Manual técnico del agua.

Barraque. Ch., y otros

ed. Degremont. 1979.

TRATAMIENTO DE LAS AGUAS DE CONSUMO 1.CRITERIOS DE ELECCIÓN ENTRE AGUAS DE DIFERENTES ORÍGENES El primer problema que se plantea a los responsables del abastecimiento público de agua, consiste en la elección de su origen: agua subterránea, tomada a mayor o menor profundidad, agua superficial de ríos o de lagos, o eventualmente, agua de mar. Pero no siempre se tiene esta posibilidad de elección, ya que algunas regiones no disponen de agua subterránea en cantidad o calidad suficientes, dentro de las mismas o a una distancia razonable. En cambio, otras poseen importantes recursos subterráneos, por lo que no resulta dudosa la elección. Otras regiones, próximas a la costa, no tienen ni agua subterránea ni agua superficial, por lo que necesariamente ha de recurrirse al agua de mar, a menos que se prevean largas conducciones de agua no salobre o costosos transportes en barcos-cisterna. Cuando existen posibilidades de elección, los factores principales que deben tenerse en cuenta son los siguientes: 1.1.Calidad de las aguas disponibles Agua subterránea es sinónimo de agua "naturalmente pura", y agua superficial lo es de "agua contaminada" en un plazo más o menos largo. Las aguas subterráneas, cuya temperatura es constante, son en conjunto más atrayentes, a priori, que las aguas de superficie, expuestas a una contaminación procedente de los vertidos de la vida moderna; y la elección debe efectuarse considerando no sólo los factores conocidos en el momento de la decisión, sino los que puede aportar un futuro próximo. Sin embargo, las aguas subterráneas raramente se mantienen puras a lo largo de todo el año: es necesario estudiar su evolución, como en el caso de las aguas de superficie, especialmente durante los períodos de fuertes precipitaciones, en los que pueden enturbiarse considerablemente y aun contaminarse por la influencia de la capa freática de algún río próximo. La contaminación puede proceder también del suelo, debido al uso de pesticidas o al vertido de aguas residuales de origen animal o humano. Aunque esta contaminación sea menos frecuente y más limitada, corrientemente, en las aguas subterráneas que en las aguas de superficie, su efecto es más duradero en las primeras, debido a su pequeña velocidad de paso a través del terreno y a la lentitud en recobrar el

equilibrio perdido. Por último, en las aguas subterráneas la contaminación se efectúa gradualmente y por ello existe el peligro de que no se detecte a tiempo, si no se realizan análisis sistemáticamente. Es preciso, por tanto, juzgar un agua por el conjunto de sus características. La temperatura, con la claridad y el sabor, constituye el factor más apreciado en un agua potable. Por ello, se prefieren siempre las aguas de origen profundo, cuya temperatura es sensiblemente constante y generalmente fresca a lo largo de todo el año, cosa que no ocurre con las aguas de superficie, cuya temperatura varía normalmente entre 1 y 22 ºC según las estaciones. La temperatura es además un factor indispensable para juzgar acerca del equilibrio de un agua frente a la caliza, y sobre los tratamientos a los que debe someterse: efectivamente, cuanto más baja es la temperatura, por debajo de los 10 ºC, más lentos y delicados son los tratamientos químicos de floculación-decantación. Por otra parte, una temperatura elevada puede ser la causa de un fuerte desarrollo de plancton o de una sobresaturación en gases disueltos que pueden dar lugar a aguas blancas o producir grandes dificultades en el funcionamiento de las estaciones de tratamiento. El conocimiento de la variación de la temperatura del agua con el tiempo es tan importante como el conocimiento de la amplitud de esta variación. El contenido de materias en suspensión, que sólo se juzga parcialmente mediante la determinación de la turbiedad, es una de las características más llamativas. Un agua destinada al consumo humano no debe contener materias en suspensión sedimentables. La Organización Mundial de la Salud (O.M.S.) admite 5 unidades turbidimétricas y juzga excesiva una turbiedad de 25 unidades. En Francia, y, de forma general, en Europa, se tiende a la distribución de aguas con una turbiedad inferior o igual a 5 gotas de mástique, es decir, entre 0,1 y 0,5 Nephelometric Turbidity Units (N.T.U.). No obstante, la norma francesa actual tolera una turbiedad de 15 gotas de mástique. El color no se tolera en un agua buena para el consumo: se tiende a no sobrepasar de 5 unidades de platino-cobalto (la norma francesa en vigor tolera 20 unidades). Tanto las aguas subterráneas como las aguas de superficie se encuentran a veces coloreadas. Las primeras, aunque sean incoloras en el momento de la toma, pueden colorearse cuando se oxigenan, adquiriendo coloración amarilla, roja y hasta negra. El olor y el sabor son, igualmente, características fundamentales para juzgar la calidad de un agua: un agua potable debe estar exenta de olor y sabor y, si no es así, es necesario prever un tratamiento que, si se quiere que sea eficaz, siempre será costoso. Hay que tener en cuenta además la mineralización de las aguas disponibles, generalmente más elevada en las aguas profundas que en las aguas superficiales, mineralización simplemente molesta cuando contenga un exceso de calcio, pero que puede ser nociva cuando el agua contenga un exceso de ciertos iones, como plomo, arsénico, flúor, etcétera.

Puede juzgarse sobre la mineralización de un agua, conociendo algunas de sus características, especialmente: la resistividad y el pH, el TH, TCa y TMg, el TAC y el TA, el CO2 libre, el nitrógeno amoniacal, nitroso y nítrico. Los sulfatos y cloruros, medidos por separado o globalmente por el SAF (contenido en sales de ácidos fuertes), definen el carácter más o menos salino de un agua destinada al abastecimiento público. Un contenido excesivo no sólo es nocivo para el hombre (aunque el uso habitual hace que puedan admitirse contenidos que sobrepasan ampliamente el límite aconsejado de 250 mg/l), sino que es además origen de corrosiones en las tuberías metálicas. En este último caso, cuanto más salina es un agua, más debe elevarse su TAC. En las aguas profundas se encuentran las mayores salinidades. Generalmente, se prefiere por ello un agua superficial poco cargada. El hierro y el manganeso no son nocivos por sí mismos, pero deben eliminarse. Aunque la legislación española, al igual que las normas francesas, tolera un contenido máximo (Fe + Mn) de 0,3 mg/l, con un límite de 0,1 mg/l para el manganeso, pueden presentarse graves inconvenientes muy por debajo de estos limites; se han visto aguas negras en tuberías de pequeña circulación de una red de agua con un contenido menor de 0,05 mg/l de manganeso y lo mismo para el hierro. Por ello, es necesario conocer con precisión la concentración de estos metales (las aguas subterráneas, por lo general, son ricas en estos elementos), y, antes de utilizar como coagulantes sales ferrosas o férricas, estudiar bien el problema. El oxígeno disuelto debe estar presente en cantidad suficiente para que un agua sea agradable para la bebida y para que pueda transportarse sin dar lugar a corrosiones en las tuberías metálicas. Aunque las aguas subterráneas son generalmente pobres en oxígeno disuelto, esta ausencia no puede considerarse como un índice de contaminación: el oxigeno inicialmente presente al principio del recorrido subterráneo, ha podido tomar parte en un proceso de autodepuración natural. En este caso, es necesario airear el agua antes de su utilización. Materias orgánicas. Es necesario conocer su contenido en aguas que pueden emplearse para el consumo humano. Las aguas subterráneas generalmente están poco cargadas en materias orgánicas, a menos que entren en contacto con un foco de contaminación, y ésta es, junto con la temperatura, su principal cualidad frente a las aguas superficiales. Se ha dicho con frecuencia que la oxidabilidad de un agua potable no debe ser superior a 3 mg/l de oxigeno, medidos en medio alcalino: este valor no corresponde a ninguna norma y no deberá considerarse como un limite máximo en regiones donde las materias orgánicas son esencialmente de origen vegetal y no nocivas. (Evidentemente no podría condenarse el vino o el té por su contenido excesivo en materias orgánicas).

Los productos tóxicos deben eliminarse de forma absoluta en el tratamiento. Los microcontaminantes, minerales y orgánicos, deben reducirse a su mínimo aceptable. Las normas europeas, que se encuentran en estudio, prevén unos valores que no deben sobrepasarse (véase el capitulo n.º 34, Legislación). Por último, las características biológicas tienen una importancia fundamental. El plancton debe examinarse con la mayor atención ya que su presencia puede ser causa de graves problemas, en las instalaciones de tratamiento, en las redes de distribución, o en los depósitos de agua. Se encuentra especialmente en aguas superficiales, en las que el fitoplancton (de origen vegetal) se une con frecuencia al zooplancton (de origen animal). El fitoplancton experimenta desarrollos muy fuertes y rápidos, en primavera y verano, que pueden bloquear las estaciones de tratamiento mal concebidas, producir malos sabores en el agua y propagarse en las redes de distribución donde pueden ser causa, indirectamente, del deterioro de las tuberías metálicas. El zooplancton es aún menos tolerable. Cuando comienzan a propagarse ciertas especies en una red de distribución, es muy difícil eliminarías y aún más desagradable encontrarlas en suspensión en el agua. Bajo el punto de vista bacteriológico, la mayor parte de las aguas se desinfectan antes de su distribución en un abastecimiento público: este tratamiento es necesario para destruir las bacterias y gérmenes patógenos que un agua de superficie contiene prácticamente siempre. En el caso de aguas profundas, es sólo una medida de seguridad, ya que normalmente son bacteriológicamente puras. Las aguas superficiales pueden contaminarse más fácilmente con virus y por ello deben desinfectarse con más intensidad que las aguas subterráneas, las cuales no están, sin embargo, libres de tales contaminaciones. Para concluir esta relación de cualidades y defectos de las aguas que pueden utilizarse para un abastecimiento público, puede decirse que si bien las aguas subterráneas, tomadas a mayor o menor profundidad, ofrecen más seguridad que las aguas superficiales, bajo el punto de vista de la contaminación, presentan, sin embargo, numerosos defectos que con frecuencia se tiende a ignorar. En efecto, los defectos de las aguas superficiales son, en general, más aparentes que los de las aguas profundas, cuyo tratamiento puede ser, en realidad, mucho más delicado (véase, especialmente: "Eliminación de hierro y manganeso", página 624). En el cuadro siguiente se resumen las principales diferencias que presentan los dos tipos de agua: puede añadirse que algunas capas subterráneas pueden verse afectadas, igualmente, por contaminaciones bacterianas y por microcontaminantes minerales u orgánicos, si no tienen una protección suficiente, pero que se desconfía menos en este caso que en el de las aguas de superficie. En general, debido a la limpieza que presentan cuando emergen, las aguas profundas pueden dar una falsa impresión de seguridad, por lo que su empleo debe ir siempre precedido de un examen tan completo como en el caso de las aguas superficiales.

PRINCIPALES DIFERENCIAS ENTRE AGUAS SUPERFICIALES Y AGUAS PROFUNDAS

Características examinadas Aguas superficiales Aguas profundas Temperatura Variable según las

estaciones del año Relativamente constante

Turbiedad, materias en suspensión

Variables, a veces elevadas Bajas o nulas

Mineralización Variable en función de los terrenos, precipitaciones, vertidos, etc.

Sensiblemente constante, generalmente mayor que en las aguas de superficie de la misma región

Hierro y manganeso divalentes (en estado disuelto)

Generalmente ausentes, salvo en el fondo de cauces de agua en estado de eutrofización

Generalmente presentes

Gas carbónico agresivo Generalmente ausente Normalmente presente en gran cantidad

Oxigeno disuelto Normalmente próximo a saturación

Ausencia total en la mayoria de los casos

Amoníaco Presente sólo en aguas contaminadas

Presencia frecuente, sin ser un índice sistemático de contaminación

Sulfuro de hidrógeno Ausente Normalmente presente Sílice Contenido moderado Contenido normalmente

elevado Nitratos Poco abundantes en general Contenido a veces elevado,

riesgos de metemoglobinemia

Elementos vivos Bacterias (algunas de ellas patógenas), virus, plancton

Frecuentes ferrobacterias

La diferencia entre los dos orígenes: agua subterránea, agua superficial, no impone sistemáticamente la elección de una u otra, ya que no existen dos criterios para la pureza, uno para las aguas de superficie y otro para las aguas subterráneas. Es un problema de calidad que exige un juicio de conjunto en cada caso.

1.2. Cantidad de agua necesaria y seguridad de suministro

En la elección entre aguas de diversos orígenes, hay que tener en cuenta la cantidad necesaria y las posibilidades de suministro locales o a una distancia razonable. En el caso de aguas profundas, si se trata de capas pobres o ya muy utilizadas, deberá contarse con la reserva necesaria: en el caso de aguas superficiales, deberá conocerse el caudal mínimo de estiaje, ya que existe el peligro de que se produzca un empeoramiento fuerte de su calidad durante los períodos más secos.

La seguridad de suministro es fundamental. En el caso de un agua superficial pueden conocerse fácilmente sus caudales en las distintas épocas del año y, por consiguiente, puede asegurarse una constancia del caudal de suministro. No sucede lo mismo con aguas profundas, en cuyo caso es necesario efectuar estudios precisos, basados en ensayos realizados por especialistas según las técnicas modernas de investigación.

1.3. Costo de prospección del agua y de su conducción

Debe estudiarse el costo de la prospección del agua especialmente en el caso de aguas profundas, sobre todo si se necesita un caudal importante.

El costo de su conducción puede ser, igualmente, un factor determinante en la elección entre diversos orígenes. Sólo estará justificada la toma a gran distancia de un agua subterránea cuando por su calidad se evite todo tratamiento, y el costo de la conducción no sea prohibitivo.

