero menos que el cloruro férrico. Se aplica en soluciones al 25% y nunca menores al 1%, diluídas durante al menos 20 minutos.

El Cloruro Férrico [FeCl3], funciona bien con unidades de pH tan altas como 11 y tan bajas como 4. No obstante, para valores de pH entre 6,0 y 8,0 podría ser mejor opción el sulfato de aluminio. Se prefiere en aguas ácidas y blandas, fuertemente coloreadas. Comercialmente se consigue en forma de cristales o en solución. Tiene entre sus desventajas la formación de lodos altamente corrosivos, que manchan superficies y corrientes de agua, lo que hace a este compuesto difícil de manejar. Las dosis generalmente usadas para la clarificación oscilan entre 5 y 150 mg/L, según la calidad del agua cruda. Se recomienda aplicarlo en una solución entre el 3 y el 4%. Si se encuentra en solución, se recomienda aplicarlo sin hacer dilución.

El Sulfato Ferroso [Fe(SO4)7], conocido también con el nombre de “coperas” es muy económico pero tiene la restricción de que debe usarse siempre en combinación con cal (entre 1 a 5 mg/L), con lo que podría igualar los costos de otras sales coagulantes. La razón de tener que aplicarse cal, es la de evitar la precipitación del hidróxido férrico en las tuberías. Se prefiere su uso en aguas alcalinas con pH superior a 8,5, aunque su rango de actuación podría oscilar entre 4,0 y 11,0 unidades; es inapropiada su aplicación en aguas blandas o con altos niveles de color. Su presentación comercial es en cristales de color verde. Las dosis generalmente usadas para la clarificación oscilan entre 10 y 100 mg/L, según la calidad

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William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

del agua cruda. Se aplica en soluciones al 6%, con tiempos de dilución de 5 minutos.

coagulante depende en mucho de las condiciones y características del agua que lo recibe; en consecuencia, el primer criterio para seleccionar el coagulante tiene que ser el de la eficiencia que desea alcanzarse en los procesos de clarificación, lo que solamente podrá establecerse en los ensayos de tratabilidad, en los cuales también se determina la dosis óptima.

Las sales de aluminio o de hierro, al disociarse en agua (hidrolizarse), actúan como un ácido; reaccionan con la alcalinidad presente en el agua y, al consumirla, causan un descenso en su pH. Como se verá más adelante, la efectividad de un

Foto 19. Almacenamiento de sustancias químicas. Potabilizadora de Tibitoc. Bogotá D.C., Colombia.

6.2.2 ALCALINIZANTES

calinizantes. Cuando se requiere, se estima que deben añadirse entre ½ y ¼ partes de alcalinidad, por cada parte de sulfato de aluminio aplicado y entre ¼ y 1/8 por cada parte de cloruro férrico; no obstante, cuando se usa Soda

Si la alcalinidad del agua no es suficiente para reaccionar con el coagulante, deben añadirse al agua, previo a la adición de las sales coagulantes, sustancias al-

92

Potabilización Del Agua

Ash como alcalinizante, esta proporción puede variar entre el 50% y el 100% de la dosis de coagulantes alumínicos añadidos. Algunos de los alcalinizantes más usados en potabilización, son: • Soda ash (Carbonato de Sodio [Na2(CO3)]) • Soda Cáustica (Hidróxido de Sodio [NaOH]) • Cal Viva (Óxido de Calcio [CaO]) • Cal Apagada (Hidróxido de Calcio [Ca(OH)2])

La soda ash o carbonato de sodio, llamada comercialmente sosa, por sus propiedades, se utiliza industrialmente en reemplazo de la “sosa cáustica”, que es más cara. El óxido de calcio o cal viva es muy cáustica y tiene mucha afinidad con el agua que la transforma en hidróxido (en un proceso conocido como “apagar la cal”) con abundante desprendimiento de calor: el agua se vaporiza, entonces, en sus poros y la cal se hincha pudiéndose desagregar después en forma de polvo, que es la cal apagada o hidratada.

Foto 20. Sistema de apagadores de cal y el efecto de los “vapores de cal”. Potabilizadora de Tibitoc. Bogotá D.C., Colombia

Estequiométricamente, la alcalinidad requerida para la coagu-

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lación se presenta en la Tabla 21.

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Tabla 21. Alcalinidad requerida para la coagulación

Coagulante

Alcalinidad requerida (mg/L de alcalinidad por cada mg/L de coagulante)

Alumbre Al2(SO4)3

0,50 HCO3- como CaCO3 0,28 Cal viva (CaO) 0,37 Cal apagada Ca(OH)2 0,53 soda ash (Na2CO3)

Cloruro férrico FeCl3

0,92 HCO3- como CaCO3 0,52 Cal viva (CaO) 0,68 Cal apagada Ca(OH)2 0,98 soda ash (Na2CO3)

Sulfato férrico Fe2(SO4)3

0,75 HCO3- como CaCO3 0,42 Cal viva (CaO) 0,55 Cal apagada Ca(OH)2 0,79 soda ash (Na2CO3)

(Romero Rojas, Calidad del Agua, 2002) Foto 21. Sedimentadores lamelares para eliminar las impurezas de la lechada de cal. Potabilizadora de Tibitoc. Bogotá D.C., Colombia.

Si bien la soda ash es más costosa que la cal, la preparación de una solución de este alcalinizante es relativamente sencilla y su

dosificación puede hacerse con cualquier equipo por gravedad o bombeo; razón por la cual se prefiere en plantas pequeñas.

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Potabilización Del Agua

La cal viva, aunque más barata, debe ser apagada haciéndola reaccionar con agua. Este proceso puede tardarse de 15 a 60 minutos y en él se liberan “vapores de cal” que terminan por depositarse y ensuciar pisos y paredes; por esta razón, deben usarse los apagadores continuos y cerrados

que ofrecen algunos fabricantes. Otro inconveniente es la baja pureza del material que se consigue comercialmente, razón por la cual deberá disponerse también de un sedimentador lamelar para la lechada de cal (suspensión o solución de agua con cal), antes de su aplicación.

Tabla 22. Relaciones de la dosis de coagulantes y alcalinizantes típicamente usadas Sustancias químicas

Relación de dosificación

Alumbre : soda cáustica

3:1

Alumbre : cal apagada

3:1

Alumbre : soda ash

1:1 a 2:1

Sulfato férrico : cal apagada

5:2

Sulfato ferroso : cal apagada

4:1

(Romero Rojas, Calidad del Agua, 2002) La cal apagada debe aplicarse en soluciones que estén, máximo, al 6%, con tiempos de dilución de 5 minutos.

6.2.3 AYUDANTES O COADYUVANTES DE FLOCULACIÓN Se usan polímeros de alto peso molecular, llamados comúnmente polielectrolitos. Pueden ser naturales (almidones o compuestos algínicos) o sintéticos que pueden presentar carga positiva (catiónicos): cat-floc o polidialildimetilamonio

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o imina de polietileno; carga negativa (aniónicos): ácido poliacrílico, poliacrilamida hidrolizada o sulfonato de poliestireno; o carga neutra (no iónicos): óxido de polietileno o poliacrilamida. Sirven para mejorar la resistencia de los flóculos y hacerlos más grandes y pesados. Eventualmente, estos coadyuvantes pueden usarse como coagulantes primarios en concentraciones entre 1,0 y 5,0 mg/L, aunque no muestran ninguna ventaja sobre el efecto

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y sedimentación previas. Más recientemente, se ha encontrado que algunos monómeros de estas cadenas poliméricas son tóxicos e incluso cancerígenos.

coagulante de las sales metálicas. Cuando se usan como coadyuvantes de floculación17 (aplicados entre 15 y 60 segundos después del coagulante), la dosificación puede variar entre 0,1 y 2,0 mg/L o entre 0,01 y 0,5 mg/L, dependiendo del tipo de producto y conforme a las recomendaciones del fabricante. Estudios realizados por Robert Taft del Centro de Ingeniería Sanitaria en Cincinatti, Estados Unidos, han demostrado que las algas son rápidamente coaguladas usando polielectrolitos catiónicos, que los polielectrolitos disponibles en el mercado no son igualmente efectivos con todas las aguas y que dosis excesivas producen dispersión en vez de mejorar la floculación.

También pueden usarse polímeros naturales, como los almidones (e.g., derivados de la papa, yuca, trigo o maíz) o compuestos algínicos derivados de las hojas de la tuna o nopal, los cuales son los que han dado mejores resultados y tienen ventaja sobre los sintéticos por su baja o nula toxicidad.

6.3 FACTORES QUE INFLUYEN EN EL PROCESO DE COAGULACIÓN Aunque parezca un asunto sencillo, la coagulación es el proceso más importante en el tratamiento del agua. Una coagulación inadecuada, sea por fallas en diseño que afectan tiempos y gradientes, o por errores en la dosis o aplicación de coagulante en un punto inapropiado, perjudicará seriamente todos los procesos siguientes, derivando en un incremento de los costos de operación. Además de las características fisicoquímicas propias del agua cruda que será tratada, otros factores pueden influir en el proceso, por ejemplo:

Su principal desventaja es su alto costo. Deben aplicarse polímeros líquidos ya que los que están en polvo son bastante difíciles de disolver. Si se preparan soluciones, éstas deben hacerse al 0,1%. Adicionalmente, se han reportado problemas de adherencia de estas sustancias a los equipos, las tuberías y los lechos filtrantes; en este último caso, se dificulta el lavado de los filtros y se acortan los tiempos de carrera en caso de no presentarse una buena floculación

17. No debe confundirse el término ayudante o coadyuvante de floculación con el de ayudante de coagulación. En el primer caso, se obtienen mejores rendimientos al aplicar el polímero después de la sal coagulante. En el último caso, los polímeros se aplican antes del coagulante, pero esta práctica no ha mostrado resultados satisfactorios.

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Potabilización Del Agua

• pH del agua: además de que cada sal coagulante tiene un pH óptimo de actuación, se sabe que para remoción de color, el pH óptimo es más bajo (entre 4,0 y 6,0) que para la eliminación de la turbiedad (entre 6,5 y 8,5). • Alcalinidad del agua: cuando el agua tiene una alcalinidad muy baja, las dosis de coagulante deberán ser mayores, al punto de requerirse efectuar una coagulación por barrido o agregar un alcalinizante. No sobra recordar que se estima que se requieren entre 1/2 y 1/4 partes de alcalinidad por cada parte de sulfato de aluminio aplicado y entre 1/4 y 1/8 por cada parte de cloruro férrico. • Tipo y dosis de coagulante: dosis muy bajas pueden ser insuficientes para lograr la desestabilización de las partículas; no obstante, una sobredosis de coagulante puede no funcionar tampoco, ya que cambia la carga de las partículas de la suspensión coloidal (de negativa a positiva) ocasionando una nueva estabilización de la dispersión.

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Dosis de sobresaturación producen una gran cantidad de hidróxidos, de manera que se presenta la coagulación por barrido. El tipo de coagulante y la dosis que debe ser aplicada se determinan mediante ensayos de tratabilidad en el equipo de prueba de jarras. La dosis de coagulante, una vez que la potabilizadora entre en funcionamiento, es variable y debe determinarse varias veces al día, en especial si llueve y cambian las características del agua cruda. • Turbiedad del agua: concentraciones muy bajas de coloides requieren altas dosis de coagulantes dado que no existen suficientes partículas como para que se presente el choque entre ellas y se aglomeren; de manera que, en estos casos, deberán adicionarse partículas de arcilla que incrementen la turbiedad antes de la aplicación del coagulante, o usar dosis de sobresaturación para promover una coagulación por barrido. • Concentración del coagulante: generalmente se usan

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concentraciones líquidas de coagulante entre el 1% y el 2% (Richter C. A., Mezcla Rápida: Manual de Instrucción, 1981).

práctica de la purificación del agua, 2000). Así mismo, se obtienen mejores resultados cuando se aplica el coagulante mediante un múltiple que cuando se hace en un sólo punto específico, ya que se favorece la dispersión de la sal coagulante en la masa de agua.

• Punto de aplicación del coagulante: investigaciones demuestran que se requieren mayores dosis de coagulante, cuando éste es agregado sobre la superficie del agua antes del punto de máxima turbulencia generado por el mezclador, que cuando se aplica directamente sobre dicho punto. Se considera que la velocidad de aglomeración de las partículas puede ser hasta de 3,5 veces mayor, cuando se aplican los coagulantes en el punto de máxima turbulencia y no antes, lo cual puede representar una economía del 12% en el uso de estas sustancias químicas (Vrale & Jordan, 1971; Arboleda Valencia, Teoría y práctica de la purificación del agua, 2000); incluso se han reportado casos de economías de hasta el 33% en el uso de coagulante y disminuciones entre el 60 y 75% de la turbiedad del agua sedimentada (Shannon, 1961; Arboleda Valencia, Teoría y

• Energía y tiempo de mezcla: la mezcla rápida debe ser lo más corta posible ya que las reacciones de polimerización de estas sales coagulantes se dan en menos de 1 segundo para reacciones de coagulación por desestabilización-compresión de la doble capa de los coloides y por puente químico; y entre 1 y 7 segundos, para coagulación por barrido18. La energía disipada en la mezcla, llamada gradiente de velocidad o gradiente de mezcla, debe ser alta (por encima de los 1.000 s-1), para que el coagulante se disperse rápida y homogéneamente en toda la masa de agua. Se ha encontrado que los gradientes más ineficientes para la mezcla rápida están

18. Se ha encontrado que para la coagulación por barrido, los gradientes óptimos se encuentran entre 400 y 800 s-1.

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Potabilización Del Agua

entre los 800 y 1.000 s-1, así como entre 3.000 y 5.000 s-1, de manera que deben evitarse (Armirtharajah & Trusler, 1986). Los polímeros requieren de gradientes bajos, entre 400 y 800 s-1, para tiempos de mezcla entre 30 y 60 segundos. Valores de gradiente superiores a 1.000 s-1, han mostrado ser perjudiciales para la aplicación de polímeros.

6.4 TIPOS DE DOSIFICADORES DE SUSTANCIAS QUÍMICAS La dosificación de las sustancias químicas usadas en la coagulación debe hacerse siempre en forma líquida (en solución). Los dosificadores que manejan productos secos (en polvo o granulares) incluyen una cámara de mezcla en donde se realiza la preparación de la solución en forma instantánea. Los más usados se muestran en la Tabla 23.

Tabla 23. Tipos más comunes de dosificadores de sustancias usadas en coagulación. Según sustancia química

Tipo

Características De cilindro o disco rotatorio

Volumétricos (por volumen)

En Seco

De cinta Gravimétricos (por peso)

En Solución

De tornillo De cinta De balanza

Gravedad

De orificio

Volumétricos

De diafragma

De pistón Peristálticos

(Elaborada por el autor)

Todos estos dosificadores permiten graduar su descarga de acuerdo a las cantidades necesarias de sus-

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tancias químicas para la coagulación a ser aplicadas, obtenidas en las pruebas de jarras efectuadas.

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Foto 22. Dosificadores “Rotodip”. Potabilizadora Francisco Wiesner, Bogotá D.C., Colombia.

Foto 23. Dosificadores en seco gravimétricos. Potabilizadora de Tibitoc. Bogotá D.C., Colombia.

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Foto 24. Dosificadores gravimétricos con cámara de disolución. Potabilizadora La Laguna, Bogotá D.C., Colombia.

Ilustración 7. Dosificador gravimétrico de cinta transportadora (Programa Regional HPE/OPS/CEPIS del mejoramiento de la calidad del agua para consumo humano, 1992).