2. IMPUREZAS QUE SE ENCUENTRAN EN LAS AGUAS DESTINADAS AL CONSUMO HUMANO

La contaminación del agua tiene esencialmente cuatro orígenes, tres de ellos normales y uno accidental:

- Los vertidos de aguas usadas de origen animal (estercoleros, establos, etc.) o humano. Las aguas usadas de origen animal influyen con frecuencia en la calidad de los pozos, de los manantiales próximos o de las capas poco profundas y de poca capacidad. Las aguas residuales domésticas contaminan los ríos, por vertidos directos, o por vertidos parcialmente depurados, procedentes de las instalaciones de tratamiento. Estos vertidos aportan una contaminación constituida por materias en suspensión, detergentes, materias orgánicas, fosfatos, bacterias y en algunos casos virus.

- Los vertidos de aguas o líquidos residuales industriales, son tan diversos que se encuentran en ellos todos los contaminantes conocidos, radiactivos o no, posibles cancerígenos, de origen mineral u orgánico, en una proporción que es función del tratamiento previo.

- Las aguas de lluvia o de regadío, que arrastran contaminantes de origen agrícola, abonos, pesticidas, detergentes, etc.

- La contaminación accidental producida por un vertido concentrado en materia contaminante, capaz de afectar al agua superficial o a la de capas profundas.

Los numerosos contaminantes y microcontaminantes que pueden encontrarse en un agua destinada al consumo humano se clasifican en tres categorías: contaminantes minerales, contaminantes orgánicos y partículas víricas.

Deben tenerse en cuenta, igualmente, las materias en suspensión de origen orgánico o mineral (sacos de plástico, arena, arcilla..) que han de eliminarse en un tratamiento previo adecuado: desbaste, desarenado...

2.1. Contaminantes y microcontaminantes minerales

Entre éstos figuran:

- Elementos indeseables o tóxicos: metales pesados, flúor, arsénico... En el capítulo 27, página 921, se indican los efectos de algunos de ellos, bajo el título «Elementos tóxicos disueltos en el agua». Las normas nacionales o internacionales fijan los límites máximos tolerables de una parte de los mismos (cap. 34).

- Elementos que afectan especialmente a las propiedades organolépticas del agua: hierro, manganeso, cinc y cobre. Este último, necesario en el organismo humano en una pequeña dosis, pasa a ser tóxico por efecto acumulativo.

- El fósforo y sus compuestos, responsables del desarrollo de las algas y de la eutrofización de los lagos.

- Elementos radiactivos.

2.2. Contaminantes y microcontaminantes Orgánicos

Son muy numerosos y pueden clasificarse en fenoles, hidrocarburos, detergentes y pesticidas.

2.2.1. FENOLES Y DERIVADOS

Los fenoles y sus derivados constituyen un índice de contaminación industrial. El problema característico es el sabor a clorofenol que aparece en el agua cuando se añade cloro, aun en el caso de contenidos extraordinariamente pequeños de estos productos, ya que depende de otros compuestos orgánicos igualmente presentes. Aunque normalmente basta reducir el contenido de fenol puro a 1 µg/l para que no se produzcan malos sabores, pueden detectarse, en algunos casos, trazas de sabor a clorofenol con un contenido en fenoles de 0,1 a 0,01 µg/l.

Los derivados fenólicos son biodegradables en distinto grado según su composición. Las dosis máximas encontradas en las aguas de ríos, aunque perceptibles al sabor, no son tóxicas (270 µg/l en el Rhin, 35 µg/l en el Mosa, 40 µg/l en el Sena).

2.2.2. HIDROCARBUROS

Los hidrocarburos que pueden contaminar las aguas de superficie o subterráneas, proceden principalmente de vertidos de productos petrolíferos de diversas industrias o de fábricas de gas, gases de combustión, etc.

Pueden encontrarse en el agua: petróleo, queroseno, gasolina, fuel, aceites o lubricantes.

Son lentamente biodegradables. En caso de una contaminación accidental, su presencia es de corta duración cuando se trata de un agua superficial, pero puede ser muy larga en un agua subterránea (a veces varios años, debido al poder de retención del suelo). Por esta razón, los recursos de aguas subterráneas deben protegerse cuidadosamente contra el riesgo de contaminación por hidrocarburos.

Daños y toxicidad:

- formación de una película que impide la oxigenación de las aguas de superficie y que limita su autodepuración:

- perturbaciones en las instalaciones de tratamiento de agua potable: la presencia de estos contaminantes afecta a la floculación y a la decantación y el material filtrante corre el riesgo de mantenerse impregnado durante largo tiempo.

- aparición de sabores y olores para umbrales extraordinariamente variables, según los productos (de 0,5 µg/l para la gasolina a 1 mg/l para los aceites y lubricantes).

- toxicidad. Deberá temerse en las aguas de bebida para contenidos superiores a los umbrales de olor y sabor. Se han comprobado afecciones cutáneas debidas a productos de adición del mazut. Un riesgo mayor puede proceder de los hidrocarburos cíclicos sospechosos de ser cancerígenos (3-4 benzopireno, por ejemplo), aumentando el peligro en presencia de otros compuestos (productos tensoactivos).

2.2.3. DETERGENTES

Los detergentes son compuestos tensoactivos sintéticos cuya presencia en el agua se debe a vertidos urbanos e industriales.

Los productos comerciales incluyen componentes activos: agentes de superficie y ayudantes.

Agentes de superficie. Su estructura modifica las propiedades físicas de las superficies, reduciendo las tensiones superficiales, lo que les confiere una acción de limpieza.

Existen los siguientes tipos:

Agentes de superficie aniónicos. Durante mucho tiempo, las sustancias más utilizadas han sido productos «duros» o poco biodegradables, de cadena ramificada, como los alquilbencenosulfonatos (ABS), que eran los principales responsables de los problemas planteados por la presencia de detergentes en las aguas. Representaban, según los países, el 80 al 90 % de la producción total, antes de que las autoridades sanitarias decidieran su sustitución por detergentes de cadenas lineales biodegradables, al menos en un 80 % (Ley de 25 de septiembre de 1970, en Francia, cap. 34). Entre estos últimos, el más utilizado es el L.A.S.

La medida de la concentración de los agentes de superficie aniónicos se realiza sin dificultad por el método del azul de metileno; puede seguirse, por tanto, fácilmente, su biodegradación con el tiempo;

- Agentes de superficie no iónicos (se utilizan actualmente productos a base de alquilfenoles). Tiende a desarrollarse su empleo pero los métodos de análisis presentan aún problemas;

- Agentes de superficie catiónicos, constituidos por sales de amonio cuaternario. No son de uso general; se utilizan en casos en los que sus propiedades biostáticas son particularmente útiles.

Ayudantes:

Entre ellos se encuentran:

- Los ayudantes propiamente dichos, como los polifosfatos, carbonatos, silicatos; productos capaces de «secuestrar» y formar complejos con algunas sales contenidas en el agua (polifosfatos...);

- productos que refuerzan y mejoran la acción de los principios activos (óxidos animados, carboximetilcelulosa, alquilamidas);

- aditivos: agentes de blanqueo, perboratos, colorantes, perfumes;

- cargas de sales minerales que mejoran la presentación de los productos;

- enzimas, consideradas como preayudantes y que participan en la hidrólisis de algunas materias.

Concentraciones observadas en las aguas:

Antes de utilizarse productos biodegradables, las concentraciones de detergentes aniónicos variaban en las aguas de los ríos de 0,05 a 6 mg/l. Posteriormente, han disminuido.

Las concentraciones de detergentes no iónicos son difíciles de expresar debido a la multiplicidad de métodos utilizados y a sus límites de precisión.

Daños que ocasionan:

Los daños producidos por la presencia de detergentes en el agua son:

- formación de espumas, que paralizan los procesos de depuración natural o artificial, concentran las impurezas y pueden diseminar las bacterias y los virus. Es suficiente una concentración de detergentes aniónicos de 0,3 mg/l para producir una espuma estable;

- disminución de la absorción de oxigeno de la atmósfera y de su disolución, aun en ausencia de espuma, por la formación de una película aislante que aparece en la superficie;

- sabor a jabón, que se detecta para contenidos netamente superiores al umbral de formación de espuma;

- aumento del contenido en fosfatos, procedente de los polifosfatos combinados con los agentes de superficie, que favorece la eutrofización de los lagos y el desarrollo de plancton en los ríos; en algunos países, una gran parte de los polifosfatos se ha reemplazado por el N.T.A. (ácido nitrilotriacético);

- aumento progresivo del contenido en boro de las aguas superficiales y profundas, procedentes de las grandes cantidades de perborato sódico utilizadas en los detergentes.

Los detergentes no son tóxicos para las bacterias, algas, peces y otros organismos de un río, siempre que su concentración se mantenga inferior a 3 mg/l.

Las enzimas que se añaden actualmente a los detergentes no tienen ningún efecto perjudicial sobre los medios receptores ni en las estaciones de tratamiento.

Influencia de los detergentes biodegradables.

El empleo de detergentes con un contenido mínimo biodegradable del 80 %, ha constituido una mejora notable, al menos para los detergentes aniónicos que pueden controlarse fácilmente.

En efecto, los productos de la biodegradación de los detergentes lineales son muy poco tóxicos.

Sin embargo, su parte no degradable es más tóxica para los peces que los detergentes no biodegradables.

Los detergentes no iónicos también plantean problemas, ya que favorecen la formación de espuma por los detergentes aniónicos y la estabilización de ésta. Los detergentes no iónicos actualmente utilizados son resistentes a la biodegradación, especialmente en tiempo frío.

De acuerdo con los estudios que se realizan actualmente, se esperan nuevos detergentes, aniónicos y no iónicos, casi totalmente biodegradables (alcoholes de cadena lineal) cuyos productos de adición presentarán igualmente mejores características.

De forma general, puede decirse que los detergentes no son nocivos por si mismos, y que sus acciones nocivas indirectas quedarán muy reducidas cuando pueda limitarse la formación de espumas gracias al empleo de productos totalmente biodegradables. Es preciso, no obstante, mantener un control riguroso de los productos de adición para evitar, por parte de ellos, cualquier riesgo de toxicidad.

No existe una norma, en España o en Francia, que limite el contenido en detergentes de un agua de abastecimiento; se admite, sin embargo, a titulo de recomendación, que la concentración de agentes de superficie aniónicos debe ser inferior a 0,2 mg/l. La norma europea que se encuentra en estudio propone una concentración máxima admisible de 0,1 mg/l.

2.2.4. PESTICIDAS Y PRODUCTOS FITOSANITARIOS

Se denominan pesticidas los productos utilizados en la lucha contra los organismos que son nocivos para la salud o que atacan los materiales y recursos vegetales o animales necesarios para la alimentación.

Estos pesticidas son igualmente productos perjudiciales para la salud y, por acumulación en las células vegetales o animales, pueden producir trastornos en el medio ambiente.

Los pesticidas comprenden no sólo los derivados fitosanitarios (insecticidas, fungicidas, herbicidas...), sino igualmente ciertos derivados de origen industrial, como los bifenilpoliclorados.

Clasificación. Pueden distribuirse en cinco clases:

- compuestos organoclorados, algunos de los cuales están prohibidos en muchos países, y que comprenden: compuestos estables DDT, HCH, Aldrine, en los insecticidas, y 2-4D, 2-4DT, MCPA, MCPP, utilizados como herbicidas, así como los bifenil y trifenilpoliclorados; compuestos menos estables: Symazine;

- compuestos organofosforados, de menor estabilidad y que por ello tienden a sustituir a los derivados dorados; en ciertos casos, la oxidación incompleta hace aparecer derivados del tipo oxón, más tóxico que el compuesto inicial

(paratión);

- compuestos organonitrogenados: poco estables, como la Symazine; estables, como el DNOC;

- compuestos organometálicos: derivados de la urea, del tiouracil, de los tiacenos nitrados o tionitrados, empleados como herbicidas. Los carbamatos y ditiocarbamatos se utilizan como fungicidas;

- sustancias minerales: azufre, sulfato de cobre, arseniato de plomo y de calcio. Los dos primeros se utilizan todavía, con bastante frecuencia, en tratamiento fitosanitario.

Origen de la contaminación y factores de transferencia.

La contaminación se debe a las aguas de lluvia, cuando éstas son violentas, y a las aguas de infiltración. Se ha encontrado paratión en capas situadas a 60 m de profundidad. A veces, los pesticidas son absorbidos por el suelo y arrastrados más tarde con él, hacia el agua, al producirse una erosión. Los factores que influyen en la contaminación del agua por los pesticidas son su solubilidad, su resistencia a la degradación física y bioquímica, la naturaleza del suelo y el volumen e intensidad de las lluvias.

Carácter molesto y tóxico de los pesticidas en el agua.

- Influencia en los caracteres organolépticos. Los pesticidas pueden ser causa de malos olores y sabores, variando el umbral de estos dos factores entre 0,1 y 1000 µg/l, según los productos. Así, es suficiente 1 µg/l de HCH para dar sabor al agua, mientras que el umbral del sabor del DDT es de 1 mg/l.

- Efecto sobre la fauna acuática. Los pesticidas tienen una acción directa que se traduce en una intoxicación lenta o aguda, y una acción indirecta que se manifiesta por la desaparición del plancton, la reducción del contenido en oxigeno y la modificación del pH y del contenido en gas carbónico. Los insecticidas organoclorados son mucho más tóxicos para los peces que los organofosforados, mientras que los herbicidas lo son mucho menos que los insecticidas en general.

- Efectos sobre el hombre. Existen intoxicaciones en forma aguda o crónica. Las formas agudas no proceden del agua pero si pueden proceder las formas crónicas, ya que los pesticidas tienen un efecto acumulativo. El tejido adiposo acumula principalmente los productos organoclorados; el hígado y los riñones son sensibles al DDT. En conjunto,

los pesticidas organofosforados son mucho más tóxicos para el hombre y los mamíferos que los organoclorados, excepto el malatión, compuesto fosforado poco tóxico, y el endrine, compuesto dorado (prohibido en Francia) que tiene una toxicidad elevada.

2.3. Contaminantes y microcontaminantes biológicos

2.3.1. MICROORGANISMOS Y VIRUS

Esta forma de contaminación proviene de los microorganismos y virus aportados por los distintos vertidos. Pueden afectar tanto a las aguas de superficie como a las aguas subterráneas; se estudian en el capitulo 28.

2.3.2. SECRECIONES DE LA MICROFAUNA Y DE LA MICROFLORA

Pueden desarrollarse numerosos organismos (en especial, algas y actinomicetos) en aguas de ríos (sobre todo, en los que han recibido una contaminación orgánica o sustancias eutrofizantes), en depósitos o incluso en los sistemas de distribución. Sus metabolitos, emitidos en el medio natural durante su vida o después de su muerte, producen cierto número de inconvenientes:

Sabores y olores: los más corrientes son los sabores a cieno, tierra y moho, debidos a los actinomicetos y a ciertas cianofíceas que segregan diversos compuestos, principalmente geosmina. Las principales ramificaciones de algas pueden producir, asimismo, olores muy desagradables: clorofitas, crisofitas (crisoficeas, diatomeas), cianofitas. Según la naturaleza y la concentración de las especies que se encuentran presentes, los tipos de olores pueden ser muy diversos: aromáticos (análogos a los olores de ciertos frutos, flores y legumbres), a pescado, a hierba, a cieno, a podrido, a corcho...

Sustancias tóxicas: algunas cianofíceas elaboran productos tóxicos para los animales superiores. Generalmente estas sustancias son intracelulares y, por lo tanto, no representan un peligro inmediato si se eliminan las algas durante el tratamiento, pero se desconocen sus efectos a largo plazo (acumulación por el organismo) si subsisten en forma de trazas en las aguas después de la muerte y descomposición de las algas.

Aspecto del agua: color y/o turbiedad debidos a las secreciones de la microflora y a las excreciones de la microfauna.

2.4. Impurezas de los reactivos utilizados para el tratamiento

Para el tratamiento de aguas destinadas al consumo humano, es necesario utilizar reactivos que ofrezcan la seguridad de que no introducen impurezas que puedan persistir en el agua después del tratamiento.

Por ejemplo, cuando, para la corrección del pH de un agua filtrada, antes de su distribución a la red, se utiliza sosa, ésta deberá estar exenta de mercurio.

Se encuentra en estudio, en Francia, un reglamento en el que se definirá la cantidad máxima de impurezas admisibles para cada reactivo.

3. PRINCIPIOS DE TRATAMIENTO DEL AGUA DESTINADA AL CONSUMO HUMANO

Conocido el origen de un agua y sus características físicas, químicas y bacteriológicas, así como su posible microcontaminación, después de comparadas estas características con las que se requeren para un agua destinada al consumo humano, puede juzgarse sobre la necesidad de su tratamiento.

Este tratamiento puede efectuarse de forma más o menos completa, según los defectos que deban corregirse. Pueden ser necesarios varios procedimientos, y, en este caso, deberá estudiarse su combinación de la forma más razonable. tanto desde el punto de vista de la eliminación de dichos defectos, como de las condiciones locales de instalación.

Este estudio tiene además por objeto llegar a la realización más económica en gastos de primera inversión y en gastos de explotación. Debe efectuarse teniendo en cuenta todas las posibilidades que ofrece actualmente el automatismo y con una exigencia de seguridad de explotación que garantice en todo momento la entrega de agua de la mejor calidad sin riesgo de fallos accidentales.

Los principales procedimientos empleados en el tratamiento de las aguas potables son:

3.1. Procedimientos generales

3.1.1. TRATAMIENTOS EFECTUADOS EN LA TOMA DE AGUA O EN EL BOMBEO

Cuando se trata de un agua subterránea, ha de cuidarse, en primer lugar, que la captación o el bombeo arrastre, con el agua, la menor cantidad posible de tierra y de arena. Es indispensable delimitar un perímetro de protección.

Al efectuarse una toma de agua superficial, deben tenerse en cuenta las materias que ésta pueda contener. Una buena concepción de la toma de agua es el punto de partida de su tratamiento.

Concepción de una toma de agua:

En un lago, de nivel sensiblemente constante, la cota del punto de toma del agua debe elegirse de forma que, a lo largo de todo el año, los contenidos del agua en materias en

suspensión, materias coloidales, hierro y manganeso, y plancton sean lo más bajos posibles. Igualmente, la temperatura del agua debe ser mínima.

Si el lago tiene bastante profundidad, interesa generalmente tomar el agua a 30/35 m de la superficie; de esta forma, la influencia de la luz se reduce suficientemente para asegurar una limitación del plancton, especialmente en los períodos de gran proliferación. Sin embargo, es necesario que esta toma se efectúe, al menos, a unos 7 m por encima del fondo, para evitar la influencia del movimiento de las partículas depositadas y de las corrientes de fondo.

Por último, hay que tener en cuenta las posibilidades de inversión de las distintas capas de agua del lago, fenómeno que se produce bajo la influencia de las variaciones de temperatura.

Una toma efectuada en un embalse de nivel de agua variable, debe tener en cuenta los mismos fenómenos, lo que exige la construcción de torres con tomas de agua a distintas alturas, según las estaciones.

Una precaución indispensable, antes del llenado de un embalse cuyas aguas se destinan al consumo humano, es la destrucción y eliminación de la capa vegetal de la zona inundada, con el fin de evitar la eutrofización (ver página 965) del embalse.

Una toma en un río debe concebirse teniendo en cuenta los diferentes materiales que puede arrastrar; tierra, arena, hojas, juncos, hierbas, restos de embalajes especialmente de plástico, cuerpos flotantes, capa de espuma o hidrocarburos, etc. No existe un modelo de toma ideal, sino diversos tipos adaptados no sólo al material que arrastre el río, sino también a su régimen y a sus posibilidades de navegación o de acceso a las orillas. En consecuencia, pueden efectuarse tomas por el fondo, laterales, por sifón, etc. Cada caso requiere un examen particular.

Según la naturaleza de las aguas que se toman, el primer tratamiento posible consiste en un desbaste, que tiene por objeto eliminar las materias de tamaño grande que pueden dificultar los restantes tratamientos.

Desbaste:

Esta operación puede incluir (ver cap. 4):

- un desbaste grosero, con rejas de 8 a 10 cm de separación entre barrotes;

- un desbaste más fino, con rejas de 25 a 40 mm.

Si las materias en suspensión de gran tamaño son poco abundantes y no hay peligro de que deterioren la reja fina o su dispositivo de limpieza automática, si lo hubiere, estas dos operaciones pueden reducirse a una sola.

Estos elementos son necesarios si el contenido en materias que transporta el agua es grande. No es suficiente, sin embargo, si el agua arrastra hojas o hierbas que pueden pasar a través de las rejas; en este caso, es necesario añadir:

- un tamizado en tambor rotatorio (sólo utilizable con niveles de agua poco variables) o sobre bandas de tamizado, en el caso de niveles de agua variables. Este tamizado se efectúa generalmente con mallas de 1 a 5 mm. La limpieza debe ser automática, en función de la pérdida de carga. La falta de este aparato, por razones de economía, es con frecuencia causa de perturbaciones en la explotación de muchas instalaciones, especialmente cuando existe un bombeo de elevación;

- un desarenado que puede situarse, según las condiciones de toma, antes o después del tamizado (eventual). Este desarenado es indispensable cuando el agua debe transportarse por una tubería o canal de gran longitud, cuando es necesario efectuar un bombeo, o cuando los aparatos de tratamiento que siguen pueden verse afectados seriamente por la presencia de cantidades apreciables de arena;

- un microtamizado si la cantidad de plancton es limitada y no se prevé una decantación posterior. Dada la acción limitada de los microtamices, es raro su empleo en instalaciones modernas un desaceitado de superficie;

-una predecantación (ver pág. 123).

Fig. 417. Toma de agua en el embalse de Apremont, que alimenta la estación de tratamiento del Syndicat de la Haute Vallée de LA VIE. Vendée (Francia). Caudal: 2000 m3/h.

Pretratamiento con cloro:

La protección de las tuberías de agua bruta puede necesitar un pretratamiento por cloro o uno de sus compuestos (hipoclorito, dióxido de cloro).

Cuando un agua rica en materias orgánicas y en plancton debe recorrer, hasta la estación principal, un acueducto de gran longitud, es indispensable prever en el punto de partida un tratamiento con un oxidante sin el cual existe el peligro de que se reduzca rápidamente el caudal de la tubería debido al desarrollo del plancton sobre las paredes de la misma. Este pretratamiento es necesario, igualnente, en tuberías de pequeña longitud, en el caso de presencia de mejillones de agua dulce (Dreissena polymorpha)

Las bacterias ferruginosas o sulfato-reductoras pueden atacar al hierro de las tuberías metálicas; se aprecia entonces una elevación del contenido en hierro del agua, especialmente durante los períodos en los que se suspende el tratamiento: una cloración elimina estos inconvenientes.

3.1.2. ALMACENAMIENTO DE AGUA BRUTA

Resulta interesante el almacenamiento de agua bruta en caso de sequía prolongada (descenso del caudal de los ríos, con alteración simultánea de la calidad) y cuando se produce una contaminación accidental. En este último caso, basta suspender el bombeo del río y utilizar el agua previamente acumulada en la reserva.

Durante el tiempo que dura el almacenamiento, pueden mejorar ciertas características del agua: disminución de las materias en suspensión, del contenido en amoníaco por nitrificación y de la flora bacteriana.

Por el contrario, el almacenamiento de agua bruta presenta ciertos inconvenientes. En condiciones geográficas y climatológicas favorables a la vida planctónica, se observa a veces un importante desarrollo de algas y de hongos, cuyos metabolitos pueden comunicar un sabor desagradable al agua, de difícil eliminación. Por otra parte, esta técnica exige la inmovilización de gran superficie de terreno, costosa en medio urbano, pudiendo ser necesario proceder, además, a una limpieza periódica de la reserva.

3.1.3. PRECLORACIÓN

Un tratamiento de precloración, efectuado antes de la decantación, casi siempre es recomendable para conseguir una mejor calidad de agua, más filtrable y cristalina. Esta precloración actúa por oxidación de los diferentes cuerpos contenidos en el agua:

- sobre los iones ferrosos y manganosos;

- sobre el amoniaco, para dar cloraminas o destruirlas cuando se sobrepasa el punto crítico (ver capítulo 27, página 954); cuando la dosis de amoniaco es excesiva, puede ser inaplicable este tratamiento, debido a que da lugar a dosis elevadas de oxidante residual y a fuertes gastos de explotación;

- sobre los nitritos, que se transforman en nitratos;

- sobre las materias orgánicas oxidables;

- sobre los microorganismos (bacterias, algas, plancton) que pueden des-arrollarse y provocar, por ejemplo, fermentaciones anaerobias.

Una precloración no reduce sistemáticamente el color (salvo en el caso de que sea debido a materias húmicas).

Esta precloración puede consistir en una simple cloración, una cloración al «break-point», o una supercloración.

En precloración conviene adoptar una dosis de cloro ligeramente superior a la del punto crítico, siempre que esto sea posible y no dé lugar a unas dosis demasiado fuertes de cloro. Se consigue así, por una parte, la destrucción total de los gérmenes patógenos y, por otra, la eliminación máxima de las bacterias, de los gérmenes comunes, del plancton y de las cloraminas; se obtiene también el menor sabor posible.

Estas ventajas son especialmente apreciables en ciertos períodos del año; en otros, sin embargo, en los que la calidad del agua no es tan mala, pueden ser suficientes dosis de cloro inferiores a la del punto crítico.

El tiempo de contacto entre el cloro y el agua está relacionado fundamentalmente con el fin que se pretende. La acción del cloro es muy rápida y, en los primeros minutos que siguen a la inyección, es ya considerable; sin embargo, es preciso un tiempo prolongado para llegar a una dosis de cloro residual estable.

En un proceso de desinfección, el factor tiempo es muy importante, pero no lo es tanto en una precloración, en la cual, los efectos principales que se buscan, se alcanzan rápidamente, incluso en el caso de empleo de carbón en polvo en el decantador.

Por último, en el caso de aguas de superficie que pueden contener virus, conviene efectuar una cloración por encima del punto crítico, con un tiempo de contacto prolongado.

La precloración va seguida, a veces, de una eliminación de cloro, que generalmente se efectúa con dióxido de azufre (SO2) o tiosulfato sódico.

3.1.4. AERACIÓN (ver cap. 13, p. 369).

Puede ser necesaria una aeración:

sí el agua contiene gases en exceso:

-sulfuro de hidrógeno (H2S), que da un sabor muy desagradable y se elimina fácilmente por una simple aeración atmosférica;

- oxígeno, cuando el agua se encuentra sobresaturada y su desprendimiento puede crear problemas en el funcionamiento de los decantadores (tendencia de los flóculos a elevarse a la superficie) y de los filtros, que sufren un falso atascamiento por desgasificación en el seno de la masa filtrante;

- dióxido de carbono (CO2), que hace agresiva al agua; su eliminación por aeración se efectúa a la presión atmosférica.

Esta aeración debe ser más o menos completa, en función de la mineralización del agua. Efectivamente, puede ser necesario eliminar sólo parcialmente el gas carbónico de forma que la porción restante sirva para incrementar la mineralización del agua, por reacción sobre productos neutralizantes;

Pretratamiento con cloro:

La protección de las tuberías de agua bruta puede necesitar un pretratamiento por cloro o uno de sus compuestos (hipoclorito, dióxido de cloro).

Cuando un agua rica en materias orgánicas y en plancton debe recorrer, hasta la estación principal, un acueducto de gran longitud, es indispensable prever en el punto de partida un tratamiento con un oxidante sin el cual existe el peligro de que se reduzca rápidamente el caudal de la tubería debido al desarrollo del plancton sobre las paredes de la misma. Este pretratamiento es necesario, igualnente, en tuberías de pequeña longitud, en el caso de presencia de mejillones de agua dulce (Dreissena polymorpha).