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Ilustración 8. Dosificador volumétrico de tornillo giratorio (Programa Regional HPE/OPS/CEPIS del mejoramiento de la calidad del agua para consumo humano, 1992).

Foto 25. Dosificador de orificio, por gravedad, para sulfato de aluminio en solución. Potabilizadora Tibitoc. Bogotá D.C., Colombia.

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Foto 26. Dosificador en solución, volumétrico de diafragma.

Imagen tomada de: http://www.bluwhite.com Foto 27. Dosificador en solución, volumétrico peristáltico.

Imagen tomada de: http://www.bluwhite.com Ilustración 9. Instalación típica de un sistema de dosificación de sustancias químicas en potabilizadoras pequeñas. Imagen tomada del catálogo de Blue-White Industries. Chem-Pro Series C3F y C3V.

http://www.bluwhite.com. Modificada por el autor.

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Foto 28. Dosificador flotante de orificio variable y carga fija.

Ilustración 10. Instalación de un dosificador flotante de orificio variable y carga fija (Organización Panamericana de la Salud/COSUDE, 2007).

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Potabilización Del Agua

Diseño de mezcladores rápidos

P

ara lograr una dispersión instantánea del coagulante aplicado, se proyectan estructuras de mezcla rápida o se aprovecha un punto de alta turbulencia de flujo, si existiere un lugar adecuado.

Esta mezcla rápida puede efectuarse por: • Dispositivos mecánicos (hélices, turbinas o paletas) • Dispositivos hidráulicos (resalto hidráulico, caídas de agua o dispersores)

Foto 29. Mezcla rápida hidráulica en un vertedero tipo Creager. Valledupar, Colombia.

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Foto 30. Mezcla rápida hidráulica en un vertedero triangular (Thompson). Se aprovecha también como dispositivo de aforo. Potabilizadora de Rio Negro, Santander. Colombia.

En cualquier caso, los cuartos para la preparación de las sustancias químicas (cuartos de dosificación), deben ubicarse lo más cerca posible de la zona de mezcla rápida con el fin de evitar largos tramos de líneas de alimentación de estas sustancias y, mucho más, si se está suministrando cal como alcalinizante debido a que se aumenta el riesgo de obstrucción de la tubería.

7.1 MEZCLADORES RÁPIDOS MECÁNICOS Son tanques de sección circular o cuadrada en donde el agua es agitada, aprovechando la energía de un motor que mueve una turbina tipo hélice o un conjunto de paletas. Las hélices, similares a las propelas de un barco, generan corrientes axiales muy fuertes y giran a velocidades de hasta de 2.000 RPM19

19. Revoluciones por minuto.

106

Potabilización Del Agua

(Metcalf & Eddy, Inc., 1979) y los impulsores de paletas giran hasta

150 RPM, dado que tienen mayor área de contacto con el agua.

Ilustración 11. Ejemplo de un mezclador rápido mecánico de 2 cámaras horizontales en serie.20

Ilustración 12. Ejemplo de mezclador rápido mecánico de 4 cámaras verticales.

20. Para este caso, el tiempo de contacto debe dividirse en dos y calcularse el gradiente para cada cámara.

107

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

Ilustración 13. Ejemplo de mezclador rápido mecánico de una cámara.

En estas cámaras, para mejorar la mezcla, el agua ingresa por la parte de abajo y sale por la parte de arriba, rebosando al canal que conecta con los floculadores.

El gradiente de mezcla o de velocidad “G” hace referencia a la cantidad de energía disipada por el mezclador. Este gradiente depende básicamente de la potencia del motor, la viscosidad del agua (en función de su temperatura) y el volumen del tanque de mezcla. Sus unidades de medida son 1/segundo (s-1).

No es frecuente encontrar mezcladores rápidos mecánicos en potabilizadoras. Los elevados costos de operación (consumo de electricidad) y mantenimiento (cambio de piezas y repuestos) de estas unidades han logrado que, en países latinoamericanos, no sean una opción recomendable.

El gradiente es función también del tiempo de mezcla, como lo muestra la Tabla 24.

108

Potabilización Del Agua

Tabla 24. Gradiente de diseño según el tiempo de contacto en el mezclador (AWWA) Tiempo de contacto (s)

G (s-1)

20

1.000

30

900

40

790

> 40

700

El INSFOPAL21 recomendaba, para mezcladores mecánicos, los siguientes valores: Tabla 25. Criterios de diseño recomendados por el INSFOPAL Parámetro

Valor o rango

Tiempo de contacto (s)

10 a 90

Número de Reynolds

≥ 100.000

Velocidad tangencial de las paletas (m/s)

A pesar de estos criterios, lo más común es emplear cámaras de mezcla sencillas (Ilustración 13) con tiempos de contacto de 20 segundos y gradientes de 1.000 s-1; el mismo Hudson recomendaba que los tiempos fueran lo más bajos posibles y el gradiente no menor a este valor.

21. Instituto de Fomento Municipal.

109

0,6

El gradiente de velocidad o la potencia requerida en la mezcla, puede calcularse con la siguiente ecuación: [7.1]

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

Donde,

[7.2]

G Gradiente (s-1) P Potencia del mezclador22 (W) µ Viscosidad dinámica del agua (Pa*s) V Volumen del tanque de mezcla (m3)

Donde, P ρ N d K

La potencia desarrollada por el mezclador o la velocidad de rotación se estima con la siguiente expresión:

Potencia teórica requerida (W) Densidad del agua (kg/m3) Revoluciones por segundo (RPS) Diámetro del impulsor (m) Constante que depende del tipo de impulsor (dado por el fabricante)

Tabla 26. Valores de K para algunos tipos de impulsores (en régimen turbulento) Tipo de impulsor (turbina)

K

Hélice de 2 o 3 aletas (ovoides)

1,00

Turbina de 6 aletas planas (ovoides)

6,30

Turbina de 6 aletas curvas (ovoides)

4,80

Turbina ventilador de 6 aletas (ovoides)

1,65

Turbina de 2 paletas planas (rectangulares)

1,70

Debe considerarse un factor de servicio “Fd” del equipo (motor) que puede oscilar entre 2,0 y 4,0, ya que éste necesita funcionamiento permanente. Así se puede calcular la potencia real “PR”:

Con este cálculo se busca donde el proveedor, la potencia comercialmente disponible del motor. El Número de Reynolds (Re) puede calcularse con:

[7.3]

[7.4]

22. 1 W (watt) = 1,34x10-3 HP (caballos de fuerza)

110

Potabilización Del Agua

Tabla 27. Densidad, viscosidad dinámica y viscosidad cinemática del agua a diferentes temperaturas Densidad ρ (kg/m3)

Viscosidad dinámica µ (Pa*s)

Viscosidad cinemática ʋ (m2/s)

10 °C

999,7

-3

1,31 x 10

1,31 x 10-6

15 °C

999,2

1,14 x 10-3

1,14 x 10-6

20 °C

998,3

1,01 x 10-3

1,01 x 10-6

25 °C

997,1

8,91 x 10-4

8,91 x 10-7

30 °C

995,7

7,99 x 10-4

7,99 x 10-7

35 °C

994,1

7,20 x 10-4

7,20 x 10-7

Temperatura 5 °C

1.000,0

1,52 x 10-3

Las recomendaciones de dimensionado de mezcladores rápidos mecánicos dadas por Richter (Romero Rojas, Acuianálisis, 1989), se establecen en la Tabla 28.

1,52 x 10-6

En estas cámaras de mezcla debe dejarse una pendiente de fondo y, al igual que en todas las unidades de la potabilizadora, debe instalarse una válvula de purga o vaciado, antes del vertedero, que permita su limpieza.

Tabla 28. Criterios de dimensionamiento para mezcladores mecánicos Relaciones para mezcladores rápidos mecánicos

D = diámetro del tanque de mezcla d = diámetro de la turbina (descrita por las paletas) H = profundidad del agua en el tanque de mezcla h = altura de la turbina sobre el fondo del tanque de mezcla B = longitud de las paletas de la turbina w = ancho de las paletas de la turbina e = ancho de las pantallas (pestañas) o estatores para evitar la formación de vórtice

111

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

La componente tangencial del flujo, inducida por el giro de la turbina, genera un movimiento de rotación alrededor del eje, llamado vórtice, el cual deteriora la calidad hidráulica de la mezcla al poner toda la masa de agua a girar a la misma velocidad del agitador sin que se produzca mezcla. Este

vórtice puede ser eliminado colocando pequeñas pantallas (pestañas) o estatores en las paredes del tanque de mezcla, los cuales disminuyen la rotación de la masa de agua y generan corrientes cruzadas que mejoran la turbulencia, lo que resulta beneficioso para la mezcla rápida.

Ilustración 14. Ubicación de los estatores en mezcladores de sección cuadrada o circular (vista en planta).

Algunos autores proponen la siguiente fórmula para calcular la dosis óptima de sulfato de aluminio o para calcular gradiente y tiempo óptimo de mezcla a partir de la dosis de alumbre. No obstante, debe ser usada con suma precaución ya que esta expresión fue deducida de ensayos de laboratorio, empleando turbiedad artificial provocada con carbón activado.

[7.5]

Donde, G Gradiente (s-1) To Tiempo óptimo mezcla (s) C Dosis óptima de sulfato de aluminio (mg/L)

112

Potabilización Del Agua

Los mezcladores rápidos mecánicos tienen ventaja sobre los hidráulicos en que pueden variar el gradiente de mezcla, modificando la velocidad de agitación de su turbina. Esto es especialmente útil a causa de las variaciones de caudal que tiene la planta durante su periodo de diseño (menor caudal al inicio y máximo al final). No obstante, su principal desventaja es la dependencia energética que poseen y, por ende, los costos asociados a este consumo.

Se determina el diámetro del tanque de mezcla, empleando la fórmula del volumen de un cilindro, asumiendo que el tanque de mezcla tendrá una altura “H” igual a su diámetro “D”.

Como H = D, entonces

EJEMPLO 7.1 Dimensionar un mezclador con turbina de 6 aletas planas (K = 6,3), que trata un caudal de 250 L/s, cuya agua presenta una temperatura media de 15 °C (ρ=999,2 kg/m3 y µ=1,14x10-3 Pa*s).

El diámetro del impulsor, siguiendo las recomendaciones de Richter, será:

SOLUCIÓN:

Se asumen los siguientes valores de gradiente y tiempo de contacto según la AWWA: G = 1.000 s-1 y T = 20 s, los cuales son los más recomendables. Se calcula el volumen del tanque de mezcla rápida.

113

La potencia requerida para el motor puede calcularse despejando su valor en la ecuación de gradiente (7.1), así:

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

Siguiendo las recomendaciones de Richter, el ancho de las paletas de la turbina será:

Despejando,

Dado que los motores nunca desarrollan su máxima potencia sino en condiciones ideales y, adicionalmente, previendo desgaste del motor en el periodo de diseño, esta potencia debe ser afectada por un factor de servicio “Fd”, que se asume del orden de 3,5, y se recalcula la potencia requerida “PR”, así:

Asumiendo una relación de h/d = 1, entonces la altura de la turbina sobre el fondo del tanque de mezcla será:

La longitud de las paletas de la turbina será

Se busca, entonces, un valor de potencia comercialmente disponible, inmediatamente por encima del valor de la potencia real requerida calculada; por ejemplo, 30 HP.

El ancho de los estatores para evitar el vórtice:

Se verifica el valor del Número de Reynolds:

La velocidad de rotación se calcula con la ecuación 7.2, usando la potencia teórica:

Como 724.384 > 100.000, el Número de Reynolds es aceptable.

Despejando,

Se presentan las dimensiones del tanque de mezcla:

114

Potabilización Del Agua

7.2 MEZCLADORES RÁPIDOS HIDRÁULICOS Estos mezcladores se usan, frecuentemente, en caudales inferiores a los 1.000 L/s. Aprovechan la turbulencia generada por un resalto hidráulico o por una caída de agua, en cuyo caso debe contarse con suficiente cabeza (altura) disponible; en caso contrario, se prefiere el uso de Canaletas Parshall u otros dispositivos que generen resalto. Las Canaletas Parshall son recomendables sólo por encima de

los 100 L/s, ya que con caudales menores es difícil obtener un resalto efectivo y estable, aunque esto es aún materia de discusión. Los vertederos rectangulares se usan para caudales de diseño23 entre 50 y 150 L/s y los vertederos triangulares se recomiendan por debajo de los 50 L/s. Para caudales a partir de 1.000 L/s se recomienda usar vertederos tipos Creager o Wes Estándard, muy usados en el diseño de vertederos de rebose para represas.

23. Aunque algunos autores aceptan el uso de los vertederos rectangulares a partir de caudales de 6 L/s y los vertederos triangulares, por debajo de este valor (Terraza Aragón, 1981).

115

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

Tienen ventaja sobre los mezcladores mecánicos por cuanto no requieren de gasto energético adicional al de la gravedad, ni necesitan de equipos, repuestos o piezas móviles asociadas que necesiten cambio frecuente.

• Dispersores de tubos perforados • Tanques con bafles de mezcla • … En el presente texto sólo se profundizarán los cálculos para mezcla rápida en vertederos, se darán recomendaciones para la elección de las canaletas Parshall y se hablará brevemente de los dispersores.

Algunos de los dispositivos de mezcla rápida hidráulica son: • • • •

Vertederos Canaleta Parshall Rampas de mezcla Tubos Vénturi

Para mezcladores rápidos hidráulicos, se detallan los parámetros de diseño más relevantes, en la Tabla 29.

Tabla 29. Parámetros de diseño para mezcladores rápidos hidráulicos Parámetro

Valor o rango

Gradiente de mezcla (s-1)

1.000 a 3.000

Tiempo óptimo de mezcla (s)

1 a 5 (preferible ≤ 1)

Número de Froude

4,5 a 9,0

Deben evitarse gradientes entre 800 y 1.000 s-1 ya que crean condiciones inestables y mezcla inapropiada.

C., Mezcla rápida en vertederos rectangulares, 1981), considerando:

7.2.1 MEZCLA RÁPIDA EN VERTEDEROS – MÉTODO DE RICHTER

• Vertedero sin contracciones y caída libre • Relación P/hc > 3 con el fin de que el vertedero sirva también como aforador.

Esta metodología de diseño fue formulada por Richter (Richter

116

Potabilización Del Agua

Ilustración 15. Resalto hidráulico en un vertedero.