Las bacterias ferruginosas o sulfato-reductoras pueden atacar al hierro de las tuberías metálicas; se aprecia entonces una elevación del contenido en hierro del agua, especialmente durante los períodos en los que se suspende el tratamiento: una cloración elimina estos inconvenientes.

3.1.2. ALMACENAMIENTO DE AGUA BRUTA

Resulta interesante el almacenamiento de agua bruta en caso de sequía prolongada (descenso del caudal de los ríos, con alteración simultánea de la calidad) y cuando se produce una contaminación accidental. En este último caso, basta suspender el bombeo del río y utilizar el agua previamente acumulada en la reserva.

Durante el tiempo que dura el almacenamiento, pueden mejorar ciertas características del agua: disminución de las materias en suspensión, del contenido en amoníaco por nitrificación y de la flora bacteriana.

Por el contrario, el almacenamiento de agua bruta presenta ciertos inconvenientes. En condiciones geográficas y climatológicas favorables a la vida planctónica, se observa a veces un importante desarrollo de algas y de hongos, cuyos metabolitos pueden comunicar un sabor desagradable al agua, de difícil eliminación. Por otra parte, esta

técnica exige la inmovilización de gran superficie de terreno, costosa en medio urbano, pudiendo ser necesario proceder, además, a una limpieza periódica de la reserva.

3.1.3. PRECLORACIÓN

Un tratamiento de precloración, efectuado antes de la decantación, casi siempre es recomendable para conseguir una mejor calidad de agua, más filtrable y cristalina. Esta precloración actúa por oxidación de los diferentes cuerpos contenidos en el agua:

- sobre los iones ferrosos y manganosos;

- sobre el amoniaco, para dar cloraminas o destruirlas cuando se sobrepasa el punto crítico (ver capítulo 27, página 954); cuando la dosis de amoniaco es excesiva, puede ser inaplicable este tratamiento, debido a que da lugar a dosis elevadas de oxidante residual y a fuertes gastos de explotación;

- sobre los nitritos, que se transforman en nitratos;

- sobre las materias orgánicas oxidables;

- sobre los microorganismos (bacterias, algas, plancton) que pueden desarrollarse y provocar, por ejemplo, fermentaciones anaerobias.

Una precloración no reduce sistemáticamente el color (salvo en el caso de que sea debido a materias húmicas).

Esta precloración puede consistir en una simple cloración, una cloración al «break-point», o una supercloración.

En precloración conviene adoptar una dosis de cloro ligeramente superior a la del punto crítico, siempre que esto sea posible y no dé lugar a unas dosis demasiado fuertes de cloro. Se consigue así, por una parte, la destrucción total de los gérmenes patógenos y, por otra, la eliminación máxima de las bacterias, de los gérmenes comunes, del plancton y de las cloraminas; se obtiene también el menor sabor posible.

Estas ventajas son especialmente apreciables en ciertos períodos del año; en otros, sin embargo, en los que la calidad del agua no es tan mala, pueden ser suficientes dosis de cloro inferiores a la del punto crítico.

El tiempo de contacto entre el cloro y el agua está relacionado fundamentalmente con el fin que se pretende. La acción del cloro es muy rápida y, en los primeros minutos que siguen a la inyección, es ya considerable; sin embargo, es preciso un tiempo prolongado para llegar a una dosis de cloro residual estable.

En un proceso de desinfección, el factor tiempo es muy importante, pero no lo es tanto en una precloración, en la cual, los efectos principales que se buscan, se alcanzan rápidamente, incluso en el caso de empleo de carbón en polvo en el decantador.

Por último, en el caso de aguas de superficie que pueden contener virus, conviene efectuar una cloración por encima del punto crítico, con un tiempo de contacto prolongado.

La precloración va seguida, a veces, de una eliminación de cloro, que generalmente se efectúa con dióxido de azufre (SO2) o tiosulfato sódico.

3.1.4. AERACIÓN Puede ser necesaria una aeración:

sí el agua contiene gases en exceso:

- sulfuro de hidrógeno (H2S), que da un sabor muy desagradable y se elimina fácilmente por una simple aeración atmosférica;

- oxígeno, cuando el agua se encuentra sobresaturada y su desprendimiento puede crear problemas en el funcionamiento de los decantadores (tendencia de los flóculos a elevarse a la superficie) y de los filtros, que sufren un falso atascamiento por desgasificación en el seno de la masa filtrante;

- dióxido de carbono (CO2), que hace agresiva al agua; su eliminación por aeración se efectúa a la presión atmosférica.

Esta aeración debe ser más o menos completa, en función de la mineralización del agua. Efectivamente, puede ser necesario eliminar sólo parcialmente el gas carbónico de forma que la porción restante sirva para incrementar la mineralización del agua, por reacción sobre productos neutralizantes; si el agua presenta un defecto de oxígeno; con la aeración se consigue entonces:

- la oxidación de los iones ferrosos y manganosos;

- la nitrificación del amoníaco, en ciertas condiciones;

- el aumento del contenido en oxígeno con el fin de que el agua sea agradable para la bebida. Aportando oxígeno a un agua rica en amoníaco o en sulfatos, se consigue, en ciertos casos, combatir la anaerobiosis y evitar la corrosión de tuberías metálicas.

3.1.5. CLARIFICACIÓN

Esta clarificación puede ser más o menos completa según la turbiedad del agua, su color y su contenido de materias en suspensión o coloidales y de materias orgánicas. Puede efectuarse, en función de estos distintos factores:

- por coagulación total, floculación, decantación y filtración;

- por coagulación parcial, microfloculación y filtración.

Fig. 418. - Los 10 filtros Aquazur de 80 m2 cada uno y sus pupitres de mando. Caudal total 4 800 m3/h. Estación de tratamiento de SAINT-ETIENNE (Francia).

La adición de un coagulante al agua, como se ha indicado en el capítulo 3, página 61, disminuye el potencial electronegativo de las partículas que contiene. Puede utilizarse una dosis que anule este potencial; se obtiene así la coagulación total de los coloides que permite conseguir una clarificación óptima, después de su floculación, decantación y filtración.

También puede inyectarse una dosis pequeña de coagulante y efectuar una coagulación parcial de los coloides, formando flóculos muy finos (microfloculación) los cuales, con o sin ayudante, se retienen por filtración. De esta forma no se consigue el valor mínimo de materias en suspensión, de color, o de materias orgánicas. Sin embargo, puede ser suficiente si el agua bruta no está muy contaminada.

A. Clarificación por coagulación total, floculación, decantación y filtración

Este tratamiento se aplica a las aguas que presentan una o varias de las características siguientes:

- contenido de materias en suspensión que exceda de 20 a 40 g/m3 durante todo o parte del año;

- color superior a 30 mg/l de Pt-Co. (Existen otros tratamientos, que se estudian más adelante, que pueden utilizarse cuando el único defecto del agua sea el exceso de color);

- contenido elevado de materias orgánicas, que quiere reducirse al mínimo;

- contenido de metales pesados superior a la concentración máxima recomendada;

- presencia abundante, aun en el caso de que sea temporal, de plancton. Efectivamente, este tratamiento, combinado con una precloración, es el único que puede reducir del 95 al 99 % del plancton, eliminándose el resto por filtración. Como se detalla en el capítulo 9, página 248, con una microfiltración no puede llegarse a ese resultado.

Esta clarificación puede realizarse siguiendo diferentes esquemas, de acuerdo con la importancia de las materias en suspensión contenidas en el agua.

Clarificación de aguas muy turbias.

Cuando se teme que los contenidos de materias en suspensión puedan ser superiores a los 2 000 a 3 000 g/m3 durante un tiempo prolongado, es necesario prever:

- una decantación en una etapa, en un decantador-floculador de rasquetas. Este procedimiento sólo es admisible si el contenido máximo no es demasiado grande y no da lugar a un volumen de fangos excesivos que sobrepase la capacidad de purga del decantador. Las velocidades ascensionales generalmente varían entre 1 y 1,50 m/h.

- o una decantación en dos etapas: un decantador de desbaste (predecantador), seguido de un decantador propiamente dicho. Con esta instalación pueden tratarse las aguas más cargadas de arcilla.

El predecantador, para ser eficaz, no debe considerarse como un desarenador. Si el contenido de arena es grande, debe eliminarse previamente hasta un diámetro de 0,1 a 0,2 mm, ya que, en caso contrario, el dispositivo de rascado del decantador se vería expuesto a atascos y desgastes.

En el caso de un contenido elevado de materias en suspensión y para conseguir, sin reactivos, una reducción suficiente de las mismas en el agua tratada, debe preverse un decantador sobredimensionado. Si se adopta un decantador de dimensiones más pequeñas, puede ser suficiente, durante los períodos de turbiedad media, un simple funcionamiento estático, pero durante los períodos de punta (más de 5000 a 10 000 g/m3) deberá efectuarse una primera inyección de coagulante y/o floculante, en una dosis inferior a la determinada por el ensayo de floculación, con lo que se conseguirá el desbaste deseado, con una velocidad ascensional relativamente alta.

Esta velocidad ascensional, esencialmente, es función de la naturaleza de las materias que deben eliminarse, de su contenido, del volumen de fangos que producen y de la dosis de coagulante inyectada.

En periodo de crecida, puede ser necesario añadir también un reactivo neutralizante para corregir el pH del agua. Este reactivo puede no ser útil durante el resto del tiempo.

El segundo decantador recibe, por tanto, un agua de calidad que varía dentro de unos límites aceptables y puede dar siempre, después de una coagulación total y floculación, un agua decantada de buena calidad.

La preocupación por la salud del consumidor, lleva a veces a considerar la filtración como un acabado que puede todavía perfeccionarse con tratamiento de afino.

En el esquema de instalación descrito, la utilización de una inyección de reactivos en dos fases, durante los períodos de punta, no da lugar a una sobredosificación de coagulante con relación a una inyección en una sola fase. Sin embargo, debe estudiarse cuidadosamente la dosificación de reactivos, para poder hacer frente a puntas cuya amplitud puede variar de un año a otro. Es necesario, por tanto, un buen conocimiento del agua o un amplio margen de seguridad en la capacidad de dosificación.

Clarificación de aguas de turbiedad media (20 a 2 000-3 000 g/m3):

En este caso, es en general suficiente una coagulación total combinada con una floculación y una decantación en una sola etapa. Puede efectuarse en un floculador, seguido de un decantador estático, o en un decantador-floculador de rasquetas, de recirculación de fangos o de lecho de fangos.

Para obtener el resultado óptimo de decantación, debe ajustarse, con la mayor precisión, la dosificación del reactivo coagulante y el pH de floculación, corregido eventualmente por un reactivo de neutralización.

La utilización de un ayudante de floculación es casi siempre beneficiosa, pues aumenta la velocidad de sedimentación, y se obtiene, gracias a ello, en todo momento, un agua mejor clarificada. La experiencia demuestra que, a igualdad de calidad de agua tratada, no hay ayudante con el que se consiga disminuir la dosis de coagulante.

Si se acepta una calidad inferior de agua, manteniéndola dentro de los límites de las normas oficiales, puede reducirse la dosis de coagulante, con o sin empleo de ayudante.

En los países en los que está autorizado el uso de ayudantes de síntesis para el agua potable, se ha intentado reducir la dosis de coagulante por adición de ayudantes catiónicos. La elección del tipo y dosis de coagulante se hace después de efectuar ensayos de laboratorio.

Por último, para que sea óptima la eficacia de los distintos reactivos, es preciso que se efectúe la floculación en un medio concentrado de flóculos: en esto se basa el empleo de los decantadores-floculadores, en los que se tiene la mayor concentración posible de fangos floculados (no de materias en suspensión).

Puede preverse un floculador clásico, seguido de un decantador con un tiempo de retención corto; con este conjunto puede obtenerse un agua de la calidad exigida por las normas, aunque no se alcance la calidad óptima.

Este tratamiento de clarificación por coagulación total floculación, decantación en una etapa y filtración es, sin duda, el más frecuentemente empleado; es compatible con el empleo simultáneo de tratamientos complementarios, como son la desferrización, desmanganización, o un proceso de afino. Ofrece la ventaja de poder utilizarse de forma completa durante una parte del año y funcionar con coagulación parcial sobre filtro, el resto del tiempo; el decantador queda entonces fuera del tratamiento, utilizándose como simple depósito de contacto, antes de la filtración, en el caso de que se efectúe una precloración.

En algunos casos, en los que el contenido en materias orgánicas de las aguas de superficie es elevado y coincide con una cantidad de hierro considerable, puede ser necesario efectuar una doble coagulación-floculación-decantación a pH diferentes. Se pueden conseguir así, después de la filtración, reducciones del 75 al 80 % de materias orgánicas con aguas en las que una simple decantación, debido a la presencia de diversos contaminantes, no eliminaría más del 50 %. Debe tenerse en cuenta que este caso se presenta excepcionalmente.

Cuando lo permiten las características del agua y los precipitados forma-dos por floculación, estos precipitados pueden separarse por flotación: con esta técnica se consiguen fangos de elevada concentración y, a veces, se obtiene una economía de reactivo.

B. Clarificación por coagulación parcial, floculación y filtración

Cuando el agua se mantiene, de forma constante, poco cargada (menos de 20 a 40 g/m3), con poco color (inferior a 30 unidades) y un contenido bajo en materias orgánicas, hierro y manganeso, puede tratarse por coagulación parcial, seguida de filtración. Generalmente la adición del coagulante exige un cierto tiempo de contacto antes de que el agua llegue a los filtros, mientras que la del ayudante de floculación debe efectuarse a su entrada. La dosis de coagulante fija la turbiedad final, después de la filtración, y el papel del ayudante consiste en hacer más lenta la penetración, en el lecho filtrante, de los flóculos muy finos y con poca cohesión. Este tipo de tratamiento se utiliza solamente con aguas poco contaminadas, ya que el grado de reducción de materias orgánicas es más bajo que en el tratamiento de coagulación total, por lo que si se aplica este procedimiento con aguas muy cargadas la calidad final del agua tratada no sería aceptable.

También viene limitado este tratamiento por la capacidad máxima de retención de la materia filtrante; puede aumentarse esta capacidad empleando una gran altura de capa, o lechos de varias granulometrías (ver cap. 9, página 264).

Para hacer frente a esta limitación, puede emplearse una filtración en dos etapas, pero, a pesar de ello, con este esquema no se alcanza el rendimiento de una clarificación por coagulación total-floculación. decantación y filtración. Cuando un agua poco contaminada está fuertemente coloreada, o tiene un contenido apreciable de hierro o manganeso, puede utilizarse una coagulación parcial sobre filtro, precedida de una ozonización. En este esquema, el ozono trabaja como agente oxidante y no como coagulante. La experiencia muestra que su inyección no modifica el potencial Z del agua. La filtración a través de filtro bicapa se adapta especialmente a este tratamiento.

3.1.6. DESINFECCIÓN

Objetivos de la desinfección:

- inyección de un desinfectante para obtener agua, de forma continua, exenta de bacterias pútridas y gérmenes patógenos, conforme a las normas y a los ensayos oficiales basados en el Escherichia Coli, los estreptococos fecales y los Clostridium sulfito-reductores.

Un tiempo de contacto de 20 a 30 mm como mínimo (es deseable que sea de 1 a 2 h), con una dosis de cloro o de dióxido de cloro residual de 0,05 a 0,2 mg/l, es suficiente en general. El tiempo de contacto y el cloro residual deben ajustarse según el contenido del agua en nitrógeno amoniacal, la naturaleza del desinfectante utilizado y la aplicación eventual de una precloración.

Con el empleo de ozono puede reducirse el tiempo de contacto a unos 5 mm, con la misma dosis residual que en el caso anterior, y sin que la dosis que debe añadirse esté influenciada por el nitrógeno amoniacal.

- Puede interesar, también, llevar esta desinfección más allá de los criterios oficiales y fijarse como objetivo la eliminación total de los gérmenes comunes; para ello es necesario, en general, tratar el agua con una dosis de desinfectante mucho más fuerte, que dé lugar a un contenido residual libre considerable.

En el caso del cloro o de sus compuestos, es preciso inyectar una dosis superior al punto critico durante un tiempo de contacto de una hora, por lo menos. El cloro residual libre es función de la naturaleza del agua y de los gérmenes que se desea eliminar.

En el caso del ozono, la experiencia indica que debe emplearse una dosis tal que se mantenga al menos 0,35 mg/l durante un tiempo aproximado de 4 mm. Este criterio es el mismo que el que se sigue para la destrucción de los virus.

- Eliminar ciertos parásitos, como es el portador de la bilharciosis. Para ello puede practicarse una superdoración. También puede efectuarse una superozonización con una dosis de ozono residual de 0,9 mg/l.

Elección del desinfectante.

Esta elección es función de criterios técnicos (desinfección simple o completa, problemas de sabores) y económicos.

- Cloro e hipocloritos sódico y cálcico. Pueden utilizarse si el agua que se desea desinfectar no contiene materias orgánicas o contaminantes químicos, capaces de formar compuestos que den mal sabor al agua. Este riesgo se reduce al mínimo cuando se efectúa la desinfección ligeramente por encima del punto critico, a condición de que la dosis de cloro residual a la salida de la instalación, no sea demasiado elevada; en este caso, para eliminar el sabor a cloro, seria necesario una reducción parcial con hiposulfito o, aún mejor, con dióxido de azufre.

Puede emplearse también cloro o hipoclorito antes de un tratamiento final sobre carbón en grano, que elimina las materias orgánicas que producen los sabores y cataliza la reducción del cloro en exceso. Después de la filtración sobre carbón activo, puede efectuarse una adición suplementaria de cloro, en una dosis muy pequeña, destinada a mantener cloro residual en la red de distribución, sin peligro de malos olores, a menos que se deban a las mismas conducciones, a su revestimiento, o a sedimentos anteriores.

La cloración complementaria puede realizarse por cloraminas o con dióxido de cloro.

La acción del cloro está muy influenciada por el pH; cuanto más elevado es éste, mayor es la dosis de cloro residual que debe mantenerse para obtener la misma eficacia, con un mismo tiempo de contacto. Debe tenerse en cuenta este factor cuando se efectúa una neutralización para elevar el pH del agua filtrada.

- Las clorominas reducen o eliminan, generalmente, los sabores que podrían encontrarse en un tratamiento sólo con cloro. Pueden ser eficaces, aunque no siempre, cuando se quiere evitar el sabor a clorofenol.

El dióxido de cloro (CIO2) elimina sistemáticamente la formación de clorofenol, pero no tiene efecto sobre otros muchos sabores, como es el sabor a tierra o a lodo. Sólo es, por tanto, recomendable cuando el único sabor que puede producirse, es debido a clorofenoles.

Para evitar la presencia en el agua de un contenido excesivo de clorito sódico, es preciso, por una parte, limitar la dosis de dióxido que se emplea y, por otra, dado el carácter reversible de la reacción, utilizar una cantidad de cloro, para su formación, superior a la cantidad estequiométrica.

- Con los rayos ultravioletas se obtiene una buena desinfección y una eliminación completa de los virus, a condición de que se apliquen sobre una capa de agua de poco espesor, con una potencia suficiente y renovando las lámparas antes de que acusen una

fuerte pérdida de su poder emisivo. El agua debe ser clara, sin turbiedad ni color, desprovista de hierro, de coloides orgánicos o de microorganismos planctónicos, ya que estas impurezas podrían formar sedimentos sobre los tubos, que reducirían considerablemente la penetración de los rayos.

Si se cumplen estas condiciones, toda célula viva, activa o esporulada, atacada por los rayos ultravioletas, muere o, al menos, no puede reproducirse o actuar sobre el medio ambiente.

Sólo se consigue una seguridad total de tratamiento, con una instalación ampliamente dimensionada, bien controlada y mantenida, y utilizada con agua de calidad constante a lo largo de todo el año.

- El ozono es el mejor desinfectante, de un precio de costo más elevado que el cloro o sus compuestos, pero de una eficacia muy superior, que sobrepasa netamente la fase de desinfección. El ozono tiene un efecto oxidante por adición de un átomo de oxigeno; su acción de ozonólisis le permite actuar sobre los enlaces dobles, fijando la molécula completa de ozono sobre los átomos del doble enlace (acción sobre las proteínas, enzimas...) El conjunto de estas propiedades hace que actúe sobre los virus, los sabores, el color y sobre ciertos microcontaminantes.

La dosis de ozono necesaria varía mucho, según la calidad del tratamiento previo. Así, con agua de superficie muy contaminada y perfectamente tratada, es necesario, por ejemplo, de 1 a 1,2 g de ozono por m3 de agua para obtener una dosis residual de 0,4 g/m3; después de un tratamiento mal concebido o mal llevado (mala precloración, dosificación insuficiente de coagulante, etc.) es necesario 1,7 g de ozono por m3 de agua para obtener la misma dosis residual. La calidad del tratamiento previo y su explotación tienen, por tanto, una gran influencia sobre las dosis que deben preverse.

A diferencia del cloro, que es muy sensible al pH del medio, éste tiene poca influencia sobre la dosis de ozono necesaria para la desinfección.

Cuando se exige una dosis residual elevada, deben tomarse varias precauciones: es preciso, en primer lugar, prever una eliminación eficaz del ozono no disuelto que escapa por las salidas a la atmósfera de las torres de contacto (ver cap. 15, página 423); es necesario tener en cuenta, igualmente, la proximidad de los primeros usuarios del agua así tratada; aunque el ozono es un gas inestable, con un contenido en ozono residual libre de 0,4 g/m3, al cabo de más de una hora, se detectan todavía trazas del mismo en el agua. Por ello, si el tiempo de retención en el depósito de agua tratada es corto, pueden plantearse problemas de corrosión a los usuarios próximos a la instalación de tratamiento. Se recomienda, en este caso, que se proceda a una neutralización del ozono en exceso en el agua de distribución.

Normalmente, el agua permanece cierto tiempo en el depósito de agua tratada y los primeros abonados se encuentran a una cierta distancia de la instalación de tratamiento. El contenido en ozono residual es, en este caso, nulo. Como el agua ha sido perfectamente desinfectada a la salida de la planta, al llegar a los usuarios se encuentra en las mismas condiciones que un agua tratada con cloro y que no presentara más que trazas.

Deben tenerse en cuenta, sin embargo, posibles desarrollos de plancton en las paredes de las tuberías.

Efectivamente, basta que algunos elementos del fito o del zooplancton se mantengan vivos en el agua tratada y en el agua distribuida; encontrarán su alimento en las materias orgánicas que forman una capa mucilaginosa sobre las paredes de las conducciones. Este plancton que no encuentra ningún desinfectante residual, tiene el peligro de proliferar y producir, de nuevo, malos sabores.

Por ello, después de la ozonización, se realiza con frecuencia una inyección, en dosis muy pequeña, de un desinfectante residual persistente, con el fin de evitar estas proliferaciones. Puede emplearse con este fin cloro, o mejor dióxido de cloro, sin peligro de que se produzcan de nuevo sabores, puesto que el ozono ha oxidado previamente las materias orgánicas que podrían ser su causa. Este desinfectante residual puede inyectarse, en continuo, en una dosis pequeña, o, en discontinuo, en una dosis mayor, de forma que subsistan trazas en el extremo de la red de distribución. Debe estudiarse en cada caso la mejor solución, dependiendo ésta del tipo de red.

3.1.7. ADSORCIÓN

Cuando se trata de potabilizar aguas superficiales con fuerte contaminación inicial, se recurre, cada vez con mayor frecuencia, a la adsorción a través de carbón activo, para la eliminación de microcontaminantes, sabores y olores.

El lugar relativo, dentro de una cadena de tratamiento, de las etapas de desinfección por ozono o cloro, y de adsorción con carbón activo, debe ser objeto de estudios específicos, en cada caso.

3.1.8. TRATAMIENTO DE LOS FANGOS

Los fangos producidos en el tratamiento de las aguas destinadas al abastecimiento público proceden de las extracciones o purgas efectuadas en la decantación, si existe, y del lavado de los filtros.

Las materias en suspensión contenidas en estos fangos comprenden las correspondientes al agua antes del tratamiento: plancton, materias minerales y orgánicos floculadas, hidróxidos metálicos (hierro y manganeso), y las materias añadidas para su tratamiento: hidróxidos metálicos procedentes del coagulante y, eventualmente, carbón activo en polvo. Cuando los fangos proceden sólo de una filtración, su concentración alcanza de 200 a 1 000 g/m3 sobrepasando, por tanto, los límites admitidos normalmente para el vertido a un río.

Si el tratamiento comprende una fase de decantación y una o dos fases de filtración, se reúnen todos los fangos, recirculando en su totalidad las aguas de lavado de los filtros e introduciéndolas separadamente. El agua decantada se recupera para su recirculación o

vertido, y los fangos sedimentados se unen a los que se extraen de los decantadores principales.

Los fangos reunidos tienen una concentración en materias secas que varía, generalmente, entre 2 y 1 5 g/l. En algunos casos en los que el agua bruta está muy cargada, puede llegarse a concentraciones mucho mayores, hasta más de 100 g/l. Constituye esto, sin embargo, una excepción que corresponde a períodos de crecidas de los ríos en los que llega a ser admisible realizar vertidos directos. La contaminación, en este caso, es fundamentalmente mineral.

Suponiendo que se parta de fangos con una concentración de 2 a 15 g/l de materias secas, pueden realizarse varios tipos de tratamiento:

- concentración y vertido sobre lechos de secado;

- concentración y paso a través de filtros-prensa; filtros al vacío (con o sin precapa) filtros de bandas o centrifugadoras;

- recuperación del coagulante por acidificación y tratamiento de los fangos residuales neutralizados en filtros al vacío, filtros-prensa o centrifugadoras.

Los fangos procedentes del tratamiento de un agua potable se caracterizan, generalmente, por una carga orgánica fuerte y una proporción no despreciable de hidróxidos metálicos. Por ello, los aparatos de concentración deben dimensionarse ampliamente, siendo necesario prever un acondicionamiento con el que pueda obtenerse, simultáneamente, un líquido tratado claro y unos fangos manejables después de la deshidratación; se evitará, con ello, el atascamiento de las telas de los filtros que, eventualmente, puedan emplearse.

Para determinar el tratamiento de fangos más conveniente, debe efectuarse, en cada caso particular, un estudio técnico y económico.

3.2. Tratamiento específico de eliminación y corrección de aguas naturales

3.2.1. ELIMINACIÓN DE HIERRO Y MANGANESO

El hierro y el manganeso deben eliminarse de las aguas de consumo, por diversas razones:

- causas de corrosión o de obstrucción de las tuberías (directamente, por precipitación y formación de depósitos, o indirectamente, favoreciendo el desarrollo de bacterias especificas);

- aspecto del agua;

- sabor metálico;

- inconveniente en el lavado de la ropa.

Igualmente, son indeseables estos elementos en numerosas aguas de fabricación, en especial en industrias lecheras, papeleras o textiles (ver capitulo 23).

En las aguas de superficie, el hierro y el manganeso se encuentran generalmente en estado oxidado y precipitado, por lo que se eliminan por tratamientos clásicos de clarificación.

En aguas profundas desprovistas de oxígeno, se presentan en forma reducida (estado de oxidación + 2) y disuelta, en cuyo caso deben someterse a los tratamientos específicos que se examinan seguidamente.