Como se aprecia en la Ilustración 15 y empleando de aquí en adelante las unidades del sistema internacional, el punto de máxima turbulencia se encuentra a la distancia “Lm” (en metros), medida desde la pared del vertedero; puede calcularse de forma aproximada mediante la ecuación de Scimeni, así:

[7.8]

[7.6]

El caudal unitario “q” (en m3/ m*s) corresponde al caudal “Q” (en m3/s) por unidad de ancho del vertedero “B” (en metros), así:

Empleando la altura crítica de flujo “hc”, (en metros) la ecuación de Scimeni puede transformarse en: [7.7]

La profundidad crítica de flujo “hc” (en metros) es:

117

Donde, g aceleración de la gravedad (= 9,81 m/s2)

[7.9]

La profundidad del agua en la sección de máxima turbulencia “h1” (en metros) se relaciona con la profundidad crítica “hc” (en metros) mediante la expresión de White:

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

[7.10]

[7.15]

La profundidad después del resalto “h2” (en metros) es:

La longitud del resalto “Lj” (en metros), para resalto estable, se calcula con la expresión de Smetana:

[7.11]

[7.16]

Donde el número de Froude “F1”, que debe estar comprendido entre 4,5 y 9,0 para tener un resalto estable y una mezcla eficiente, es:

El tiempo de mezcla “T” (en segundos) se calcula así: [7.17]

[7.12] La velocidad media del resalto “Vm” (en m/s) se calcula:

Donde, g aceleración de la gravedad (= 9,81 m/s2)

[7.18]

La velocidad “V1” (en m/s) es: [7.13]

Finalmente, el gradiente de mezcla “G” (en 1/s): [7.19]

La velocidad “V2” (en m/s) es: [7.14]

Donde, γ Peso específico del agua (= 9800 N/m3) µ Viscosidad dinámica del agua que depende de la temperatura (N*s/m2)

La pérdida de energía “h” (en metros) en el resalto puede estimarse con la fórmula de Belanger:

118

Potabilización Del Agua

7.2.2 MEZCLA RÁPIDA EN VERTEDEROS – MÉTODO LOZANO-RIVAS Previendo la dificultad de estimar a priori los valores de altura de caída “P” y del ancho del vertedero “B” para lograr el gradiente de mezcla requerido y con la posibilidad de que, después de aplicar las 13 expresiones del método de Richter, el gradiente no sea suficiente y tengan que ser replanteados los valores asumidos, el ingeniero Lozano-Rivas presenta el siguiente método, que es una simplificación gráfica del método de Richter, a manera de cálculo de predimensionamiento. Tiene las siguientes características: • Es aplicable para caudales entre 0,1 y 500 L/s

• Proporciona gradientes entre 1.100 y 2.200 s-1. • Genera tiempos de mezcla entre 0,30 y 1,2 segundos • Número de Froude = 5,3 para todos los valores • Para todos los valores, P/hc > 3, de manera que el mezclador también sirve como aforador (hc = altura crítica de flujo). • Está diseñado para vertederos rectangulares, no obstante, puede ser aplicado a otras formas de vertedero sin incurrir en un error excesivo. El procedimiento para aplicar este método es el siguiente: 1) A partir del caudal de diseño, se ingresa a la curva correspondiente (Gráficas 3, 4 y 5).

Gráfica 3. Caudales unitarios recomendados para mezcla rápida en vertederos con caudales entre 0,1 y 1 L/s. Método de Lozano-Rivas.

119

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

Gráfica 4. Caudales unitarios recomendados para mezcla rápida en vertederos con caudales entre 1 y 10 L/s. Método de Lozano-Rivas.

Gráfica 5. Caudales unitarios recomendados para mezcla rápida en vertederos con caudales entre 10 y 500 L/s. Método de Lozano-Rivas.

120

Potabilización Del Agua

2) Estas gráficas sugieren un valor de caudal unitario “q” (en m3/m*s), para cada caudal de diseño “Q”, con las condiciones óptimas de gradiente y tiempo de mezcla, con una relación P/B que evita las caídas de agua excesivamente altas.

[7.21]

3) Se toma el valor de “q” sugerido, marcado por la curva, y se calcula la caída de agua “P” (en metros), con la siguiente expresión:

[7.22]

5) La distancia en que se produce el punto de mayor turbulencia “Lm” (en metros), para aplicación del coagulante, puede estimarse con la siguiente expresión:

[7.20]

Valores mayores de “q” producirán mayores gradientes pero también, caídas más altas.

4) El ancho del vertedero “B” (en metros) será:

En la Tabla 30 se exponen algunos valores de las características de la mezcla, obtenidas del método de Lozano-Rivas, para diferentes caudales.

Tabla 30. Valores de características de la mezcla rápida obtenidas del método de Lozano-Rivas, para algunos caudales Q (L/s)

q (m3/s*m)

G (1/s)

P/B

T (s)

0,1

0,009

1116

18,0

0,31

0,2

0,009

1116

9,0

0,31

0,3

0,009

1116

6,0

0,31

0,5

0,012

1116

3,0

0,31

1

0,015

1216

3,7

0,37

5

0,032

1379

2,6

0,47

10

0,049

1481

2,8

0,55

20

0,072

1579

2,6

0,62

50

0,126

1733

2,6

0,75

100

0,189

1855

2,6

0,86

500

0,502

2182

2,7

1,19

121

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

EJEMPLO 7.2

El ancho del vertedero “B” según la ecuación 7.21:

Calcular las características de una mezcla rápida hidráulica en un vertedero rectangular para un caudal de 120 L/s a 15 °C.

SOLUCIÓN:

La distancia en la que se presenta la máxima turbulencia “Lm” y que corresponde al punto teórico de aplicación del coagulante, según la ecuación 7.22, será:

Empleando el método gráfico de Lozano-Rivas, se toma el valor sugerido de caudal unitario “q”, según la gráfica:

Se calcula la caída de agua “P”, con la ecuación 7.20: Verificando, mediante el método de Richter, las otras características de mezcla son:

Pérdida de energía (h)

0,42 m

Altura crítica (hc)

0,17 m

Longitud del resalto (Lj)

1,96 m

Velocidad media en el resalto (Vm) Tiempo de mezcla (T)

2,21 m/s 0,89 s

Gradiente de mezcla (G)

1.887 s-1

7.2.3 MEZCLA RÁPIDA EN CANALETAS PARSHALL

dispositivos de mezcla y aforo que tienen, sucesivamente, una sección convergente, una garganta (un estrechamiento con caída en el fondo) y una sección di-

Introducida por R. L. Parshall en 1920, las canaletas Parshall son

122

Potabilización Del Agua

vergente (con elevación gradual en el fondo), en donde se crean variaciones de flujo subcrítico – hipercrítico – subcrítico, lo cual crea, en la garganta, un resalto hidráulico que genera la turbu-

lencia requerida para efectuar una mezcla rápida. Su uso debería restringirse a caudales por encima de los 100 L/s ya que, en caudales menores, el resalto podría no ser eficiente.

Ilustración 16. Planta y corte de una canaleta Parshall (Lozano-Rivas, 2013). Adaptado de Briones y García (2008).

En caso de optarse por una canaleta Parshall, deberá adquirirse prefabricada (generalmente disponibles en fibra de vidrio) y nunca construirla in situ. La razón de elegirla por catálogo, con una empresa fabricante confiable, obedece a que es un dispositivo sumamente

123

preciso, con un dimensionamiento muy sensible, cuya hidráulica varía drásticamente por diferencias de milímetros en una cualquiera de las secciones y ésta es una situación extremadamente difícil de controlar cuando se funde la estructura usando formaletas o encofrados.

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

Foto 31. Canaleta Parshall construida in situ. Este es un error frecuente en las potabilizadoras.

Al igual que los vertederos, puede usarse también como dispositivo de aforo (medición de caudales) verificándose la diferencia de las alturas de la lámina de agua en las secciones convergente y garganta, usando piezómetros laterales. A diferencia de los vertederos, la canaleta es autolimpiante y no acumula sedimentos en su estructura, por lo cual se prefiere su aplicación sobre otro tipo de medidores en estaciones depuradoras de aguas residuales.

Su elección, además de satisfacer un rango de caudal, debe hacerse cuidando la generación de gradientes no inferiores a 1.000 s-1 y preferentemente, superiores. Un ejemplo de catálogo (parcial) de una canaleta Parshall, es presentado en el Anexo 124. Valores de pérdidas de carga para diferentes anchos de garganta “W” y caudales en canaletas Parshall, se muestran en la Gráfica 6.

24. El autor aclara que no tiene ningún tipo de vínculo personal y, mucho menos, un interés comercial con la firma dueña del catálogo presentado.

124

Potabilización Del Agua

Gráfica 6. Pérdidas de carga en canaletas Parshall

Debe considerarse siempre que en las canaletas Parshall –para un mismo ancho de garganta–, se presenta un amplio rango de caudales en los que será útil como aforador; sin embargo, no es así cuando se quiere que cumpla una función efectiva como mezclador,

en cuyo caso, los rangos son muy restrictivos. Como referencia al seleccionar el tamaño de la garganta en la canaleta Parshall que asegure gradientes de mezcla no inferiores a 1.000 s-1, el autor (Lozano-Rivas) propone los siguientes valores (Tabla 31).

Tabla 31. Criterio de selección de una Canaleta Parshall como mezclador rápido hidráulico (Lozano-Rivas) Caudal Mínimo (L/s)

Caudal Máximo (L/s)

Ancho de garganta “W” máximo (cm)

5

12

5,08

12

55

7,62

55

85

15,24

85

140

22,86 [7.23]

140

2500

Donde, Wmax Q

125

Ancho de garganta máximo (cm) Caudal de trabajo (L/s)

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

Adicionalmente, deberá cuidarse que:

7.2.4 MEZCLA RÁPIDA EN DISPERSORES

Estos dispositivos han tenido una amplia acogida en los últimos años, como elementos efectivos para generar una difusión rápida y apropiada de los coagulantes. Son elementos acoplados a tuberías o insertos en canales, los cuales están dotados de varios orificios para la aplicación repartida de la sustancia química deseada en toda el área de flujo. Entre mayor cantidad de puntos de aplicación se tenga, más rápida y uniforme será la dispersión.

• La velocidad mínima en la garganta sea de 2 m/s. • La velocidad mínima del efluente de la canaleta sea de 0,75m/s. • El número de Froude esté entre 4,5 y 9,0 o entre 1,7 y 2,5. Esto asegura un resalto estable.

Ilustración 17. Sistema de inyección de coagulantes en el tubo (Arboleda Valencia, Teoría y práctica de la purificación del agua, 2000).

abajo del dispersor sino también por el impacto del agua sobre la estructura o malla del propio dispersor, siendo esta última la de mayor influencia en la mezcla. Vrale & Jordan, encontraron eficiencias de mezcla mayores en estos dispersores que en los mezcladores mecánicos (Vrale & Jordan, 1971).

Para su instalación en canales, estos dipersores pueden ser construidos a manera de malla hecha de tubos con perforaciones. En las tuberías, se pueden conseguir comercialmente estos dispositivos que se acoplan igual que una válvula. Estos mezcladores consiguen turbulencia no sólo por el flujo trenzado aguas

126

Potabilización Del Agua

Foto 32. Difusor hecho con una malla metálica a la cual se han anclado cuatro tuberías de PVC con perforaciones para la aplicación del coagulante en el canal de entrada de la potabilizadora Tibitoc. Bogotá D.C., Colombia.

Debe tenerse en cuenta que estos dispositivos pueden obstruirse, razón por la cual deberían estar restringidos al uso exclusivo con coagulantes líquidos, lo cuales no tienen las impurezas de las presentaciones en grano o en polvo.

7.3 CONEXIÓN DE LA CÁMARA DE AQUIETAMIENTO Y EL CANAL DE ENTRADA CON EL DISPOSITIVO DE MEZCLA RÁPIDA Como se explicó en el Capítulo 5, para canales de entrada a la

127

potabilizadora no hay ninguna razón técnica para establecer un criterio de velocidad, dado que están ingresando aguas que no transportan arenas ni otras partículas discretas, las cuales ya han sido retiradas en el desarenador. De esta manera, y para no efectuar cambios innecesarios de sección en el canal de entrada, deberá dimensionarse, primero, el dispositivo de mezcla rápida y, luego, el canal de entrada y la cámara de aquietamiento (en caso de que

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

se requiera esta última). Las consideraciones generales se muestran a continuación.

canal de entrada. Aún este criterio podría definir el ancho de la cámara de aquietamiento.

Para dispositivos de mezcla rápida hidráulica: deberá diseñarse, primero, el vertedero de mezcla rápida o elegirse la canaleta Parshall que será instalada, y el ancho de este dispositivo de mezcla rápida hidráulica será el mismo ancho del

Para dispositivos de mezcla rápida mecánica: se diseñará la cámara de aquietamiento (en caso de requerirse) y el ancho calculado para esta cámara (Capítulo 4.5) se podrá tomar como ancho de canal de entrada.

128

Potabilización Del Agua

Diseño de mezcladores lentos o floculadores

C

omo se vio en el Capítulo 6, las partículas coloidales, una vez desestabilizadas, deben ser aglomeradas en coágulos, llamados flocs o flóculos, que se van incrementando en tamaño, de manera que alcancen el peso necesario para poder ser eliminados en un proceso de sedimentación. Para facilitar e incrementar la oportunidad de encuentro o de contacto entre los coloides desestabilizados es necesario proveer a la masa de agua de una mezcla suave, con gradientes de mezcla que no rompan los flóculos que se van formando ya que, si la agitación es muy fuerte y rompe los conglomerados, difícilmente volverán a formarse con las caracte-

129

rísticas requeridas para su eliminación en los sedimentadores. Argaman y Kaufman (Richter C. A., Teoría de Floculación: Manual de Instrucción, 1981) demostraron que si bien la eficiencia de floculación aumenta con un mayor número de compartimentos o zonas con diferentes gradientes en orden decreciente (y se reduce el tiempo para obtener los mismos resultados respecto de floculadores con un solo gradiente), la posibilidad de fragmentación de los flóculos determina, para cada caso, un gradiente y un tiempo máximos por encima de los cuales el floc preformado se desintegra. Estos investigadores encontraron también que se presenta un periodo de tiempo antes del cual

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

floculación o ajustadores de pH, los coloides deben ponerse en contacto unos con otros mediante una mezcla lenta y prolongada, llamada también: floculación.

no hay floculación, independientemente del valor de gradiente utilizado. El fenómeno de la floculación puede dividirse en: a. Floculación pericinética: que corresponde al contacto entre los coloides desestabilizados, causado por los movimientos erráticos de estos y cuyo origen se explica –entre varios factores–, por la energía térmica e iónica del agua; esta tendencia cinética es conocida como movimiento browniano. No obstante, este fenómeno no es muy eficiente en la formación del floc en potabilizadoras.

8.1 TIPOS DE FLOCULADORES Al igual que la mezcla rápida, la mezcla lenta puede hacerse mediante dispositivos mecánicos o hidráulicos25. Entre los floculadores hidráulicos, los más usados son tanques divididos por tabiques, mamparas o pantallas dispuestas para generar en el agua un flujo horizontal (zig-zag en “va y viene”) o vertical (zig-zag en “sube y baja”), de manera que el agua tiene que efectuar varios recorridos de derecha a izquierda (pasando por los extremos libres entre los tabiques y el muro lateral de la unidad) o de arriba abajo (por encima y por debajo de los tabiques) a lo largo de la unidad.

b. Floculación ortocinética: que corresponde al contacto entre las partículas coloidales desestabilizadas, propiciado por la suave agitación del agua, inducida por el movimiento de una turbina o por variaciones de la dirección del flujo en un dispositivo hidráulico. En este caso, la formación de flóculos se da con mayor facilidad.

Los hidráulicos de flujo horizontal se usan, más frecuentemente, para caudales inferiores a los 50 L/s, mientras que los hidráulicos de flujo vertical, con profundidades mayores, entre 2 y 3 m, para caudales entre los 50 y los 1.000 L/s.

Una vez se haya efectuado la mezcla rápida con la aplicación del coagulante y, eventualmente, otras sustancias como coadyuvantes de

25. No deja de ser curioso que en Japón, hace muchos años, reemplazaron los floculadores mecánicos por floculadores hidráulicos de forma que, actualmente, sólo se diseñan de este tipo.