A. Estados naturales del hierro y del manganeso - Problemas analíticos

El hierro férrico no complejo se encuentra en estado precipitado; las formas disueltas del hierro, que conducen a los tratamientos estudiados en este capitulo, podrán ser los siguientes:

Hierro ferroso (bivalente), ya sea en forma Fe2+, o en forma de iones hidratados: FeOH+ a Fe(OH)3-. En aguas cuyo TAC es notable, el ion Fe2+ se encontrará sobre todo en estado de hidrogenocarbonato (o bicarbonato) y su solubilidad, deducida de las leyes que rigen los equilibrios químicos, seguirá la relación:

•

con

y

En presencia de H2S, la solubilidad es menor (debido al bajo valor del producto de solubilidad del sulfuro ferroso que, por ello, precipita).

Complejos, formados con Fe2+ o Fe3+:

- minerales: silicatos, fosfatos o polifosfatos, sulfatos, cianuros, etc.;

- orgánicos: podrá tratarse, en realidad, de fenómenos de formación de complejos propiamente dicha, de quelación o de peptización, en especial con los ácidos húmicos, fúlvicos, tánicos, etc.

Para definir un tratamiento de desferrización, no basta conocer el contenido total de hierro, sino que deben conocerse igualmente las diferentes formas bajo las cuales puede presentarse este elemento; los diferentes estados del hierro en el agua pueden resumirse de la forma siguiente:

En la práctica, se tendrá ya un conocimiento suficiente del problema, determinando: hierro total, hierro total filtrable, Fe2+ total, Fe2+ filtrante; la eliminación de las formas disueltas planteará problemas, sobre todo en presencia de hierro complejo: si resulta imposible efectuar análisis detallados sobre el terreno, podrá suponerse la presencia de complejos, y por tanto de dificultades de tratamiento, si el contenido total en hierro disuelto es superior al valor de la solubilidad teórica, deducido del pH y de la alcalinidad.

Lo mismo que el hierro, el manganeso puede presentarse bajo diferentes formas: bicarbonatos, complejos minerales y orgánicos, etc. Es preciso efectuar las mismas investigaciones analíticas que para el hierro.

Para abordar cualquier problema de eliminación de hierro o de manganeso, es necesario determinar «in situ» la mayor parte de las características del agua, después de proceder a una explotación suficiente del pozo para asegurarse de la representatividad de la muestra.

La forma del hierro en el agua depende, ante todo, del pH y del potencial de oxidación-reducción; en la figura 419, se ve que el hierro puede pasar de una forma disuelta (por ejemplo, Fe2+ o FeOH+) a una forma precipitada (FeCO3, Fe(OH)2 o Fe(OH)3), al aumentarse el potencial (oxidación), el pH, o ambos. El manganeso sigue una ley

análoga. Sobre estos principios se basan, en general, los diferentes tratamientos que se enumeran seguidamente.

B. Tratamiento por oxidación y filtración

Esta técnica es la que se utiliza con mayor frecuencia, especialmente para aguas de pozo. Eventualmente puede añadirse un cierto número de tratamientos suplementarios, tales como: corrección de pH, oxidación química, decantación, etc. Siempre es necesario airear un agua de origen profundo, desprovista de oxígeno, aun cuando se utilice igualmente un oxidante químico.

Fig. 419. Diagrama «potencial-pH» del hierro (Zonas de existencia de iones y precipitados) según HEM, 1961.

A veces resulta conveniente realizar una precloración, que acelera la oxidación del hierro y permite la eliminación química del amoniaco. Sin embargo, también puede ser contraproducente, si no puede alcanzarse el punto critico; en efecto, se suprimen entonces ciertas acciones biológicas de desferrización y nitrificación, sin que pueda ejercerse un efecto oxidante suficiente. Por ello, toda precloración debe supeditarse a unos ensayos previos.

Se examinan seguidamente los modelos de aplicación más frecuentes.

B1. Desferrización simple sin decantación (aeración - filtración)

Principio: este proceso se refiere a aguas brutas cuyo contenido máximo en hierro es de 5 mg/l y que no presentan otras características desfavorables: manganeso, color, turbiedad, ácidos húmicos, tolerándose no obstante un pequeño contenido de amoniaco y una agresividad carbónica moderada. En algunos casos, podrán tratarse de igual forma aguas cuyo contenido en hierro llegue hasta 10 mg/l.

La primera parte del tratamiento de desferrización se basa en una oxidación del hierro bivalente por el oxigeno del aire. Esta aeración puede hacerse (ver cap. 13):

- a la presión atmosférica, en instalaciones por gravedad;

- a presión, por inyección de aire comprimido en unas torres de oxidación rellenas de materiales de contacto (normalmente, lava volcánica).

La ventaja de las instalaciones del segundo tipo consiste en la posibilidad de hacer que trabajen a la presión de impulsión en la red, sin bombeo de recogida. Por el contrario, la aeración a la presión atmosférica permite generalmente la evacuación, de forma más económica, del gas carbónico agresivo, que exige un tratamiento costoso de neutralización cuando su contenido es elevado.

La rapidez de la oxidación del hierro bivalente por el oxigeno depende de varios factores, en especial: temperatura, pH, contenidos de hierro y de oxigeno disuelto. La ecuación de la reacción puede escribirse:

• (1)

y su cinética se expresa por la relación de Stumm & Lee:

(2)

siendo la constante k función de la temperatura y del poder amortiguador del agua bruta.

La reacción (1) muestra que se necesitan 0,14 mg de oxígeno para oxidar 1 mg de hierro. La ecuación (2) muestra que la reacción será tanto más rápida cuanto más elevado sea el pH y cuanto más próxima esté el agua a la saturación de oxigeno.

El tiempo de oxidación determinado en laboratorio con un agua sintética puede verse considerablemente disminuido en la mayoría de las instalaciones, gracias al efecto catalítico:

- de los sedimentos anteriores;

- de ciertos aniones presentes en el agua, principalmente silicatos y fosfatos;

- eventualmente, de ciertos catalizadores metálicos introducidos en el agua durante el tratamiento: trazas de sulfato de cobre pueden ejercer gran influencia en la oxidación del hierro y del manganeso por el oxígeno o los oxidantes químicos.

Lo mismo sucede con ciertos fenómenos biológicos, que se examinan más adelante. Por el contrario, la presencia de ácidos húmicos retrasa la oxidación del hierro.

Según las técnicas utilizadas, el precipitado formado puede contener mayor o menor proporción de carbonato ferroso, más cristalino que el hidróxido férrico; esta particularidad explica las notables diferencias observadas en el funcionamiento de algunas instalaciones: la talla efectiva del material filtrante puede estar comprendida entre 0,5 y 1,7 mm, y la velocidad entre 5 y 20 m3/(m2 • h), si no es más.

También, por las mismas razones, es muy variable el peso de hierro retenido por unidad de superficie filtrante: 200 a 2500 g de Fe por m2 de arena, según los casos. De forma general, los filtros bicapa (antracita + arena) se adaptan muy bien a la desferrización.

Algunas sustancias, como ácidos húmicos, silicatos, fosfatos o polifosfatos, desempeñan un papel inhibidor en la precipitación y la filtración del hidrato férrico. Pueden combatirse estos efectos por medio de tratamientos complementarios: oxidación (permanganato potásico, ozono), coagulación (sulfato de alúmina) o floculación (alginato), según el caso.

Aplicación: el tipo más corriente es el de la instalación a presión representada en la figura n.º 420 y que consta de:

- Una torre de oxidación, que comprende un lecho de lava volcánica muy pura y porosa, que divide el agua y le asegura, por contacto con el aire, una gran superficie de oxidación.

- Un filtro lavable por retorno de agua e inyección de aire. Puede combinarse este filtro con la torre de oxidación.

Fig. 420. - Instalación de desferrización a presión.

Las estaciones por gravedad llevan una aeración a presión atmosférica (ver página 369), seguida de una filtración abierta o cerrada (en este último caso, con o sin bombeo de recogida).

Si el agua bruta presenta, asimismo, un contenido apreciable de amoniaco, puede diseñarse la instalación para realizar simultáneamente una nitrificación y una desferrización: la aeración se realiza entonces en un depósito relleno de lava volcánica, sobre la cual se desarrollan las bacterias nitrificantes. El volumen de este depósito «nitrificador» es función del caudal de agua bruta y de la dosis de amoníaco que haya de eliminarse.

B2. Eliminación de hierro, con decantación.

Es preciso intercalar una decantación, entre la aeración y la filtración, en los casos siguientes:

- contenido elevado de hierro en el agua bruta, que da lugar a un volumen excesivo de precipitado;

- presencia de color, turbiedad, ácidos húmicos, agentes que dan lugar a complejos, etc., que implica la adición de un coagulante (sulfato de aluminio o cloruro férrico) en dosis superior a unos 10 g/m3 de producto comercial.

Para el tratamiento de estas aguas, es conveniente recurrir a los procesos de decantación por contacto de fangos, que se describen en las páginas 172 y siguientes. La decantación debe ir precedida, necesariamente, de una aeración, si el agua bruta está desprovista de oxigeno.

Teniendo en cuenta que frecuentemente se alimenta una misma instalación a partir de varios pozos, es necesario a veces adaptar el tratamiento para conseguir la combinación más económica: por ejemplo, en la instalación representada en la figura 421, se tratan dos aguas de origen diferente. Una de ellas contiene mucho hierro, que precipita con cal en un decantador Pulsator, mientras que la otra, poco cargada de hierro, se mezcla con la anterior, después de la aeración, por medio de una rampa de pulverización dispuesta por encima de los filtros.

B3. Eliminación de manganeso.

Cuando un agua bruta contiene manganeso, suele ser en presencia de hierro. Pero los procesos de desferrización que acaban de examinarse, generalmente son insuficientes para la eliminación eficaz del manganeso: la precipitación en forma de hidróxido o la oxidación con oxígeno sólo serían posibles en el caso de un pH demasiado alcalino (9 a 9,5 como mínimo); a veces es posible la oxidación con cloro, pero en presencia de un fuerte exceso de cloro, que debe neutralizarse seguidamente.

Por el contrario, se obtiene una oxidación suficientemente rápida con dióxido de cloro, permanganato potásico u ozono, que llevan al manganeso bivalente al estado de oxidación + 4 y lo precipitan en forma de dióxido de manganeso:

Según estas reacciones, las cantidades teóricas de oxidante que deben utilizarse son, respectivamente, para 1 mg/l de Mn (II):

Dióxido de cloro (CIO2): 2,5 mg/l

Permanganato potásico (KMnO4): 1,9 mg/l

Ozono (O3): 0,87 mg/l

En efecto, la dosis real puede desviarse sensiblemente de estos valores, en función, sobre todo, del pH, pero también del tiempo de contacto, de la presencia de sedimentos anteriores, del contenido de materias orgánicas, etc. En la práctica, esta dosis estará

comprendida entre una y seis veces el contenido de manganeso, en el caso del permanganato potásico, una vez y media y diez veces en el caso del dióxido de cloro, y una vez y media y cinco veces en el caso del ozono.

La dosis exacta de tratamiento sólo puede determinarse experimentalmente. Generalmente, se conseguirá un notable ahorro de oxidante químico, aplicándolo después de una aeración, la cual habrá actuado ya anteriormente sobre las sustancias fácilmente oxidables, especialmente sobre el hierro (II) y el sulfuro de hidrógeno.

Desde el punto de vista tecnológico, estos procesos de oxidación enérgica del manganeso pueden aplicarse en las mismas instalaciones (por gravedad o a presión) que las que se han citado anteriormente para la desferrización, con o sin decantación; sólo se trata entonces de añadir un reactivo suplementario. Las figuras 422 y 423 muestran ejemplos de instalaciones por gravedad, con filtros de hormigón, en las que la desferrización puede ir acompañada de una eliminación de manganeso, coagulación-floculación y ajuste de pH. A veces, el punto exacto de inyección de los reactivos sólo puede determinarse en el transcurso de la explotación.

Fig. 422. - Eliminación de hierro y manganeso en estación abierta, por aeración y filtración.

Fig. 423. - Eliminación de hierro y manganeso por aeración, decantación y filtración.

La eliminación de manganeso puede exigir modalidades especiales en ciertos casos:

- empleo de ozono: la torre de contacto agua-ozono sustituye, en principio, a la aeración clásica examinada anteriormente; sin embargo, puede ser conveniente realizar una preaeración, utilizando el aire procedente de la torre de contacto, en la que quedan trazas de ozono utilizables (ver fig. 447, pág. 665). Por otra parte, en este tratamiento puede formarse permanganato, si existe un exceso de ozono; para evitar una ligera tonalidad rosácea del agua tratada, será preferible filtrar el agua oxidada a través de antracita (en filtro monocapa o bicapa) o de carbón activo, en lugar de a través de arena;

- aguas que no contienen manganeso: para eliminar correctamente el dióxido de manganeso formado en la oxidación, puede ser necesario realizar una coagulación-floculación y una filtración bicapa (antracita + arena). También pueden conseguirse excelentes resultados si, previamente, se ha revestido el material filtrante de una capa de dióxido de manganeso: en tal caso, puede practicarse el mismo tipo de tratamiento que se efectúa a través de zeolitas o arenas verdes (véase más adelante, página 634).

Fig. 424. - Estación de desferrización y neutrailzación del cuartel de OBERHOFFEN, en Haguenau (Francia). Caudal 60 m3/h.

C. Tratamiento asociado a una descarbonatación La descarbonatación con cal, que produce un pH elevado, favorece la eliminación del hierro y del manganeso. La precipitación del carbonato ferroso es prácticamente total a pH 8,2, y la del hidróxido ferroso a pH 10,5 (ver figura 425). En presencia de un potencial Redox elevado, el hierro (II) disuelto puede precipitar en forma de Fe(OH)3:

Para el manganeso, los valores del pH de precipitación son del orden de 9,2 para el carbonato y de 11 ,5 para el hidróxido, respectivamente.

Por lo tanto, una descarbonatación parcial, a pH próximo a 8, puede producir una desferrización completa. En ciertos casos, especialmente en aparatos de descarbonatación catalítica (Gyrazur, página 1 56), se consigue, con el mismo pH, una eliminación suficiente de manganeso, si bien, teóricamente, habría de combinarse con una descarbonatación total a pH 9,5 ó 10.