130

Potabilización Del Agua

Una de las mayores desventajas de los floculadores hidráulicos es su poca flexibilidad en el control de los gradientes de mezcla para caudales variables26. Así mismo, se cuentan los valores relativamente altos de pérdida de carga que pueden oscilar, dependiendo del diseño, entre 20 y 120 cm. Sin embargo, resultan ventajosos en tanto que no requieren de suministro de energía eléctrica, repuestos, reparaciones de piezas y equipos, entre otras cosas, lo cual reduce ostensiblemente los costos de mantenimiento y operación. Existen otros tipos de floculadores hidráulicos (e.g., Cox, Alabama), de uso importante, al menos en Colombia, los cuales se explicarán más adelante. También hay algunos, todavía en etapa experimental (e.g., helicoidal, medio granular), que no se incluyen aquí por cuanto se escapan del alcance de este libro. Otra de las grandes ventajas es que los floculadores hidráulicos (en especial los de tabiques) no presentan cortocircuitos, razón por la cual el tiempo de retención real es prácticamente idéntico al nominal y el periodo óptimo obtenido en los ensayos de tratabi-

lidad o en las pruebas de jarras puede trasladarse con mismo valor a la unidad real o viceversa. En los floculadores mecánicos se induce la mezcla lenta en el agua mediante el movimiento de unas paletas ancladas a un motor, cuyo eje puede ser vertical u horizontal. En estos casos se recomienda que el motor que induce el movimiento rotacional en el agua tenga control de velocidad, de manera que puedan hacerse ajustes en el gradiente de mezcla, según el caudal de trabajo de la potabilizadora o acorde con las necesidades demandadas en caso de que se presenten cambios imprevistos en la calidad del agua durante el periodo de diseño. Entre las desventajas de los floculadores mecánicos están los elevados gastos energéticos y sus consecuentes costos en operación y mantenimiento; mientras que su fortaleza radica en la facilidad para hacer control del gradiente de mezcla mediante cambios en la velocidad de giro de las paletas. Otro inconveniente y, quizá, el defecto más marcado de los floculadores mecánicos es que presentan muchos cortocircuitos que inciden en la eficiencia del proceso. Según Hudson y Wolfman (1967),

26. Es claro que si el caudal de trabajo de la potabilizadora varía, variará la velocidad de flujo en el floculador y, por tanto, el gradiente de mezcla y el tiempo de retención hidráulica.

131

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

cortos ya que puede ocurrir que no se alcance a formar un floc de buen tamaño y peso.

una parte del agua sin una buena formación de flóculos abandona las cámaras de mezcla con demasiada prontitud, mientras que otra parte puede quedar retenida por periodos de tiempo excesivamente largos (Arboleda Valencia, Teoría y práctica de la purificación del agua, 2000).

d. La floculación es indispensable, especialmente en aguas coloreadas y turbias. e. Se ha demostrado que la eficiencia del proceso es mayor, en el floculador, si se tienen 2 o 3 gradientes decrecientes a lo largo de la unidad, en vez de un único gradiente de mezcla.

8.2 CONSIDERACIONES GENERALES PARA EL DISEÑO DE FLOCULADORES a. El número de colisiones o tasa de encuentro entre coloides desestabilizados es dependiente del gradiente de mezcla generado. Dicho de otra forma: la efectividad en la formación del floc dependerá del gradiente o de los gradientes usados en la mezcla lenta.

f. Los gradientes óptimos de mezcla oscilan entre 20 y 60 s-1. g. Para los floculadores mecánicos, generalmente se usan tres compartimientos (cada uno con un gradiente distinto) separados por pantallas perforadas que mejoren las condiciones de flujo a pistón y eviten cortos circuitos.

b. Los tiempos de mezcla lenta no deben ser muy largos ya que pueden causar, entre otros: rotura del floc preformado, flóculos de sedimentación pobre o sedimentación de los flóculos en el floculador; esto último debe evitarse ya que no es simple la limpieza de estas unidades y aún menos en las hidráulicas.

h. Aunque algunos autores afirman que los floculadores mecánicos de eje horizontal proporcionan flocs más grandes y pesados que las unidades de eje vertical, las cuales forman flocs pequeños aunque resistentes a fuerzas cortantes, el autor no ha encontrado evidencia

c. Los tiempos de mezcla lenta no deben ser tampoco muy

132

Potabilización Del Agua

científica de tal afirmación, por lo que se requieren mayores estudios. i. En algunos casos, aguas de difícil tratamiento y que dan origen a flocs débiles podrían manejar gradientes tan bajos como 5 s-1; si, por el contrario, los flocs preformados son resistentes (según pruebas de jarras), se podrían manejar gradientes hasta de 100 s-1. j. Una vez que el floc se forme en el floculador, el flujo de agua que lo contiene no debe ser sometido a cambios bruscos de dirección, caídas, pasos restringidos, entradas a tuberías u otras situaciones que incrementen su velocidad o generen turbulencia, con el fin de evitar su rotura; de lo contrario, todo el proceso se perdería. k. Los tiempos de retención hidráulica en el tanque floculador, generalmente varían entre 10 y 40 minutos y dependerán de la temperatura del agua y del tipo de floculador. Frecuentemente, en climas cálidos (>20 °C) se usan tiempos

entre 10 y 20 minutos, mientras que, en climas fríos ( Bacterias Gram-positivas > Bacterias esporuladas > Virus bacteriófagos > Virus animales > Quistes de protozoos

• Tipo y concentración de los organismos que deben destruirse.

Siendo más sensibles, por lo tanto, las bacterias Gram-negativas y

284

Potabilización Del Agua

más resistentes (o menos vulnerables), los quistes de protozoos. Obviamente que a mayor concentración de organismos se requerirá una concentración mayor de desinfectante. Se requerirán, también, dosis mayores cuando la turbiedad o el color residuales son también mayores, con el agravante de que se pueden presentar subproductos de desinfección cancerígenos, como se explicó en el numeral 1.3.1, “Características organolépticas y físicas”. Por esta razón, el agua que será desinfectada debe tener los más bajos niveles de turbiedad y color posibles (deseable: turbiedad por debajo de 0,5 UNT y color por debajo de 5 UPC). Esto sólo se logra con una correcta operación y control preciso de los procesos de clarificación.

11.1.2 TIPO, CONCENTRACIÓN Y TIEMPO DE CONTACTO DEL DESINFECTANTE La destrucción de una especie de microorganismos bajo unas condiciones dadas es proporcional al tipo de desinfectante, a su concentración y a su tiempo de contacto. Por ejemplo, para cierto tipo de desinfectante, una concentración baja con un tiempo de contacto

285

largo puede ser tan efectiva como una alta concentración y un tiempo de contacto menor. La medida de eficacia de un desinfectante viene dada por la constante “K” que relaciona la concentración y el tiempo de contacto necesario de un desinfectante para inactivar el 99% de una población microbiana o viral determinada.

Donde, K

Constante de velocidad de reacción (s-1) C Concentración del desinfectante (mg/L) t Tiempo de contacto necesario para la inactivación del 99% de la población de organismos (s)

11.1.3 CARACTERÍSTICAS DEL AGUA Las características del agua tienen una influencia considerable en el proceso de desinfección. Si existe mucha materia en suspensión (turbiedad), los organismos pueden ocultarse entre estas partículas dificultando la accesibilidad del desinfectante y, por ende, disminuyendo su efectividad. En este caso, y en razón a

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

Research Council), se consideran adecuados para la desinfección de aguas de consumo público los siguientes compuestos oxidantes:

que los desinfectantes suelen ser sustancias oxidantes, buena parte de éstos se consumirán en la oxidación de la materia orgánica y, por consiguiente, se disminuirá la cantidad disponible para la destrucción de los organismos. El pH incide en la transformación de subcompuestos desinfectantes que pueden tener mayor o menor capacidad germicida. En el caso del cloro, pH bajos incrementan la concentración del ácido hipocloroso, el cual es más efectivo que el ión hipoclorito, cuya forma predomina a pH altos.

• • •

Cloro Dióxido de Cloro Ozono

Y en cuanto a métodos físicos, recomienda la Radiación UV, pero hace hincapié en la dificultad de mantenimiento de las instalaciones y en la ausencia de un efecto residual.

11.3 ELECCIÓN DEL DESINFECTANTE

La temperatura tiene una marcada influencia: entre más alta sea, mayor será el índice de destrucción microbiana; sin embargo, esta condición se ve contrarrestada por la inestabilidad de la mayoría de los desinfectantes a temperaturas altas (e.g., pérdida de cloro hacia la atmósfera).

La selección del método o tipo de sustancia a emplear en el proceso de desinfección debe estar fundamentada en los siguientes aspectos: • Capacidad de destrucción de patógenos • Posibilidad de seguimiento preciso • Actuación sobre los caracteres organolépticos del agua • Que no proporcione mal sabor al agua • Facilidades de obtención y uso • Precio • Que no sea tóxico o peligroso para la salud a los niveles requeridos

11.2 TIPOS DE DESINFECTANTES MÁS EMPLEADOS Además de lo expuesto en la sección 4.3 “Oxidación química”, según el informe del Servicio de Salud Pública del Consejo Nacional de Investigación Científica de los Estados Unidos (NCR - National

286

Potabilización Del Agua

11.4 CAPACIDAD DESTRUCTIVA DE LOS COMPUESTOS OXIDANTES Si bien, la efectividad de una u otra sustancia depende del tipo de patógenos que se quieran eliminar, en términos generales, estos compuestos oxidantes se podrían organizar, según su capacidad germicida, de la siguiente manera: O3 (ozono) > HOCl (ácido hipocloroso) > ClO2 (dióxido de

cloro) > OCl- (ión hipoclorito) > NHCl2 (dicloramina) > NH2Cl (monocloramina)

La efectividad sobre diferentes tipos de organismos y el efecto residual en el sistema de suministro para los tipos de desinfectantes más comunes, se exponen en la Tabla 54, publicada en el Handbook of Public Water Systems.

Tabla 54. Efectividad de los desinfectantes más comunes en potabilización (HDR Engineering Inc., 2002). Agente desinfectante

Eficacia como biocida para distintos grupos de organismos

Efecto residual en el sistema

Bacterias

Virus

Quistes de protozoos

Ácido hipocloroso (HOCl)

Excelente

Excelente

Moderada

Bueno

Ión hipoclorito (OCl-)

Bueno

Moderado

Sin datos

Bueno

Ozono (O3)

Excelente

Excelente

Excelente

Inexistente

Dióxido de Cloro (ClO2)

Excelente

Excelente

Sin datos

Bueno

Moderado

Bajo

Bajo

Excelente

Cloraminas (NHCl2 y NH2Cl)

11.5 CLORACIÓN La cloración es el proceso de desinfección más usado en el mundo para la potabilización del agua.

287

El cloro, además de poseer un gran poder germicida, interviene en la oxidación de sustancias orgánicas e inorgánicas que comunican sabor y olor al agua.

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

El cloro generalmente se presenta de tres formas:

11.5.1 MECANISMO DE ACCIÓN DEL CLORO

• Gaseoso (Cl2): Es un gas amarillo-verdoso con una concentración del 100% de sustancia activa. Viene en balas o tanques de acero de 68 a 900 kg. Se usa en plantas grandes y requiere de instalaciones apropiadas y equipo de dosificación. • Hipoclorito de Sodio (NaOCl): Es un líquido transparente amarillo-ámbar con un 13%, aproximadamente, de sustancia activa. Se presenta en canecas plásticas de 0,5 a 55 Galones. Se usa más en instalaciones de bajo caudal y su dosificación se hace mediante pequeñas bombas dosificadoras. • Hipoclorito de Calcio, HTH, Perclorón (Ca(OCl)2): Es un sólido granulado o polvo de color blanco. Viene presentado en tambores plásticos con una concentración del 30% al 70% de sustancia activa. Se usa por lo general en potabilizadoras de bajo caudal y su dosificación se hace mediante pequeñas bombas dosificadoras luego de haber preparado la solución. Uno de los mayores inconvenientes es que la solución tiende a sedimentarse, por lo que se requiere algún mecanismo para agitarla en forma permanente.

El poder desinfectante del cloro y sus compuestos, radica en su capacidad de oxidación. El cloro en cualquiera de sus formas reacciona con el agua para formar Ácido Hipocloroso (HOCl) que tiene alto potencial de oxido-reducción y por consiguiente, mayor poder de destrucción de patógenos y organismos molestos. Las reacciones de formación son las siguientes:

En un agua a 20 °C y con valores de pH menores a 5, todo el cloro activo se encuentra en forma de ácido hipocloroso; a medida que el pH aumenta, éste empieza a disociarse así:

A pH 7,5 existe un 50% de compuesto de ácido hipocloroso y la otra mitad de ión hipoclorito. Mientras que a un pH 9,5, se presenta exclusivamente éste último, el cual es menos efectivo (Gráfica 2). El cloro penetra la membrana plasmática de los organismos y

288

Potabilización Del Agua

oxida la enzima succinato deshidrogenasa que es fundamental en el ciclo de Krebs, deteniendo los mecanismos de obtención de energía. En el caso de los virus, algunos estudios parecen indicar que el cloro oxida de forma directa a los ácidos nucleicos. No obstante, el mecanismo de destrucción del cloro sobre los

pH

Temperatura (°C)

Desinfectante empleado

virus no se ha determinado con certeza. El tiempo mínimo de contacto suele ser de 30 min, pero debe establecerse a partir de ensayos de inactivación conforme el tipo de desinfectante y organismo a destruir. Por ejemplo, para la destrucción del patógeno de origen fecal E. coli:

C*t Concentración (mg/L) * tiempo de contacto (min)

6

5

Ácido hipocloroso

0,04

10

5

Ión hipoclorito

0,92

4,5

15

Dicloramina

5,5

9

15

Monocloramina

64,0

9

5

Monocloramina

175,0

11.5.2 DINÁMICA DE REACCIÓN DEL CLORO La Ilustración 69, corresponde a una gráfica de cloración a punto de quiebre y representa lo que ocurre con el cloro cuando se aplica en un agua y reacciona con las sustancias orgánicas e inorgánicas que contiene. Inicialmente, se presenta una fase de destrucción de sustancias inor-

289

gánicas (principalmente Hierro, Manganeso, Azufre y Nitritos), en donde toda la dosis aplicada se consume. Aquí no se presenta elevación alguna del cloro medido sobre las ordenadas. En el primer sector de la curva (A-B) se presenta la reacción con compuestos orgánicos en donde el cloro es reducido a cloruros que forman compuestos sin acción germicida que pueden transmitir olor

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

y sabor al agua. También se forman las cloraminas por reacción del cloro con el amoniaco y compuestos orgánicos de nitrógeno; estas cloraminas poseen poder germicida y son persistentes en el tiempo; el cloro en este tramo se conoce como “CLORO RESIDUAL COMBINADO” (CRC).

denominado “PUNTO DE QUIEBRE”, “PUNTO DE RUPTURA” o “BREAK POINT”, en inglés. La cantidad de cloro necesaria para llegar al punto de quiebre se denomina “DEMANDA DE CLORO”. En el tercer sector (del punto C en adelante), el cloro ya no tiene sustancias con qué combinarse; queda libre y empieza entonces a aumentar su nivel de concentración residual en el agua. Este cloro se conoce como “CLORO LIBRE RESIDUAL” (CLR) y está formado por Ácido Hipocloroso y Ión Hipoclorito en proporciones que dependerán del pH del agua.

En el segundo sector (Tramo B-C), el declive de la curva se produce porque, a medida que la concentración aumenta, se destruyen las cloraminas, transformándose en nitrógeno gaseoso, óxido nitroso, agua y el cloro libre combinado se reduce nuevamente a cloruros hasta un mínimo de la curva,

Ilustración 69. Dinámica de reacción del cloro.