El funcionamiento de la instalación realizada en Ratingen, Alemania Federal, para 1 000 m3/h, (ver fig. 426), se basa en este principio. En esta instalación se efectúa simultáneamente la descarbonatación, desferrización, eliminación de manganeso y nitrificación.

Fig. 425. - Solubilidad del hierro en función del pH, en un agua de alcalinidad media.

Fig. 426. - Descarbonatación parcial, aeración, filtración. Esquema de principio de la

instalación de RA TINGEN (Rep. Fed. de Alemania).

D. Tratamientos biológicos

El metabolismo de algunos microorganismos autótrofos se basa en la oxidación del hierro y del manganeso; en condiciones favorables, las reacciones son muy rápidas y la eliminación de estos dos elementos es completa. El nitrógeno amoniacal es un elemento esencial de la nutrición bacteriana, por lo que la presencia de amoníaco en el agua bruta favorece este tipo de tratamiento (por otra parte, generalmente se produce una nitrificación simultánea).

En su principio, estos tratamientos biológicos no difieren esencialmente de la oxidación-filtración que se ha examinado anteriormente; pero, en su realización, presentan ciertas particularidades en lo que concierne al contenido de oxígeno, la velocidad de filtración y la talla efectiva de la arena.

Esta técnica, que se aplica especialmente en Holanda y en Alemania, resulta interesante, sobre todo, cuando el agua bruta contiene simultáneamente hierro, manganeso y amoníaco. Los filtros secos (página 299) constituyen su ejemplo más conocido; asimismo, da lugar a instalaciones de filtración doble, cuya secuencia es: adición de un caudal muy pequeño de aire al agua bruta (en función del potencial Redox), desferrización en una primera etapa de filtración, aeración intensiva, eliminación de

manganeso en una segunda etapa de filtración (los microorganismos que oxidan el manganeso sólo pueden desarrollarse cuando es muy pequeño el contenido de hierro). Pero nunca se tiene «a priori» la certeza del desarrollo de los microorganismos, por lo que a veces resulta difícil controlar el funcionamiento de las instalaciones proyectadas según este principio: por lo tanto, sólo puede elegirse este tipo de procesos cuando se ha demostrado su fiabilidad, mediante ensayos previos.

En realidad, no está claramente definida la frontera entre oxidación puramente química y tratamiento biológico, por lo que el buen funcionamiento de muchas instalaciones del primer tipo se debe al desarrollo de microorganismos.

E. Filtración a través de materiales especiales

Intercambiadores de iones: sólo podrían preverse para la eliminación de pequeñas cantidades de hierro y de manganeso. Por otra parte, pueden atascarse rápidamente, y eliminan asimismo otros cationes (Ca, Mg...): por ello, normalmente no se utilizan para problemas específicos de hierro y de manganeso, tanto más cuanto que no serian económicos y rara vez serian admitidos por los diferentes Servicios de Higiene para el tratamiento de aguas para el consumo humano.

Materiales recubiertos de MnO2: En EE.UU., a veces se utilizan zeolitas o arenas verdes. En primer lugar, deben enriquecerse en MnO2 (que son capaces de fijar por intercambio iónico), funcionando entonces como intercambiadores de electrones: el dióxido de manganeso oxida el hierro y el manganeso bivalentes (que precipitan y son retenidos por la masa filtrante), y se reduce a su vez en forma de sesquióxido Mn2O3. El dióxido se regenera seguidamente, de forma continua o discontinua, con permanganato potásico.

Ciertos productos, tales como pirolusita, CZ, etc., pueden incluirse dentro de esta categoría. Pero estas técnicas sólo son aplicables a pequeñas instalaciones, y con dosis reducidas de hierro y manganeso, en un agua desprovista de materia orgánica, que son poco frecuentes en Europa.

Si se ha sometido al agua bruta a una aeración previa, los materiales recubiertos de MnO2 pueden ejercer igualmente un efecto catalítico sobre la oxidación del hierro y del manganeso con oxigeno; en este caso, no se produce transformación del dióxido de manganeso, por lo que la regeneración no es necesaria.

Carbón activo: sólo se consigue la retención total del hierro y del manganeso, después de la aplicación de un oxidante potente, como el ozono o el permanganato. Este procedimiento es costoso, pero está justificado cuando es preciso eliminar también los malos sabores.

Productos alcalinos: se han utilizado a veces carbonatos o dolomita calcinada: Neutralite, Akdolit, Magnodol, etc. Estos tratamientos presentan poco interés si no es necesario neutralizar gas carbónico agresivo, aumentando al mismo tiempo la alcalinidad del agua. De todas formas, la doble función del material filtrante (desferrización y neutralización) puede crear dificultades de explotación.

F. Magnesia en polvo y diatomeas

Este procedimiento consiste en introducir magnesia en polvo en el agua bruta, después de una aeración, y en filtraría a través de diatomeas. La magnesia actuaría de forma triple:

- adsorción del ion ferroso sobre el polvo de magnesia;

- precipitación de Fe(OH)2 y FeCO3;

- catálisis de la oxidación del hierro con oxigeno (fenómeno preponderante). Esta técnica, de difícil aplicación, no se ha puesto en práctica en instalaciones importantes.

En resumen, los tratamientos de eliminación de hierro y manganeso son generalmente delicados, y al mismo problema pueden aplicarse soluciones diversas. Ante todo, es preciso hacer un planteamiento correcto del problema: se necesita tener un profundo conocimiento de las características del agua bruta, y los ensayos previos, en instalaciones piloto, son en este caso aún más útiles que en el tratamiento de aguas de superficie.

3.2.2. NEUTRALIZACIÓN-REMINERALIZACIÓN

Si un agua natural o tratada no se encuentra en equilibrio carbónico y contiene gas carbónico agresivo, debe preverse su neutralización.

Esta neutralización se realiza (ver cap. 14) por aeración, por adición de reactivos alcalinos (cal, sosa, carbonato sódico) o por filtración sobre productos alcalinotérreos (mármol, Neutralite, Akdolite, Magno, etc.). Estos tratamientos, con excepción de la aeración, dan lugar a un incremento de la mineralización del agua. Si esta mineralización es insuficiente para evitar que el agua sea corrosiva frente a las conducciones metálicas, aunque se encuentre en equilibrio carbónico, debe efectuarse una mineralización complementaria (ver cap. 14).

Normalmente, la aeración se practica a la entrada de la instalación, en tanto que la neutralización química por reactivo alcalino puede efectuarse:

- a la salida de la instalación, al final del tratamiento;

- parcialmente a la entrada (ajuste del pH de floculación, por ejemplo), con introducción del complemento de tratamiento a la salida de la instalación;

- con menor frecuencia, totalmente a la entrada de la instalación.

Por lo que se refiere a la remineralización, se hace normalmente al final del tratamiento (en el caso de aguas dulces o que hayan sufrido un tratamiento de desalinización por ósmosis inversa u otro procedimiento).

3.2.3. DESCARBONATACIÓN - DESENDURECIMIENTO

Para reducir la dureza del agua, debida generalmente a un exceso de calcio, puede efectuarse un desendurecimiento por resinas intercambiadoras de iones, o por descarbonatación con cal.

Desendurecimiento con resinas (ver cap. 10, página 321): este tratamiento se aplica exclusivamente a aguas claras o clarificadas.

En el abastecimiento público de agua, sólo está autorizado el empleo de resinas catiónicas del tipo sulfónico; en Francia, las resinas aniónicas no están admitidas oficialmente.

Las resinas catiónicas intercambian sus iones sodio con los iones calcio del agua. No se modifica su grado alcalimétrico ni su contenido en sulfatos y cloruros; la mineralización cálcica es sustituida por una mineralización sódica.

Se obtiene así agua con un grado hidrotimétrico nulo, que no es agradable para la bebida. Es preferible mantener un cierto TH residual (8 a 15 ºF), desendureciendo únicamente una parte del caudal, que se mezcla, a continuación, con el caudal restante.

El interés de este tratamiento consiste en que no produce residuos sólidos y puede efectuarse a presión. En el caso de grandes caudales, puede realizarse fácilmente el tratamiento por intercambiadores de iones de marcha continua, según el procedimiento E.C. I.-DEGREMONT.

Desendurecímiento por descarbonatación con cal:

Cuando un agua es dura (fuerte grado hidrotimétrico) y presenta además un grado alcalimétrico completo (TAC) elevado, puede desendurecerse por descarbonatación con cal (ver cap. 16). Esta descarbonatación puede efectuarse:

- de forma catalítica, en un Gyrazur, si no es necesario realizar una clarificación simultánea y si el contenido de magnesio es bajo;

- en un decantador, en los casos restantes.

Se utiliza, como reactivo de clarificación, cloruro férrico. El sulfato de alúmina, al pH del tratamiento, daría lugar a una solubilización de la alúmina que podría flocular más adelante.

En este tratamiento, y por las mismas razones indicadas anteriormente, es necesario, en el caso de un agua potable:

- descarbonatar sólo una parte del caudal y mezclarla con el resto que, eventualmente, deberá ser también clarificado;

- o descarbonatar parcialmente el agua, al mismo tiempo que se clarifica. Se observa, en este caso, que es necesario adoptar en los decantadores velocidades ascensionales tanto menores cuanto menos completa es la descarbonatación. Además, el pH puede ser demasiado elevado, siendo necesario corregirlo.

En el caso de aguas con mucha dureza permanente, puede combinarse una descarbonatación con cal con un desendurecimiento con carbonato sódico, con lo que se consigue, después de alcanzar el TAC mínimo, precipitar el calcio de los sulfatos y cloruros y reducir el TH. Para que el agua sea agradable para la bebida, debe contener un cierto TAC, por lo que se mezcla con una porción de agua no descarbonatada.

3.2.4. ELIMINACIÓN DE SULFATOS Y CLORUROS

Puesto que no está autorizada la eliminación de sulfatos y cloruros mediante resinas intercambiadoras de iones en el tratamiento de un agua potable, deben utilizarse otros procedimientos que, si bien exigen gastos de primera instalación superiores a los de las resinas intercambiadoras de iones, tienen la ventaja de que sus gastos de explotación son menores.

En el caso de grandes caudales de agua de mar, o de aguas salobres, se emplea normalmente la desalinización por destilación instantánea («flash»). Una solución más simple en el caso de caudales pequeños y medios, es la desalinización a través de membranas, que pueden realizarse por dos procedimientos principales:

Electrodiálisis (ver cap. 1 2), en el que, por medio de membranas especiales y bajo la acción de una corriente eléctrica, se divide el agua a tratar en dos partes: una solución salina concentrada y un agua parcialmente desmineralizada. Este procedimiento sólo se aplica en el caso de aguas poco salobres, ya que la capacidad de caudal de las membranas disminuye cuando aumenta la salinidad del agua que debe tratarse. Sólo es económico cúando se trata de agua cuya salinidad sea inferior a 3 g/l que lleva a 0,5 g/l. Cuanto menos salina es el agua, mayor es el consumo de corriente, debido al incremento de resistividad del agua desmineralizada. Por ello, este procedimiento apenas se utiliza para tratar aguas con una salinidad inferior a 0,5 g/l.

La electrodiálisis puede aplicarse a caudales que pueden llegar a varios millares de m3/día.

Osmosis inversa: en este caso, el agua pura atraviesa las membranas bajo la acción de una presión superior a la presión osmótica.

Otra diferencia fundamental: puede tratarse un agua de salinidad inferior a 500 mg/l con un grado muy fuerte de reducción de su mineralización (e independientemente de la salinidad inicial) y un gasto muy pequeño de energía. Este procedimiento se adapta lo mismo a las aguas muy concentradas, como es el agua de mar, que a las poco salinas cuya calidad se quiere mejorar.

3.2.5. FLUORURACIÓN Y ELIMINACIÓN DEL FLÚOR

Debe preferirse el término «fluoruración» al de «fluoración» ya que el reactivo que se dosifica es el fluoruro. En cambio puede decirse «cloración» porque lo que se dosifica es el cloro.

Se considera, generalmente, que un contenido pequeño de flúor en el agua de abastecimiento (0,4 a 1 mg/l) favorece la formación del esmalte dental y protege los dientes contra la caries.

Por el contrario, un exceso de flúor produce la destrucción del esmalte dental y un conjunto de alteraciones de carácter endémico, que se agrupan bajo el nombre de «fluorosis»: deformaciones dentales, manchas del esmalte, descalcificación, mineralización de los tendones, molestias digestivas y nerviosas, etc.

Estos defectos se manifiestan, según los individuos, con unos contenidos muy variables de flúor en el agua. Es necesario desechar o tratar las aguas que contengan más de 1 a 1,5 mg/l, expresado en flúor.

Se comprende, por tanto, que pueda preverse, según los casos, una aportación artificial, o la eliminación de este elemento.

A. Fluoruración

Acogiéndose al dictamen favorable de la O.M.S. se practica especialmente en U.S.A. pueden citarse algunos otros casos aislados en Europa, Australia, América del Sur, etc. Este tratamiento, sin embargo, no tiende a generalizarse todavía ya que no está libre de riesgo y encuentra mucha oposición. Pueden utilizarse los siguientes productos:

- hexafluorosilicato sódico: Na2SiF6, que es el que se emplea con mayor frecuencia;

- ácido hexafluorosilícico: H2SiF6;

- fluoruro sódico: NaF;

- con menor frecuencia: hexafluorosilicato amónico: (NH4)2SiF6; ácido fluorhídrico: HF; hexafluorosilicato magnésico: MgSiF6; fluoruro cálcico: CaF2

Se elegirá el producto en función de la cantidad total que haya de distribuirse, y de las condiciones económicas locales.

Se regula el tratamiento (teniendo en cuenta las posibles fluctuaciones del contenido inicial del agua bruta, si no es nulo) de forma que se obtenga un contenido en flúor comprendido entre 0,4 y 1 mg/l, según el clima del país considerado.