290

Potabilización Del Agua

La eliminación de los organismos patógenos (bacterias, virus y protozoos) que logran escapar de la línea de tratamiento, mediante la aplicación en el agua de agentes oxidantes, posterior a la etapa de filtración, es función del tiempo de exposición al agente desinfectante, llamado tiempo de contacto, y de la dosis del desinfectante. Esto puede expresarse de la siguiente manera, según la Ley de Chick: [11.1]

La eficiencia de la desinfección, en términos de la mortalidad de los microorganismos patógenos, puede ser expresada en términos de porcentaje, así: [11.3]

Por lo tanto, la Ecuación 11.2 (para cloro) podría ser transformada, considerando el porcentaje de mortalidad (o la eficiencia de desinfección), así: [11.4]

Donde, t k No Nt

Tiempo de contacto (en segundos) Constante de velocidad de reacción Número inicial de microorganismos Número de microorganismos capaces de sobrevivir al contacto (viables) en un tiempo t.

Para el cloro, que es el desinfectante más usado por su economía y eficiencia, esta relación es: [11.2]

Dado que no es fácil determinar a priori el valor de la constante de reacción K, la ley de Chick tiene utilidad en la evaluación del comportamiento de un proceso de desinfección en donde se conocen Nt y No y se quiere calcular la constante de velocidad de reacción.

EJEMPLO 11.1 Calcule el tiempo mínimo de contacto requerido para desinfectar un volumen de agua con cloro,

291

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

de sodio - líquido) y manejo (no requiere de diluir y mantener la dilución como en el caso del hipoclorito de calcio). Por esta razón, se ahondará más en la aplicación del cloro gaseoso.

a una concentración de cloro residual combinado de 1,4 mg/L para una mortalidad del 99%, asumiendo un k = 1,6 x 10-5.

SOLUCIÓN: Aplicando la Ecuación 11.4:

11.5.3.1 APLICACIÓN DE CLORO GASEOSO En la aplicación del cloro gaseoso, el cilindro o la bala de cloro se conecta a un inyector, eyector o múltiple difusor. El flujo de cloro se controla mediante un rotámetro y se suele mantener el cilindro de cloro (asegurado al piso o a la pared para evitar su caída accidental o desplazamiento) sobre una báscula que permite controlar la cantidad de cloro usada diariamente, es decir, su gasto.

11.5.3 SISTEMAS DE APLICACIÓN El cloro puede aplicarse en forma líquida o gaseosa. No obstante, aun en pequeñas potabilizadoras, se prefiere el uso de cloro gaseoso por su facilidad de transporte (para una misma dosis, ocupa menor volumen que el hipoclorito

Foto 74. Sistema de dosificación de cloro. Sobre la bala de cloro se aprecia el controlador del rotámetro y, bajo ésta, la báscula.

292

Potabilización Del Agua

El operador controla diariamente el gasto por pérdida de peso registrada en la báscula y la dosis aplicada varias veces al día, ajustando la salida del gas mediante el control del rotámetro. En razón a que el cloro gaseoso es altamente corrosivo, con pH entre 2 y 4 unidades, debe ser transportado hasta el punto de aplicación mediante tuberías de acero inoxidable o PVC, en donde se hallará el sistema de difusión. Los difusores se pueden ubicar en tuberías o en canales

y tanques abiertos. En el primer caso, el inyector se introduce hasta el eje de la tubería principal del agua filtrada, en donde también se puede disponer de un estrechamiento tipo Venturi, el cual permite una mezcla rápida del gas con el agua. La difusión total del cloro en el agua, en el interior de la tubería, se consigue a una distancia no mayor a 10 diámetros; para canales o tanques abiertos, se disponen los inyectores de manera análoga a lo largo del canal o a la entrada del tanque de contacto.

Foto 75. Cuarto de almacenamiento de cloro.

293

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

Los principales elementos y recomendaciones para el diseño de un sistema de dosificación de cloro gaseoso, según White, son los siguientes (White, 1972):

a temperatura ambiente y descarga a presión atmosférica. e. Para el control de la dosificación de cloro, debe proveerse de una báscula apropiada para el tipo y cantidad de cilindros.

a. La capacidad del clorador debe ser la suficiente para proveer un cloro libre residual de, al menos, 2 mg/L en el agua, con un tiempo de contacto de 30 minutos, para caudal máximo y para la demanda máxima de cloro prevista (Committee of the Great Lakes, Upper Mississippi River Board of State Sanitary Engineers, 1976).

f. La distancia entre el cilindro de cloro y el inyector o difusor debe ser lo más corta posible para evitar la relicuefacción del gas. g. La temperatura mínima en el cuarto de cloro debe ser de 10 °C. Por debajo de dicha temperatura el flujo será crítico y deberán aislarse térmicamente los cilindros de cloro.

b. Se debe contar con una unidad de cloración de reserva que garantice el suministro continuo de la dosis apropiada para alcanzar una desinfección efectiva (Committee of the Great Lakes, Upper Mississippi River Board of State Sanitary Engineers, 1976).

h. A temperatura ambiente, la tasa máxima de extracción de cloro de cilindros de 1 tonelada es de 180 kg/d. Si la tasa es mayor de 680 kg/d se recomienda la extracción de cloro líquido y el uso de un evaporador.

c. Los cilindros de cloro deben estar protegidos de la incidencia directa de la luz solar.

i. Todas las tuberías, válvulas y materiales asociados al manejo del cloro deben satisfacer las normas del Instituto de Cloro.

d. La tasa máxima de extracción de cloro de un cilindro de 150 lb (68 kg) es de unos 16 kg/d

294

Potabilización Del Agua

Ilustración 70. Esquema de un sistema de cloración de cloro gaseoso. Imagen tomada de: http://water.me.vccs.edu/concepts/chlorinator3.gif, modificada por el autor.

Foto 76. Cuarto de cloro para grandes instalaciones. Los cilindros son movidos por un puente grúa.

En estaciones de cloración grandes, suelen usarse evaporadores que permiten extraer cloro líquido, en vez de gas, de los cilindros. Esto permite la disminución

295

de los cilindros en servicio y se evita la relicuefacción del cloro en las líneas de conducción. Estos evaporadores son tanques en baño maría, a 70-75 °C, lo que

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

la distribución del desinfectante en toda la masa de agua y en el menor tiempo posible. Este sistema de mezcla debe ser análogo al empleado para la coagulación.

logra que el cloro pase de estado líquido a gaseoso, para llevarlo así a los cloradores.

11.5.3.2 APLICACIÓN DE CLORO LÍQUIDO

Para evitar la producción de humos de cloro, en canales o tanques abiertos, debe buscarse una profundidad mínima de 1,5 m de agua sobre la salida del cloro.

Al igual que en la aplicación del cloro gaseoso, la solución de cloro debe aplicarse en un punto de alta turbulencia que asegure

Ilustración 71. Sistemas de cloración para cloro líquido. Tomado de Teoría y Práctica de la Purificación del Agua, J. Arboleda Valencia. Tercera Edición.

En estos sistemas, se debe tener en cuenta el tamaño de las tuberías de

alimentación, siguiendo los criterios expuestos en la Tabla 55.

296

Potabilización Del Agua

Tabla 55. Diámetro de las tuberías para el flujo de cloro líquido (Romero Rojas, Purificación del agua, 2000) Flujo máximo de cloro líquido (kg/d) Diámetro en pulgadas

Longitud de tubería < 150m

Longitud de tubería entre 150 y 450 m

¾

10,9

7,7

1

21,8

15,3

1,25

45,4

32,7

1,5

76,3

52,2

Ilustración 72. Difusor de solución de cloro. Tomado de Purificación del Agua, J. A. Romero Rojas (2002).

Ilustración 73. Difusor de solución de cloro para canales abiertos. Tomado de Purificación del Agua, J. A. Romero Rojas (2002).

297

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

Ilustración 74. Estación de cloración. Tomado de Teoría y Práctica de la Purificación del Agua, J. Arboleda Valencia. Tercera Edición.

11.5.4 ESTACIONES DE CLORACIÓN

c. Punto de aplicación del desinfectante.

En la cloración del agua se destacan 3 aspectos fundamentales:

La capacidad, en kg/d, que debe tener la estación de cloración puede calcularse de la siguiente manera:

a. Almacenamiento de cloro. b. Sistemas de medición y control. c. Sistema de inyección.

[11.5]

La capacidad de las estaciones de cloración dependerán de:

Donde, Q Caudal de diseño de la potabilizadora (m3/d) C Dosis promedio de cloro (mg/L)

a. Demanda de cloro en el agua. b. Dosis a aplicar para asegurar la desinfección.

298

Potabilización Del Agua

Una sala de cloración bien diseñada debería incluir: a. Área de cargue y descargue, que permita el ingreso y las maniobras de vehículos pesados. b. Área de almacenamiento de cilindros. c. Área de pesaje de los cilindros. d. Área de evaporadores. e. Cuarto de cloradores.

EJEMPLO 11.2 Se quiere diseñar una estación de cloración para una potabilizadora que trabaja con 1 m3/s (86.400 m3/d). Se ha calculado una dosis de aplicación de 2,5 mg/L que asegura un residual suficiente en la red de distribución. Calcular la capacidad del equipo clorador.

SOLUCIÓN: Aplicando la Ecuación 11.5:

a. Los cuartos de cloro deben ser abiertos y con ventilación, tanto por la parte baja como por la parte superior. El cloro, al ser más denso que el aire, se desplazará a la parte baja (en donde debería ir un extractor) y será evacuado por las corrientes de aire que ingresan desde la parte alta (dotada con un ventilador). b. No mover los cilindros sin su caperuza protectora (cilindros de 50 y 75 kg). c. Evitar la exposición directa al sol. d. No encender llamas cerca de los cilindros. e. Amarrar los cilindros al piso o a la pared durante su servicio, evitando así que se caigan y golpeen (cilindros de 50 y 75 kg). f. Evitar temperaturas en el cuarto de cloración, más bajas que 10 °C porque se dificulta la extracción del cloro.

11.5.4.1 MEDIDAS DE SEGURIDAD Para el manejo y transporte de los cilindros de cloro se deben tener en cuenta los siguientes puntos:

299

g. Las tareas de cambio de los cilindros debe ser realizada entre dos personas. Uno realiza la operación y el otro tendrá, cerca de las válvulas del

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

cilindro, una botella abierta de amoniaco, la cual reaccionará con el cloro, formando una pequeña nube de gas de color blanco que indicará indefectiblemente una fuga peligrosa de gas.

operadores y dirigirse a una zona alta. Emprender el procedimiento consignado en el plan de contingencias.

11.6 CONEXIÓN ENTRE LOS FILTROS Y LA ETAPA DE CLORACIÓN

h. Estas tareas de manipulación deben llevarse a cabo con máscaras protectoras.

Estas conexiones dependen del tipo de clorador y mecanismo de mezcla que se proyecte. En cualquier caso, deben disponerse las mejores condiciones hidráulicas para conseguir la mejor conexión, manteniendo las condiciones óptimas de cloración.

i. Si una fuga no puede repararse con inmediatez, lo mejor será abandonar el cuarto, dar aviso a todos los

300

Potabilización Del Agua

TRATAMIENTO DE LOS LODOS GENERADOS EN LA POTABILIZACIÓN

E

l lodo, como producto residual de los procesos de potabilización, es una combinación de sustancias orgánicas (e.g., compuestos derivados de la descomposición vegetal que le otorgan color al agua, plancton, microorganismos) e inorgánicas (e.g., arcillas que le confieren turbiedad al agua, minerales, hidróxidos de aluminio o hierro derivados de las sales coagulantes, hidróxidos de calcio, polímeros, carbón activado, compuestos añadidos durante el tratamiento).

antes de iniciar el diseño de un tratamiento de lodos, es preciso realizar análisis de laboratorio que permitan determinar el volumen de lodos sedimentables, su masa, su grado de hidratación y de compactación, así como sus características fisicoquímicas y microbiológicas. Estas pruebas deben ejecutarse varias veces de manera que se logre abarcar todo el rango de variabilidad de calidad esperada en el agua para un año hidrológico.

Dado que todas las aguas son diferentes en sus características, no es posible predecir los componentes que van a ser encontrados en los lodos, así como tampoco su volumen o peso. Por esta razón,

En una potabilizadora, los lodos provienen de dos operaciones, a saber: sedimentación y filtración. En el primer caso, se tienen lodos muy concentrados de alta densidad de sólidos; en el segundo

301

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

caso, las aguas del lavado de los filtros tienen cargas de sólidos muy pequeñas (comparadas con la del drenaje de los sedimentadores) y muy diluidas en un volumen considerablemente grande de agua. Por esta razón y por economía, generalmente, las aguas originadas de los retrolavados son arrojadas directamente y sin tratamiento a una fuente hídrica, cuando las autoridades ambientales así lo permiten; esto es algo que no está aún bien resuelto a nivel normativo.

que se conozcan los tiempos de carrera de los filtros y su secuencia de lavados, calcular este volumen resulta mucho más preciso al hacer un balance de masas muy similar al que se usa para diseñar los tanques de igualación para las aguas residuales industriales. En caso de no poder determinar con mediana precisión estas dinámicas, se calculará con un volumen mínimo suficiente para almacenar el flujo de las aguas de lavado de 2 filtros durante 15 minutos; es decir, un flujo equivalente a 30 minutos de lavado a carga máxima y el caudal de descarga de lodos de uno de los sedimentadores durante esa misma media hora. A este volumen se le restará el que es trasegado por el sistema de bombeo hacia los espesadores durante este mismo lapso de tiempo.

El tratamiento de los lodos de las potabilizadoras tiene, básicamente, cuatro etapas: 1. 2. 3. 4.

Igualación. Espesamiento. Secado o deshidratación. Disposición final.

12.1 IGUALACIÓN Se realiza en un depósito que tiene como función recibir el flujo intermitente (lavado de un filtro o apertura de la válvula de fondo de un sedimentador) proveniente de los drenajes de la potabilizadora, de manera que pueda alimentar a los espesadores de forma continua con un flujo estable. Este depósito será de gran volumen si también debe recibir las aguas de retrolavado de los filtros. En el caso en

12.2 ESPESAMIENTO Usualmente se lleva a cabo en tanques circulares que cuentan con un puente giratorio adosado a una estructura en su fondo, que rota lentamente agitando los sólidos y eliminando los espacios entre ellos, de manera que se van compactando para ser posteriormente extraídos hacia el sistema de secado o deshidratación, mientras que, en el sobrenadante,

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Potabilización Del Agua

queda un líquido clarificado que puede ser vertido en una fuente hídrica si las autoridades ambientales lo permiten; de lo contrario, podrán descargarse en el inicio (cabeza) del proceso de potabilización, antes de la mezcla rápida, lo cual podría mejorar el proceso de floculación al incrementar la cantidad de coloides y, por consiguiente, la oportunidad de contacto entre ellos. El espesamiento puede mejorarse aplicando polímeros en dosis de

hasta 20 mg/L o con cal, entre 20 a 40 mg/L, y con una o dos horas de retención en los espesadores; con esto puede conseguirse una compactación de hasta el 70%. Actualmente se encuentran en el mercado equipos modernos de secado capaces de manejar los flujos altamente hidratados que son desechados en una potabilizadora. Dependiendo de las características de estos equipos y de los lodos extraídos, se podría prescindir de los espesadores.

Foto 77. Espesadores para tratamiento de lodos. Potabilizadora El Dorado. Bogotá D.C., Colombia.

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William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

12.3 SECADO O DESHIDRATACIÓN

Este secado también puede hacerse con dispositivos mecánicos que se ofrecen de diversas características y tamaños en el mercado. Los más conocidos son los filtros prensa de banda o de placas; éstos últimos están conformados por marcos provistos de telas porosas que, a manera de acordeón, comprimen los lodos eliminando el exceso del agua. Aunque éstos ocupan mucho menos espacio, pueden fallar, lo cual los hace menos confiables.

Esta etapa puede hacerse a través de un lecho de secado, extendiendo el lodo extraído de los espesadores sobre placas porosas tendidas encima de gravas, a manera de drenaje (algunos fabricantes lo ofrecen con un sistema de vacío que acelera el proceso), y en un área cubierta (para evitar que la lluvia estropee el secado). Este método es muy sencillo y económico, pero demanda grandes extensiones de terreno. Una vez secos, los lodos parcialmente deshidratados se recogen con un cargador y se llevan en volquetas al sitio de disposición final.

El líquido extraído de esta etapa puede disponerse en una fuente hídrica, si las autoridades ambientales lo permiten; de lo contrario, deben ser llevados al tanque de igualación o al espesador.

Foto 78. Detalle de una placa porosa con soporte de grava, usada para el secado de lodos. Potabilizadora El Dorado. Bogotá D.C., Colombia.

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Potabilización Del Agua

Foto 79. Filtro prensa de placas. Imagen tomada de http://www.gruptefsa.com

Foto 80. Filtro prensa de banda. Imagen tomada de http://www.johnsonscreens.com

12.4 DISPOSICIÓN FINAL Huelga advertir que la recirculación de los flujos de lavado puede concentrar metales y otras sustancias presentes en las aguas crudas. Así mismo, puede provocar una disminución en la eficiencia del proceso de coagulación, de manera que lo mejor es hacer estudios piloto antes de tomar alguna decisión.

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La torta de sólidos que se obtiene al final del proceso de secado o deshidratación, puede ser llevada a un relleno sanitario. Se ha intentado darle uso a estos sólidos sin mucho éxito; incluso, como mejorador de suelos, los resultados han sido contradictorios, dependiendo de la concentración de hierro o aluminio presente.

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ERRORES MÁS FRECUENTES DE DISEÑO Y OPERACIÓN

A

partir de una evaluación efectuada en varias plantas pequeñas en Colombia, realizada por este autor, se encontraron una serie de errores frecuentes en el diseño y en la operación de estas instalaciones. Para esta evaluación, se hicieron inspecciones visuales exhaustivas a cada una de las potabilizadoras, se revisaron los planos y las memorias de cálculo de las instalaciones, se recolectaron los datos de operación y eficiencia de las unidades y se pusieron a prueba las habilidades de los operarios.

medidor de alcalinidad y pH-metro) para el control de la calidad del agua; que el 70% de las potabilizadoras evaluadas estaban definitivamente mal operadas, tanto por falta de capacitación e idoneidad en los operarios, como por falta de equipos para control de la calidad del agua. Así mismo, encontró que la totalidad de las potabilizadoras visitadas tienen problemas de diseño, de las cuales, el 80% de ellas suman 3 o más fallas, especialmente de tipo hidráulico.

13.1 ERRORES EN EL DISEÑO

Lozano-Rivas (2005) encontró, en una muestra evaluada, que sólo un 62% de las potabilizadoras cuentan con equipos mínimos (prueba de jarras, colorímetro, turbidímetro, medidor de cloro,

Estos obedecen esencialmente a: • Turbaciones de flujo por mala comunicación entre las unidades (contracciones, turbulencias, caídas, resaltos, etc.).

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Potabilización Del Agua

• Distribución inequitativa de caudales por mal diseño en las estructuras de reparto (especialmente a la entrada de sedimentadores y de filtros). • Lavados ineficientes de las unidades de filtración; especialmente, en baterías de retrolavado mutuo, por bajos valores de carga hidráulica. • Floculación ineficiente por fallas de diseño en unidades tipo Cox (la simplicidad en su diseño parece causar negligencia en la verificación de su funcionamiento hidráulico). • Uso de canaletas Parshall construidas in situ, que no aforan ni mezclan bien. • Recolección inequitativa de flujo en los vertederos usados a la salida de los sedimentadores.

13.1.1 DOSIFICADORES Se suelen aplicar las sustancias químicas antes del punto de máxima turbulencia y no en el punto justo. Se ha demostrado que, si se aplican las sustancias químicas en puntos diferentes al de máxima turbulencia, se requieren mayores dosis para obtener el mismo resultado en floculación.

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Debe procurarse que la turbulencia generada por la estructura de mezcla rápida (usualmente vertederos) se presente en todo el ancho del canal y no en un solo sector. En coherencia con lo anterior, la aplicación de las sustancias químicas deberá efectuarse de manera homogénea, también en todo el ancho y no en un sólo punto, con el fin de evitar que se presenten zonas de poca mezcla, con desperdicio de coagulante.

13.1.2 MEZCLADORES RÁPIDOS Es muy frecuente encontrar canaletas Parshall construidas in situ (en concreto). Estas canaletas son malos mezcladores y malos aforadores, en especial, cuando no se tiene una cámara de aquietamiento a la entrada de la potabilizadora, lo que provoca inestabilidad del flujo en algunas condiciones de presión. Debe tenerse en cuenta que los rangos de selección de las canaletas Parshall que aparecen en los manuales de los fabricantes, obedecen únicamente a su capacidad de medida de caudal y no a su facultad para lograr gradientes de mezcla apropiados.

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Foto 81. Canaleta Parshall en concreto. No se presenta turbulencia en la garganta pero sí a la salida de la canaleta; en ese punto debería aplicarse el coagulante.

13.1.3 FLOCULADORES

movimientos sinuosos que minimicen los cortocircuitos.

Uno de los errores más frecuentes, en los floculadores mecánicos, son los cortocircuitos generados por interconexiones deficientes entre cámaras. La mejor manera de corregir este problema es usando paredes difusoras (con orificios) o, en el caso de floculadores mecánicos de eje vertical, se pueden hacer estas conexiones mediante ventanas u orificios intercalados (arriba y abajo e izquierda y derecha) en las paredes de conexión, buscando

En cuanto a los gradientes, debe vigilarse que canales, ventanas, orificios, compuertas, tuberías y otras estructuras de conexión conserven el mismo gradiente precedente. Esto puede ser verificado usando la siguiente expresión general: [13.1]

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Potabilización Del Agua

Donde, G γ n Rh V

Donde,

Gradiente (s-1) Peso específico del agua (= 9800 N/m3) Coeficiente de rugosidad de Manning Radio hidráulico (m) Velocidad de flujo (m/s)

Para pasos en orificios, la expresión 13.1 puede transformarse en: [13.2]

D q

Diámetro del orificio (m) Caudal por orificio (m3/s)

13.1.4 SEDIMENTADORES Las fallas más frecuentes se presentan en las estructuras de entrada de estas unidades. Se usan canales de conexión entre floculadores y sedimentadores que, al no trabajar ahogados recargan las primeras unidades (al inicio del canal de reparto) y, al final, con la pérdida de carga en el canal y la disminución de flujo, se presenta un ingreso notablemente menor de agua en la unidad del extremo opuesto.

Ilustración 75. Corte longitudinal de un canal de reparto. La unidad cuya entrada corresponde a la ventana del extremo derecho recibirá mayor caudal, mientras que la última (la del extremo izquierdo) trabajará con una carga inferior.

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Otra de las fallas frecuentes son los canales de recolección o vertederos que trabajan sumergidos o que no se encuentran nivelados a lo largo de la estructura;

esto motiva un ingreso mayor de agua clarificada por un solo punto del vertedero y genera cortocircuitos en los sedimentadores.

Ilustración 76. Esquema de un sedimentador de placas en un municipio de Cundinamarca. La entrada de ventana no permite un reparto homogéneo de flujo y crea una amplia zona muerta en el extremo opuesto del sedimentador. Adicionalmente, se instaló la válvula de purga de lodos en el costado contrario del tanque.

13.1.5 FILTROS

de bolas de barro (mud balls) en el interior del lecho filtrante. Esto se traduce, no sólo en un mal funcionamiento de la unidad, sino que, a mediano plazo, acaba cementando (endureciendo) el medio filtrante.

Se presentan fallas de lavado deficiente por carga insuficiente en el retrolavado (especialmente, en unidades de lavado mutuo). Así mismo, se presentan entradas de agua, con chorros únicos, que impactan directamente sobre el lecho filtrante y lo rompen.

No es recomendable agregar cal al agua, antes de hacerla pasar por los filtros, con el pretexto de reducir la corrosión en las tuberías y accesorios de las unidades de

Debe recordarse que los lavados insuficientes provocan la aparición

310

Potabilización Del Agua

filtración. Esta práctica da lugar a incrustaciones en el lecho, disminuye la calidad del efluente (aumenta turbiedad y color) e incrementa las trazas de aluminio residual. Suele ocurrir que se proyecten los filtros sin consideración de la

granulometría del lecho filtrante; esto puede conllevar a elegir velocidades de lavado que resultan deficientes para la correcta fluidización del lecho o que son excesivas, ocasionando una expansión mayor que conlleva a pérdida del material del lecho filtrante.

Foto 82. Retrolavado mutuo. El sistema de evacuación del agua de lavado no tiene capacidad suficiente para extraer las aguas de esta operación.

Estas situaciones ocasionan, a largo plazo, deficiencias en el funcionamiento del filtro, anulando su eficiencia y propiciando la aparición de grietas y bolas de barro. El no seleccionar adecuadamente la granulometría de los lechos en los filtros duales (e.g., arena y antracita) provoca la pérdida de la

311

antracita en los primeros lavados o la mezcla de ambos lechos al perderse la estratificación. A la salida de los filtros, el agua debe protegerse de la contaminación. Por esta razón, no debe quedar expuesta a la intemperie. Esta situación suele presentarse por la

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construcción de pesadas tapas de inspección en la zona de vertederos de salida, o en las de ingreso a los canales que conducen el agua

hacia la cloración, que invitan a los operadores a dejarlas abiertas con el fin de evitar levantarlas para hacer la inspección.

Foto 83. Canales de agua filtrada destapados (Cánepa de Vargas L., Batería de filtros de tasa declinante y lavado mutuo, 2013)

13.2 ERRORES EN LA OPERACIÓN

»»

Manejo de velocidades y tiempos en correspondencia con las características propias de la potabilizadora. • Nociones matemáticas »» Traslado de los valores, hallados en la prueba de jarras, a la operación de la potabilizadora.

Los operadores de las potabilizadoras fallan especialmente en: • Manejo de la prueba de jarras »» Preparación de la solución madre. »» Aplicación de las sustancias químicas. »» Determinación de la dosis óptima (uso de criterios de selección).

Adicionalmente, era repetitiva la carencia de equipos de laboratorio, reactivos o kits apropiados

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Potabilización Del Agua

para la determinación de la calidad del agua. En cuanto a los aspectos de seguridad industrial y salud ocupacional, los problemas más recurrentes fueron: • Almacenamiento inadecuado de las sustancias químicas (expuestas al sol, a la humedad, ausencia de estibas para evitar que se mantengan en contacto con el suelo). • Casetas de cloración mal construidas (sin aireación o con sistemas de aireación mal distribuidos). • Casetas de cloración con fallas de seguridad (ausencia de señalización, ubicadas en zonas altas, falta de extintores, ausencia de botellas de amoniaco para la detección de escapes de cloro). • Los operadores no cuentan con equipos de protección personal (guantes, careta, monogafas, peto, máscara de gases, entre otros). • No hay pasarelas ni barandas en los pasillos, entre las unidades de tratamiento (riesgo de caídas). • No hay equipo de comunicación (lo que es imprescindible en caso de emergencia); en ocasiones, ni siquiera se tiene disponible una línea telefónica.

313

• El operador permanece solo en las instalaciones, lo cual, en caso de accidente, impediría la atención médica oportuna. • La señalización es pobre o inexistente. • No se encuentran rotuladas las sustancias químicas ni los reactivos de laboratorio. • Se desconocen los peligros y las recomendaciones de manejo de estas sustancias.

13.2.1 DOSIFICACIÓN Y MEZCLA RÁPIDA Entre los errores más frecuentes relacionados con un floc de pobre sedimentabilidad, se encontraban: • Uso de un coagulante inadecuado (según el pH del agua o su valor de color). • Falta de corrección de una baja alcalinidad en el agua. • Inadecuada determinación de las dosis óptimas de las sustancias químicas coagulantes y ayudantes de floculación. • Inadecuada combinación de las sustancias químicas usadas. • Cálculo errado en el traslado de las dosis de sustancias químicas, obtenidas en la prueba de jarras, a su aplicación en la potabilizadora. • No se cuenta con un equipo de prueba de jarras.

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• Falta de habilidad en la calibración de los dosificadores. • No se realiza la aplicación de las sustancias en el punto exacto de máxima turbulencia. • No se verifica la calidad del floc formado a la salida del floculador53. • No se aplican sustancias químicas.

13.2.3 SEDIMENTACIÓN Los errores más frecuentemente, relacionados con un floc de pobre sedimentabilidad, resuspensión del floc decantado o problemas de evacuación de lodos, fueron: • Mantenimiento deficiente. • Tiempos excesivamente prolongados de retención de los lodos en la unidad; esto provoca la compactación de los mismos y dificulta su evacuación efectiva. Adicionalmente, puede presentarse digestión de la fracción orgánica de los lodos, con generación de gases que interfieren en la sedimentación del floc. • No se verifica la calidad del agua (ausencia de flocs) a la salida del sedimentador54.

13.2.2 FLOCULACIÓN Las fallas más reiteradas, en relación con un floc de pobre sedimentabilidad, fueron: • No se realiza mantenimiento periódico del floculador. • Se está aplicando un gradiente de velocidad muy alto o muy bajo (en los mecánicos). • No se controla el caudal de entrada a la potabilizadora. • No se hacen validaciones de las dosis de coagulante y coadyuvante (mediante una prueba de jarras) cuando la calidad del agua varía (e.g., durante eventos de lluvia en la cuenca abastecedora). • La prueba de jarras no está representando las condiciones reales de trabajo de la potabilizadora (gradientes y tiempos).

13.2.4 FILTRACIÓN Los problemas de operación en la filtración están asociados con una baja eficiencia del proceso, variación brusca en la pérdida de carga, carreras de filtración muy cortas, aire en los filtros, pérdida del medio filtrante, formación de bolas de barro y grietas, entre otros. Esto puede deberse a:

53. Esto suele hacerse de manera visual, tomando una muestra de agua en un frasco de vidrio transparente. 54. Esto suele hacerse de manera visual, tomando una muestra de agua en un frasco de vidrio transparente.

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Potabilización Del Agua

• Problemas de operación y mantenimiento de las unidades previas, empezando por dificultades en la aplicación de las dosis óptimas de coagulantes y ayudantes de floculación. • Inadecuado manejo de las válvulas del filtro durante el retrolavado (los poros del medio filtrante quedan con aire). • Una presión de retrolavado en ocasiones muy baja (no hay fluidificación del lecho, el filtro queda con mugre, se acortan las carreras y se pueden empezar a formar bolas de barro) y, otras veces, muy alta (pérdida del lecho filtrante). • Un tiempo de retrolavado insuficiente (el filtro queda con mugre, se acortan las carreras y se pueden empezar a formar bolas de barro). • Tiempos de carrera excesivamente prolongados. • Pérdidas de carga admitidas, excesivamente altas.

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13.2.5 CLORACIÓN Las dificultades para garantizar un nivel de cloro libre residual apropiado podrían deberse a: • No está calibrado el rotámetro del sistema de cloración. • No se chequean periódicamente los niveles de cloro en el tanque de almacenamiento. • No se determina, en el laboratorio, la dosis de cloro en la prueba de cloración al punto de quiebre. • No hay forma de medir el cloro residual. Adicionalmente, no se encontraron carteleras o afiches que incluyan instrucciones (procedimiento, secuencia, periodicidad, etc.) de los pasos de operación y/o de las labores de mantenimiento en las diferentes unidades. Esto se hace más necesario en cuanto la capacitación de los operarios es deficiente y, en ocasiones, nula.

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PRUEBAS DE JARRAS, ENSAYOS DE TRATABILIDAD Y PRUEBAS DE CAMPO: DATOS PARA EL DISEÑO Y EL CONTROL DE LA POTABILIZACIÓN

L

a selección de las unidades de tratamiento y sus valores de diseño dependerán siempre y únicamente, de las características (calidad) del agua cruda, incluyendo sus variaciones en el tiempo (inviernos y estíos en un año hidrológico) y de la calidad final deseada o determinada por el cumplimiento de una normativa. Un diseño fundamentado exclusivamente en los valores recomendados por la literatura o por las normas técnicas y que carezca del soporte de los resultados obtenidos en laboratorio, a través de las pruebas de tratabilidad, podrían acarrear

eficiencias terriblemente bajas y funcionamientos desastrosos en la planta potabilizadora. De esta manera, sólo los resultados obtenidos por unas pruebas de laboratorio correctamente desarrolladas podrán ofrecer garantías de altas eficiencias en las obras de purificación del agua. Los primeros ensayos de jarras fueron desarrollados por Langelier y por Baylis, en Estados Unidos, entre 1918 y 1921, de forma independiente (Black, Buswell, Eidsness, & Black, 1957). Los ensayos de jarras se efectúan en vasos de precipitados de sección

316

Potabilización Del Agua

circular (4 a 6 de éstos) con volúmenes entre 1 y 2 litros (más recientemente se están usando jarras de sección cuadrada de 2 litros de capacidad). El ensayo intenta emular las condiciones de tratamiento de la potabilizadora, con dos fases de mezcla (rápida y lenta) y una fase de reposo (sedimentación). Los equipos de pruebas de jarras constan de un agitador múltiple, con velocidad variable controlada, que puede crear turbulencia simultánea en todos los vasos o jarras. No obstante, los resultados de estos ensayos no pueden interpretarse siempre como análogos a los obtenidos en las unidades reales, siendo equiparables solamente en un 50% de los casos (Ockershausen, 1965); aunque es importante aclarar que, por ahora, no existe otro método mejor para evaluar dosis, tiempos y gradientes, entre otras variables de operación y diseño de las potabilizadoras. Las diferencias entre las jarras y las unidades reales se podrían explicar, en resumen, debido a que: • Las unidades reales funcionan a flujo continuo, mientras que las jarras funcionan intermitentes (tipo batch o bache). • La dosificación de químicos y el gradiente de mezcla puede ser mucho mejor controlado

317

en las jarras que en las unidades reales. • Las condiciones hidráulicas de mezcla son muy distintas en las jarras que en las unidades reales (debido a la escala y la forma de las jarras). Los ensayos de laboratorio (ensayos de tratabilidad), efectuados como pruebas de jarras, son indispensables y obligatorios para cada diseño y, posteriormente, en caso de que vayan a ser empleados nuevos procesos, modificaciones sustanciales a unidades o valores de diseño preexistentes y que no pueden ser analizados en laboratorio, deberá construirse una planta piloto o prototipo a escala, que permita evaluar estas nuevas condiciones. Los ensayos de tratabilidad se usan, especialmente, para: • Evaluar eficiencias de estos procesos. • Establecer el tipo de sustancias químicas que deben ser usadas para la coagulación del agua (con o sin ayuda de coadyuvantes de floculación). • Determinar la necesidad de uso de alcalinizantes que proporcionen un pH óptimo para los procesos de mezcla. • Determinar las dosis óptimas de los productos químicos.

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• Definir los parámetros óptimos de diseño, como tiempos de mezcla o retención (para floculación y sedimentación), y los gradientes de velocidad que deben ser empleados.

cloro y determinación del punto de quiebre y las isotermas de adsorción de los materiales adsorbentes usados (como el carbón activado).

14.1 REACTIVOS USADOS

Estas características deben ser determinadas para varias muestras tomadas en diferentes épocas del año hidrológico a efecto de evaluar todos los cambios posibles en las características del agua que será potabilizada.

Las soluciones químicas usadas para los ensayos de jarras, denominadas “soluciones madre”, deben prepararse con las concentraciones apropiadas, de forma que puedan manejarse con precisión y comodidad, tanto en el laboratorio como en la potabilizadora. Si esta solución se quiere conservar por largo tiempo, debe prepararse al 10% (100 g de la sal coagulante en 1.000 mL de agua destilada); posteriormente pueden diluirse 10 mL de esta solución hasta completar 100 mL de agua destilada, con lo que se obtiene una solución al 1%, que se aplicará directamente a las jarras durante la prueba. La solución madre al 10%, puede tener un periodo de vida útil de 1 mes, para el caso de sales de aluminio y cal, y de 2 meses, para sales de hierro.

Estos ensayos están referidos a determinar aspectos cualitativos y cuantitativos, a saber: Aspectos cualitativos: tamaño y tipo de floc conseguido. Aspectos cuantitativos: dosis de las sustancias químicas a ser aplicadas (alcalinizantes, coagulantes, floculantes, etc.), turbiedad, color, tiempos de retención o de contacto, gradientes de mezcla, velocidad de sedimentación de los flóculos formados, pH, alcalinidad y concentración de aluminio o hierro residual.

Si se estima hacer varios ensayos, se puede preparar la solución directamente al 1% (10 g de sal coagulante hasta completar 1.000 mL con agua destilada), de manera que cada mL de solución madre añadida, por cada litro de agua de

Así mismo, junto con las pruebas de jarras, se podrán determinar otras variables como la cantidad de lodos generados en la sedimentación, la curva de demanda de

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Potabilización Del Agua

muestra, equivalga a una adición de 10 mg/L ó 10 ppm. Esta solución madre al 1% no se conservará más de 24 horas debido a que tiende a hidrolizarse, con lo que se disminuye su capacidad de reacción. Para jarras de 1 litro:

14.2 PROCEDIMIENTO DE LA PRUEBA DE JARRAS – DETERMINACIÓN DE LAS DOSIS ÓPTIMAS El propósito de este ensayo es el de determinar qué tipo de coagulante y/o coadyuvante, y en qué dosis, genera la más rápida desestabilización de las partículas coloidales, formando un floc lo suficientemente pesado como para ser rápidamente separado en la sedimentación por el efecto de la gravedad. En varios ensayos de coagulación, realizados por el autor, con sulfato de aluminio (alumbre) como coagulante en diferentes calidades de agua, se encontraron unos rangos usuales de dosis para una turbiedad (UNT) determinada que podrían tomarse como un rango de valores extremos de partida, haciendo énfasis en que las dosis pueden variar dependiendo de las características propias de cada agua.

Para jarras de 2 litros:

Si se debe incrementar la alcalinidad del agua, la solución se prepara con 10 g de alcalinizante hasta completar 1.000 mL con agua destilada. Debe evitarse la exposición prolongada de esta solución con el aire (especialmente con el calcio) ya que puede reaccionar con el CO2 de la atmósfera, formando carbonatos que se precipitan.

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[14.1]

[14.2]

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(una vez ya se tenga determinada la dosis óptima de coagulante metálico), éstos se deben aplicar unos 15 segundos después del coagulante, con dosis que varían entre 0,1 y 2,0 m/L o entre 0,01 y 0,5 mg/L, según las recomendaciones del fabricante.

La determinación de las dosis óptimas se hará de la siguiente manera: a. Se toma la muestra de agua cruda y se determina: temperatura, color, turbiedad, pH y alcalinidad. Ocasionalmente también hierro y manganeso si son significativos.

e. Para emular la mezcla lenta o floculación, se pone al aparato a girar a 40 RPM (este valor puede oscilar entre 20 y 60 RPM o a la velocidad equivalente que se tenga en los floculadores reales) durante 10 a 20 minutos (o en el tiempo de mezcla real en los floculadores de la potabilizadora) y se registran los tiempos de formación y el tamaño de los flóculos. Para registrar el tamaño del floc, se puede usar el índice de Willcomb (Tabla 56) y considerar que el floc que se forma más rápidamente no siempre será el de mejor sedimentación.

b. Se llenan los vasos con la muestra de agua cruda y se ubica cada uno bajo los agitadores del equipo, sumergiendo las paletas en las muestras. c. Para simular la mezcla rápida, se pone el aparato a funcionar a 100 RPM55 y se inyecta la dosis de coagulantes, con ayuda de jeringas hipodérmicas, de manera que el coagulante penetre profundamente en la muestra de agua (no debe aplicarse superficialmente porque se reduce la eficiencia). Esta mezcla se realiza durante 30 a 60 segundos.

f. Para semejar la sedimentación, se detiene la mezcla y se extraen las paletas, cuidando de no disturbar el agua, dejando los vasos en quietud durante 10 a 20 minutos56.

d. En un segundo ensayo, para evaluar los resultados usando coadyuvantes de floculación

55. Los equipos de prueba de jarras manejan usualmente velocidades hasta de unos 400 RPM, lo que dificulta llevar gradientes reales de mezcla rápida (superiores a 1.000 s-1) a las jarras. Por esta razón y para evitar el efecto de vórtice, en las pruebas de jarras se usa, como estándar, 100 RPM para la mezcla rápida. 56. El tiempo de sedimentación nunca debe ser menor a 10 minutos

320

Potabilización Del Agua

g. Empleando una jeringa o pipeta, se extraen las muestras de agua tratada para cada vaso, cuidando de efectuar esta operación a la misma velocidad (diferencias en las velocidades de succión ocasionarán un mayor o menor arrastre de partículas) y a la misma profundidad (5 a 10 cm).

Cuando se desconoce la dosis a ser aplicada, se pueden manejar intervalos entre 15 y 10 mg/L de dosis de coagulante metálico entre vaso y vaso (por ejemplo: 5, 20, 35, 50, 65 y 80 mg/L; o 5, 15, 25, 35, 45 y 55 mg/L, para cada vaso). En el caso de usar polímeros como coagulantes, las dosis generalmente usadas varían entre 1,0 y 5,0 mg/L.

h. Se determina pH, color y turbiedad de cada una de las muestras tratadas y se elige la dosis óptima. Estos valores pueden graficarse para tener mayor claridad del comportamiento de estos parámetros a diferentes dosis.

Una vez que se tenga el valor óptimo inicial, se puede afinar la dosis usando intervalos de dosis de 5 mg/L de diferencia entre vaso y vaso, para el caso de los coagulantes metálicos, y de 0,5 mg/L, para el caso de los polímeros.

Tabla 56. Índice de floculación de Willcomb57 ÍNDICE DE WILLCOMB

DESCRIPCIÓN

0

Ausente Floc coloidal. Ningún signo de aglutinación.

2

Visible Floc muy pequeño; casi imperceptible para un observador no entrenado.

4

Disperso Floc bien formado pero distribuido en toda la columna de agua. (Sedimentación excesivamente lenta o nula).

6

Claro Floc de tamaño relativamente grande pero que precipita con lentitud.

8

Bueno Floc que se deposita fácil y completamente.

10

Excelente Floc que se deposita totalmente, dejando el agua cristalina.

57. La asignación de los valores del índice de Willcomb son subjetivos y variarán conforme al entrenamiento y la experiencia del observador.

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William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

Durante la prueba de jarras se llena una tabla similar a esta:

Tratada

Alcalinidad del agua (mg/L) Cruda

Tratada

Turbiedad del agua (UNT) Cruda

Tratada

Color del agua (UPC) Cruda

Tratada

pH del agua (unidades) Cruda

Índice de Willcomb

Tiempo de formación del floc (s)

Dosis aplicada de coadyuvante (mg/L)

Dosis aplicada de coagulante (mg/L)

Dosis aplicada de alcalinizante (mg/L)

Vaso #

Tabla 57. Tabla “tipo” para registro de datos en la prueba de jarras

1 2 3 4 5 6 ÍNDICE DE WILLCOMB OBSERVACIONES ADICIONALES • •

Temperatura del agua: ____°C Orden de aplicación de las sustancias químicas: a) b) c)

0. Ausente. Floc coloidal. Ningún signo de aglutinación. 2. Visible. Floc muy pequeño; casi imperceptible para un observador no entrenado. 4. Disperso. Floc bien formado pero distribuido en toda la columna de agua (sedimentación excesivamente lenta o nula). 6. Claro. Floc de tamaño relativamente grande pero que precipita con lentitud. 8. Bueno. Floc que se deposita fácil y completamente. 10. Excelente. Floc que se deposita totalmente, dejando el agua cristalina.

La dosis óptima de coagulante corresponderá a la que ofrezca mejores resultados, en cuanto a remoción de color y turbiedad, sin causar un descenso fuerte en el pH (para una mejor visualización de esto, se recomienda graficar), considerando también evitar seleccionar dosis superiores que no

ofrecen diferencias significativas en calidad, pero que sí repercutirán en los costos de operación. Una vez se determine la dosis óptima de coagulante, se repite la prueba de jarras, agregando esta dosis óptima de coagulante en todos los vasos y, posteriormente, se

322

Potabilización Del Agua

de succión) a diferentes intervalos de tiempo (por ejemplo: 1, 3, 5, 10, 15 y 20 minutos).

añaden diferentes dosis de coadyuvante de coagulación en cada jarra (exceptuando la primera para que sirva como blanco de referencia). Al finalizar la prueba, se hacen las mismas consideraciones analíticas enunciadas anteriormente.

Se registran los datos en una tabla y se grafica el porcentaje de turbiedad removida en las ordenadas (eje y) y el tiempo de sedimentación en las abscisas (eje x). El porcentaje de turbiedad removida se puede calcular así:

14.3 PROCEDIMIENTOS ADICIONALES EN LOS ENSAYOS DE TRATABILIDAD 14.3.1 DOSIS QUE GENERA LA MAYOR VELOCIDAD DE SEDIMENTACIÓN

[14.3]

Para la determinación indirecta de la dosis que genera la mayor velocidad de sedimentación, se efectúa el ensayo de jarras y, cuando se inicia el periodo de simulación de la sedimentación, se toman muestras del sobrenadante (ayudado con jeringa o pipeta, entre 5 y 10 cm de profundidad y manteniendo la misma velocidad

Donde, Nt

Turbiedad leída en el tiempo “t” para cada vaso (UNT) Turbiedad inicial de la muestra (UNT)

No

La tabla que puede emplearse para esta prueba es similar a ésta:

Tabla 58. Cálculo de la velocidad de sedimentación según el porcentaje de turbiedad removida. Tiempo de sedimentación (min)

de la muestra “No” (UNT)

% Turbiedad removida

Turbiedad “Nt” (UNT)

Turbiedad inicial

Vaso 1

2

1 3 5 10 15 20

323

3

4

Vaso 5

6

1

2

3

4

5

6

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

Para verificar esta velocidad o la eficiencia del proceso de sedimentación en una potabilizadora ya construida, se tomarán 6 muestras del agua de salida del floculador, se agitarán brevemente para resuspender y homogenizar los flóculos en toda la columna de agua de la muestra, cuidando no romperlos, y se hará este mismo ensayo.

ser obtenida mediante las dosis, gradientes de mezcla y tiempos óptimos en un ensayo de jarras o para una serie de muestras obtenidas a la salida del floculador, será explicada mediante el siguiente ejemplo (14.1.).

EJEMPLO 14.1 En una potabilizadora que tiene un sedimentador de 4,5 m de profundidad y un tiempo de retención de 3 horas, se efectuó una prueba de sedimentación en el laboratorio, empleando una serie de beakers, para los que se tomaron muestras a diferentes intervalos de tiempo y a una profundidad de 5 cm en cada vaso. La turbiedad inicial del agua fue de 69 UNT. Se obtuvieron los siguientes resultados:

A partir de los resultados de estos ensayos, se puede estimar la velocidad de sedimentación “Vs”, dividiendo la profundidad de la toma de la muestra en las jarras (entre 5 y 10 cm) por el tiempo transcurrido.

14.3.2 EFICIENCIA DE LA SEDIMENTACIÓN La determinación de la eficiencia de la sedimentación, que puede (1)

(2) Tiempo de

Vaso

sedimentación (s)

(3)

(4)

(5)

Velocidades de

Turbiedad

Concentración

sedimentación (cm/s)

“Nt” (UNT)

remanente Nt/No

1

1 min = 60 s

5 cm /60 s = 0,0833 cm/s

23,0

23/69 = 0,33

2

3 min = 180 s

5 cm/180 s = 0,0277 cm/s

7,6

7,6/69 = 0,11

3

5 min = 300 s

5 cm/300 s = 0,0166 cm/s

4,2

4,2/69 = 0,061

4

10 min = 600 s

5 cm / 600 s = 0,0083 cm/s

2,3

2,3/69 = 0,033

5

60 min = 3600 s

5 cm/ 3600 s = 0,0014 cm/s

1,8

1,8/69 = 0,026

6

180 min = 10800 s

5 cm / 10800 s = 0,00046 cm/s

1,7

1,7/69 = 0,025

324

Potabilización Del Agua

Los datos de las columnas 1, 2 y 4 se obtuvieron directamente del ensayo. La columna 5, corresponde al cociente entre la turbiedad medida en cada uno de los tiempos de sedimentación y la turbiedad inicial en UNT (Unidades Nefelométricas de Turbiedad).

Para una profundidad “H” de la unidad de 4,5 m y un tiempo de retención hidráulica “TRH” de 3 horas, se tiene que la velocidad crítica de sedimentación58, es:

La columna 3, corresponde a la velocidad de sedimentación obtenida del cociente entre la profundidad fijada para la toma de muestra (5 cm) y el tiempo de sedimentación en cada uno de los vasos. Se grafican los resultados de la columna 3 en las abscisas (eje x) y los de la columna 5 en las ordenadas (eje y).

Con este valor de velocidad de sedimentación crítica, se ingresa a la gráfica y se halla “Co”, que corresponde a la concentración remanente de turbiedad “Co”, trabajando con dicha velocidad (0,167).

58. Para el caso de los sedimentadores lamelares, la velocidad crítica de sedimentación puede ser calculada aplicando la fórmula 9.10.

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William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

El área sobre la curva, la cual corresponde a la velocidad de asentamiento “Vs”, es semejante a un trapecio que tiene su base menor sobre un valor en el eje y de “Cf”

que correspondería a la fracción remanente mínima teórica posible (dado que nunca será igual a 0, para una eficiencia del 100%), de la siguiente forma.

Como puede deducirse de la gráfica, este trapecio tiene un área igual a:

Esta sería la eficiencia resultante del sedimentador ideal y tendría un valor cercano para el caso de un sedimentador lamelar. No obstante, en un sedimentador convencional de flujo horizontal, podrían obtenerse valores de remoción inferiores.

La remoción total “RT” será:

14.3.3 GRADIENTE Y TIEMPOS ÓPTIMOS DE MEZCLA Una vez se tengan las dosis óptimas de coagulante y coadyuvante (si es necesario), se repite el procedimiento de la prueba de jarras usando las mismas dosis para todos los vasos.

326

Potabilización Del Agua

Una vez finalizada la mezcla rápida en donde se aplicaron los químicos y dejando fija una velocidad de mezcla lenta para la prueba (por ejemplo 40 RPM), se varían los tiempos de mezcla levantando las paletas de los vasos a intervalos de tiempo definidos. Por ejemplo, manteniendo el funcionamiento constante del aparato, se levanta la paleta del vaso 1 a los 7 minutos, a los 13 minutos se levanta la paleta del vaso 2, a los 20 minutos la paleta del vaso 3, a los 27 minutos la del vaso 4, a los 33 minutos la del vaso 5 y a los 40 minutos la de vaso 6. Para cada vaso, se toma la muestra y se determina pH, color y turbiedad a los 10 minutos (tiempo de sedimentación) después de haber suspendido la agitación en cada uno de los vasos. Los resultados se grafican (tiempo de floculación en las abscisas y turbiedad final en las ordenadas). Este mismo procedimiento (con variación de los tiempos de mezcla) se repite para 3 (o máximo 4) velocidades distintas. Los resultados de cada prueba se grafican (en la misma hoja) y se determina así el gradiente y tiempo óptimos de mezcla. Si se quiere simular el proceso de filtración, se pueden hacer pasar las muestras por un papel-filtro Whatman N°40 o similar.

327

14.3.4 CONCENTRACIÓN VOLUMÉTRICA DE LODOS Para esta prueba, se toma una muestra de lodos del sedimentador con un equipo especializado para tal fin y se vierte en un cilindro graduado, donde se dejará decantar durante, al menos, 24 horas. Al finalizar la prueba, se leen los mililitros (mL) de lodo compactado en el fondo del cilindro. La concentración volumétrica de lodos corresponderá a: [14.4]

Este valor en porcentaje se puede expresar también como partes por millón, multiplicándolo por 10.000. Para esta prueba no es recomendable el uso de conos Imhoff, ya que por la reducción progresiva de área que tiene hacia su fondo, se crean puentes entre las partículas que incrementan el volumen final de lodos compactados en la prueba. Es recomendable el uso de probetas de 1.000 o 2.000 mL. Para ayudar a la compactación, puede girarse el cilindro cada cierto tiempo durante la prueba.

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

14.3.5 VOLUMEN Y PESO DE LOS LODOS PARA SU TRATAMIENTO

en porcentaje, del volumen de lodo con polímeros y sin ellos. Etapa tercera

Es preciso conocer, para el diseño de un sistema de tratamiento de lodos, el volumen y el peso de los lodos generados. Esta prueba se realiza en tres etapas.

a. Se extrae la mayor parte del sobrenadante mediante un sifón, cuidando de no succionar las partículas. b. El volumen que queda en los conos, con los lodos, se hace pasar por un papel filtro Watman N° 40 o similar, previamente desecado y pesado. c. Se mete el filtro a un horno a 45 – 50 °C durante 24 horas para secarlo y, luego de esto, se pesa. La diferencia del peso entre el filtro solo y con lodos (luego del secado), se expresa en g/L.

Etapa primera a. Una vez determinada la dosis óptima de coagulante para tratar el agua, se efectúa una prueba idéntica en cuatro jarras, hasta la etapa de floculación. b. El agua floculada se vacía en conos Imhoff, cuidando de no romper el floc en este proceso. c. Se deja decantar el agua durante 2 horas y se mide el volumen de lodos depositados en el fondo mL/L.

14.3.6 PRUEBAS CON TRAZADORES Estas pruebas permiten conocer el comportamiento hidráulico de las unidades de mezcla y de sedimentación. Determinan la proporción de flujo a pistón y flujo mezclado, cortocircuitos y zonas muertas existentes en estas estructuras.

Etapa segunda a. Conocido el volumen decantado, se aplica polímero al mismo lodo (20 a 40 mg/L) y se agita el contenido del cono muy lentamente. b. Se deja decantar por otras 2 horas, girando esporádicamente el cono para evitar la formación de puentes entre partículas y mejorar la compactación. c. Se mide el volumen resultante y se compara la reducción,

Las sustancias trazadoras se inyectan, con una concentración conocida, en el afluente de la unidad que se desea analizar y se evalúan las concentraciones en la salida, a través del tiempo.

328

Potabilización Del Agua

Las sustancias que pueden ser usadas como trazadores son: a. Elementos radiactivos: isótopos b. Colorantes: fluoreceína o rodamina. c. Iones: cloruros, fluoruros o nitratos. El uso de isótopos demanda no sólo equipo sino también personal especializado, pero arrojan mejores resultados ya que los equipos de detección son mucho más sensibles y pueden funcionar de manera contínua sin demandar una toma de muestras. Los colorantes son muy usados en pruebas de laboratorio ya que permiten visualizar, en unidades transparentes (en vidrio o acrílico), las líneas de flujo y la hidrodinámica del comportamiento de la unidad. Los cloruros o fluoruros son trazadores de aplicación muy simple y económica. Debe elegirse, en todo caso, un trazador no reactivo con las sustancias normalmente encontradas en el agua y debe verificarse la concentración previa de estas sustancias, de manera que no interfieran con la lectura de la prueba de trazado. Los trazadores pueden agregarse de dos formas:

a. Instantánea. Se aplica una concentración conocida en un tiempo muy corto, menor a 1/30 del tiempo teórico de retención hidráulica y en un punto que permita un mezclado completo. Se prefiere en este caso, el uso de cloruros. b. Continua. Se aplica una concentración conocida por un tiempo de, al menos, 3 veces el tiempo de detención teórica de la unidad analizada. Se prefiere, en este caso, el uso de fluoruros59. Estas concentraciones aplicadas de los trazadores deben permitir una medición clara. Por ejemplo, si se quiere determinar una concentración de, al menos, 200 mg/L en el agua (para el caso de la sal, por estequiometría se requeriría una cantidad de: 200 mg/L x 1,65 = 330 mg/L de NaCl), en un volumen de tanque de 250 m3 (250.000 L):

Esta cantidad de sal debe mantenerse agitada y disuelta en varios tambores y con un sistema de dosificación a la entrada de la unidad.

59. Los fluoruros en dosis pequeñas pueden ser removidos parcialmente por el sulfato de aluminio.

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William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

se mencionó antes, “to” es el tiempo nominal o teórico de retención hidráulica, derivado del cociente entre el volumen de la unidad y el caudal de trabajo.

Se empezará a muestrear el contenido de iones a la salida del tanque cada 2, 5 o 10 minutos, hasta que el nivel sea igual al determinado con anterioridad en el agua que está siendo tratada.

En caso de que no existieran cortos circuitos o zonas muertas, el tiempo medio de residencia “tm” sería igual al tiempo teórico de retención hidráulico “to” (tm/to=1). Entonces, la fracción de flujo a pistón en la unidad, llamada “p”, sumada a la fracción de flujo mezclado (que no es pistón) “1-p”, será igual a uno.

Las unidades usadas en las potabilizadoras difícilmente pueden funcionar como un flujo a pistón, en el que el flujo que ingresó en un tiempo inicial “t=0” alcanzará la salida en el mismo tiempo que el tiempo teórico o nominal de retención hidráulica “to”. Siempre existirá una masa que abandone la unidad en un tiempo menor a “to” y otra que permanece mucho más tiempo que “to”. A la porción de volumen que sale antes, se le llamará “F” y a la que sale después, será “(1-F)”.

[14.5]

Cuando se presentan zonas muertas “m”, el volumen que no hace parte de esta zona muerta será la fracción efectiva “1-m”, por tanto:

Cuando el tiempo de retención real “t” es igual al tiempo de retención teórica o nominal “to”, la relación “t/to” será igual a 1 y se tendrá entonces un “F=1”.

[14.6]

Se asimilará “ti” como el tiempo transcurrido desde que se aplica el trazador hasta que aparece en el efluente. El tiempo modal “tp” es el transcurrido entre “t=0” y el momento en que aparece la concentración máxima “Co” en el efluente. El tiempo medio de residencia “tm” es el correspondiente entre “t=o” hasta el centroide de la curva concentración-tiempo. Como

En la ecuación anterior, el primer término es la fracción efectiva de flujo a pistón; el segundo término corresponde al grado de mezcla del reactor. El tiempo medio de residencia real “tm” del reactor, puede ser calculado estimando el instante de tiempo en el que pasa el 50% de la cantidad total de trazador.

330

Potabilización Del Agua

Ilustración 77. Concentración del trazador en el efluente del reactor (Pérez Carrión, 1992). Modificado por el autor.

Como lo muestra la gráfica, el flujo a pistón puro estará representado por el tiempo en que tarda en aparecer la primera huella del trazador empleado; según Hirsch (1969) (Galvis, 1984; Pérez Carrión, 1992), se considera que se puede tomar hasta el punto de inflexión “I1” en el que el incremento de la curva es máximo. A partir de este punto, y hasta el punto de inflexión “I2” de la curva descendente, el flujo es dual (pistón y no pistón, combinados) y, luego del punto “I2”, es flujo mezclado. De la Ilustración 77, se destacan los siguientes parámetros principales: ti

Tiempo inicial desde que se aplica el trazador hasta que aparece en el efluente.

331

tp

tm

to tf Co Cp

Tiempo modal, correspondiente al momento en que ocurre la máxima concentración. Tiempo mediano, correspondiente al momento en que el 50% del trazador ha salido del reactor. Tiempo medio de retención o tiempo teórico de retención (=∀/Q) Tiempo que tarda el trazador en salir completamente del reactor. Concentración total inyectada de trazador. Concentración máxima del trazador detectada en el efluente.

Un desarrollo matemático para interpretar analíticamente la curva

William Antonio Lozano-Rivas, M.Sc., Ph.D. Guillermo Lozano Bravo, M.Sc.

concentración-tiempo en los reactores ha sido planteado por Wolf & Resnick y, posteriormente, por Rebhun & Argaman (Wolf & Resnick, 1963; Rebhun & Argaman, 1965). En sistemas reales, si la concentración del trazador es “C” y la concentración total inyectada es “Co”, la función “F(t)” está dada por:

Mientras “n” corresponde a la eficiencia de la mezcla.

[14.7]

[14.10]

En este caso, θ representa el desplazamiento de la curva a causa de las zonas,

Sacando logaritmos,

[14.9]

Reemplazando,

[14.11]

[14.8]

Ilustración 78. Resultados gráficos para diferentes condiciones de flujo (Arboleda Valencia, Teoría, Diseño y Control de los procesos de clarificación del agua)

332

Potabilización Del Agua

Al graficar en un papel semilogarítmico “1-F(t)” en las ordenadas (eje y) y “t/to” en las abscisas (eje x), resultará una línea recta que formará un ángulo “α” con la horizontal. Esta recta tiene una pendiente diferente a “-1” y no pasa por el origen (a menos que hubiese mezcla perfecta), de manera que:

[14.14]

[14.13]

Una de las limitaciones más grandes de las pruebas de trazadores, es que reflejan el comportamiento hidráulico del instante dado en que se realiza la prueba y pueden corresponder, o no, a valores cercanos al comportamiento promedio del reactor. También dicen poco acerca de la efectividad de los procesos ya que éstos no solo dependen, necesariamente, de la hidráulica de la unidad. Se considera que un flujo a pistón por debajo del 60% es un muy mal comportamiento hidráulico para unidades como los floculadores o los sedimentadores.

La fracción correspondiente a las zonas muertas será:

El CEPIS (Centro Panamericano de Ingeniería Sanitaria y Ciencias del Ambiente), presenta las siguientes relaciones para la interpretación de la solución analítica propuesta por Wolf & Resnick:

[14.12]

La fracción de flujo a pistón será:

Relación tp/to

Significado ≈0 (predominio de mezcla completa) ≈1 (predominio de flujo a pistón, si también ti/to > 0,5)

ti/to

=0 (flujo a mezcla completa) =1 (flujo a pistón)