En este tratamiento, deben tomarse todas las precauciones necesarias con respecto a la protección del personal de la instalación y a la eventualidad de una sobredosificación accidental.

B. Eliminación del flúor

En algunas aguas naturales se encuentra hasta 10 mg/l de flúor. Debe reducirse este contenido hasta 1 mg/l aproximadamente (el límite admisible es tanto menor cuanto mayor es la temperatura media anual).

Los procedimientos que se emplean son:

B 1. Tratamiento con fosfato tricálcico: Desde hace mucho tiempo, se ha advertido la afinidad del flúor por este cuerpo, ya que se encuentran siempre contenidos apreciables de flúor en los fosfatos naturales, como los apatitos, las fosforitas (2 al 5 %), así como en los huesos. Parece que en el apatito, de fórmula 3 Ca3(PO4)2, CaCO3, el ion carbonato ha sido reemplazado por el flúor para dar el fluorapatito insoluble. El mismo papel de intercambiador de iones desempeña el hidroxiapatito (en el que el CaCO3 es reemplazado por Ca(OH)2), que puede regenerarse indefinidamente con sosa, que transforma el fluorapatito en hidroxiapatito.

En la práctica, se utilizan:

- productos naturales, extraídos de huesos de ganado especialmente: cenizas de huesos (negro animal) o polvo de huesos;

- o bien apatito sintético, que puede obtenerse en el agua por una mezcla, cuidadosamente controlada, de cal y ácido fosfórico.

Estas sustancias pueden añadirse, en forma de polvo fino, al agua a tratar: por otra parte, su acción puede combinarse entonces con la del sulfato de aluminio (véase más adelante). Pero, generalmente, es preferible acondicionarías de forma que se constituya un material filtrante, que debe regenerarse periódicamente.

B 2. Tratamiento con alúmina: puede utilizarse sulfato de aluminio, pero la dosis necesaria es muy elevada: 150 a 1000 g/m3, según los casos. El agua así tratada puede contener una dosis muy fuerte de aluminio disuelto; hay que prever una floculación posterior al hacer el ajuste del pH.

La filtración sobre alúmina activada ya se ha practicado con éxito; la regeneración se hace con sulfato de aluminio, o con sosa y ácido sulfúrico. La capacidad de retención puede ser muy variable, según el contenido inicial de flúor en el agua bruta y las condiciones de funcionamiento: 0,3 a 4,5 g de ion F- por litro de producto.

B 3. Desendurecimiento del agua con cal: puede emplearse este método si el agua tiene un contenido suficiente en magnesio, ya que el hidróxido magnésico formado es el que adsorbe el flúor. En caso contrario, hay que enriquecer fuertemente el agua en magnesio por adición de sulfato magnésico o utilizando cal dolomítica.

Se estima que son necesarios 50 mg/l de magnesio para eliminar 1 mg/l de flúor.

B 4. Filtración sobre carbón activo: este tipo de tratamiento (regeneración con sosa y gas carbónico) sólo puede aplicarse si se trabaja en medio muy ácido (en principio, pH 3, como máximo) y se practica seguidamente una recarbonatación, lo que le hace inaplicable en la mayoría de los casos.

B 5. Otros procedimientos: si el ion fluoruro ha de eliminarse coincidiendo con una mineralización excesiva del agua, la ósmosis inversa puede representar una solución específica de este problema particular. Igualmente, existen procedimientos electroquímicos con ánodo de aluminio, de los cuales, sin embargo, todavía no se tiene noticia de aplicación industrial importante.

En todos los casos, para definir el tratamiento más conveniente, deberán realizarse ensayos previos (si es posible, sobre el terreno), así como un estudio económico.

En resumen, el conjunto de las técnicas que acaban de enumerarse puede conducir a procesos que incluyan una decantación o una filtración; este último tipo, sobre todo, es el que ha dado lugar a algunas realizaciones industriales, estando constituidos los materiales filtrantes más frecuentes por productos a base de fosfato tricálcico (negro animal o productos sintéticos), o por alúmina activada.

3.2.6. ELIMINACIÓN DE NITRÓGENO Y SUS COMPUESTOS

El ion amonio (NH4+), indeseable en un agua de bebida, no siempre es fácil de oxidar. Si se encuentra presente en pequeña cantidad, puede utilizarse cloro para transformarlo en cloramina. Pero, como es necesario utilizar una dosis de cloro de unas 10 veces la dosis de amoniaco expresada en nitrógeno, no es posible este procedimiento cuando el contenido empieza a ser importante.

El dióxido de cloro y el ozono no ejercen acción alguna sobre el ion amonio.

Puede conseguirse la nitrificación en filtros secos, en presencia de hierro y manganeso. También puede conseguirse por aeración en torres de contacto que contengan puzolana, en las que se desarrollan bacterias nitrificantes si se añade una pequeña dosis de nutriente fosfatado.

Una preaeración en cabeza de un decantador que funcione sin precloración (puesto que el cloro es un veneno para las bacterias nitrificantes) o a la entrada de filtros que funcionen a poca velocidad, da lugar a una nitrificación parcial cuyo proceso puede completarse por reinyección en el suelo de un agua aireada de nuevo y recogida a continuación, después de una percolación bastante larga.

Los nitritos, intolerables en un agua de bebida, se transforman fácilmente en nitratos por la acción de un oxidante (cloro u ozono).

Cuando, en un agua destinada al consumo humano, los nitratos sobrepasan el valor fijado por las normas, es indispensable prever un tratamiento que asegure su eliminación: pueden utilizarse ciertas resinas; también puede adoptarse un tratamiento de desnitrificación biológica (ver capitulo 24, página 802). Cuando la mineralización del agua exige un tratamiento por ósmosis inversa, se eliminan igualmente los nitratos. Por otra parte, se recomienda vigilar cuidadosamente la desinfección de un agua cuya concentración en nitratos tiende a aumentar.

3.2.7. ELIMINACIÓN DE ALGAS Y PLANCTON

A. Eliminación de algas.

Las algas se desarrollan especialmente, bajo la influencia de la luz solar, en depósitos abiertos, decantadores, piscinas, etc. El ácido carbónico libre es indispensable para su desarrollo.

Pueden eliminarse las algas, o limitar su proliferación, con sulfato de cobre (2 a 3 g/m3), o por una desinfección con cloro-cobre. Desgraciadamente, el cobre es tóxico para los peces y no existe un tratamiento que elimine las algas sin perjudicar a los peces.

Puede limitarse la proliferación de algas reduciendo con cal el contenido del agua en CO2 asimilable.

Se evita el desarrollo de algas no coloreadas, en las tuberías, por tratamiento del agua con cal, o por una desinfección cloro-cobre.

La cloración intermitente, en dosis masivas, constituye el procedimiento habitual para la protección de los circuitos de condensadores.

Por último, puede impedirse el desarrollo de algas en decantadores y filtros abiertos, por adición de unos gramos de carbón activo en polvo por m3. Su acción es debida al obstáculo que opone a la penetración de los rayos solares en el agua, pero, para que se produzca la coagulación con las algas microscópicas que pudieran encontrarse presentes en el agua bruta, es necesario efectuar al mismo tiempo una dosificación de cloro. Se encuentran actualmente en el comercio algicidas de uso reservado a las aguas industriales, especialmente sales derivadas del amonio cuaternario, pentaclorofenato sódico y ciertos derivados organosulfurados.

B. Eliminación del plancton.

El plancton (pág. 985) es el conjunto de pequeños organismos animales (protozoos, gusanos, crustáceos, larvas, insectos, etc.) y vegetales (algas) que viven en suspensión en el agua. Sus dimensiones son muy variables y pueden estar comprendidas entre 1 micra y varios milímetros. Para eliminar el plancton, pueden utilizarse los siguientes procedimientos:

B 1. Microtamizado (ver cap. 9): puede efectuarse una filtración sobre un microtamiz si el agua sólo contiene algas y no presenta valores considerables de turbiedad, coloración, materia orgánica, etcétera.

El paso de malla de las telas debe adaptarse a las especies que se quiere eliminar; generalmente está comprendido entre 10 y 40 micras.

El microtamizado es eficaz, especialmente, con ciertas especies de algas verdes (Pediastrum, Scenedesmus, Coelastrum, Cosmarium, etc.), de diatomeas (Asterionella, Melosira, etc.) de cianofíceas (Anabaena, Microcystis, etc.); con estas especies puede esperarse la eliminación de un porcentaje del 90 al 95 %; para el conjunto del fitoplancton, este cifra varía generalmente, a lo largo del año, entre el 50 y el 80 %.

Del zooplancton, el microtamizado elimina especialmente los rotíferos, los crustáceos entomostráceos (copépodos, cladóceros) y los nemátodos.

En todos los casos, sin embargo, los elementos de reproducción (esporas o huevos, según los casos) sólo se eliminan de forma imperfecta y el microtamizado, para ser eficaz, debe ir seguido de una cloración.

Se utilizan microtamices para eliminación del plancton:

- en cabeza de una instalación de filtración lenta, para aliviar su trabajo durante los períodos de crecida de plancton;

- en el tratamiento de un agua de lago o de presa, en la que sólo hay que eliminarlo en cantidad limitada.

B 2. Oxidación: Todos los oxidantes desinfectantes (cloro, dióxido de cloro, ozono) destruyen el plancton si se mantiene un contenido residual suficiente durante un cierto tiempo (variable según las especies). Es necesario, sin embargo, prever a continuación un medio de retención mecánica para eliminar los residuos (corpúsculos muertos).

B 3. Tratamiento completo: Si se quiere eliminar por completo el plancton, debe efectuarse conjuntamente una precloración (para matar los organismos o anular su actividad en la arena de los filtros) y una coagulación:

- sobre filtro de arena, si el agua no tiene un contenido muy grande de plancton y materias en suspensión. La frecuencia de los lavados depende de la naturaleza, dimensión y abundancia de los diversos elementos del plancton. La velocidad de filtración está ligada a la frecuencia admisible para los lavados y al automatismo de los filtros. Cuando un agua tiene plancton, es preciso ser prudente al elegir la velocidad de filtración;

- o ajustada a la anulación del potencial Z, seguida de una decantación, preferentemente en un aparato de lecho de fangos concentrados, tipo PULSATOR, y de una filtración sobre arena, todo ello precedido de una precloración al punto critico. Se ha comprobado que se produce siempre una eliminación del 98 al 99 % del plancton en el agua decantada y prácticamente del 100 % en el agua filtrada.

Con este último tratamiento pueden utilizarse velocidades de filtración grandes, consiguiéndose una seguridad de funcionamiento constante de los filtros, cualquiera que sea la abundancia del plancton.

3.2.8. ELIMINACIÓN DE MATERIAS ORGÁNICAS

La eliminación óptima de las materias orgánicas definidas por la medida de la oxidabilidad al permanganato potásico, constituye siempre el problema más delicado de resolver y el que exige la elección de los tratamientos más adecuados. Esta eliminación está limitada entre el 10 y 30 % del contenido del agua bruta, cuando se efectúa una oxidación química (aun con ozono), o una coagulación parcial sobre filtro. Con una buena coagulación-floculación-decantación pueden conseguirse rendimientos de eliminación del 40 al 70 %, inyectando, eventualmente, carbón activo en polvo en el decantador.

Puede conseguirse la eliminación de la mayor parte de la fracción restante por filtración a través de un filtro con precapa de carbón activo en polvo, aplicada sobre placas o bujías, o por filtración sobre carbón activo en grano.

Se elimina así del 75 al 95 % de la fracción residual. En filtración con precapa, en la que el carbón activo se renueva en cada ciclo, el rendimiento de eliminación es constante, siempre que la naturaleza del agua lo sea igualmente. La duración de los ciclos es, por lo general, del orden de una semana, con una alimentación en continuo de carbón en polvo (ver pág. 341).

Tomando como base solamente la eliminación de materias orgánicas, la duración de la vida del carbón en grano, antes de su saturación, es más corta que la correspondiente a la eliminación de detergentes, pesticidas y sabores. Este tiempo de duración es del orden de 3 a 9 meses, según la forma de empleo del carbón, el grado de trabajo adoptado, expresado en volumen de agua por volumen de carbón y por hora, y el valor mínimo tolerado del porcentaje de reducción de las materias orgánicas.

La elección entre estos dos procedimientos depende de la presencia simultánea de contaminantes o microcontaminantes, de su naturaleza y del costo de eliminación.

Si el ciclo de trabajo de los filtros de precapa es corto, el consumo en carbón activo en polvo llega a ser prohibitivo y es más económica una filtración sobre carbón en grano, aunque no se obtenga una filtración tan afinada. Igualmente, si es necesaria una adsorción con un tiempo prolongado de contacto, es más conveniente efectuar una filtración sobre lecho de carbón en grano de gran altura; es preciso no olvidar, sin embargo, que en el filtro de precapa, el tiempo corto de contacto se compensa parcialmente con la finura del carbón en polvo, que aumenta su eficacia.

Debe establecerse un balance, teniendo en cuenta tanto la calidad que se obtiene, como el costo de la operación.

Fig. 427. - Conjunto de 8 filtros dobles, cargados con carbón activo en grano, para tratamiento de agua de río. Caudal: 1 500 m3/h. LUBECK (R.F.A.).

3.2.9. DESODORIZACIÓN DEL AGUA

Se entiende por «desodorización» de un agua de abastecimiento, tanto la eliminación de los malos sabores como la de los olores, que son dos manifestaciones distintas de un mismo fenómeno.

A. Malos sabores en las aguas brutas

Generalmente, los sabores y olores desagradables de las aguas naturales, se deben a la presencia de cantidades muy pequeñas de líquidos segregados por algas microscópicas, especialmente por actinomicetos (Streptomices, Nocardia, Micromonospora, etc.), que se desarrollan en las aguas de superficie o en el fondo de los lagos y de los ríos, cuando se reúnen ciertas condiciones de temperatura y de composición química del agua. Este fenómeno está relacionado frecuentemente con el estado de contaminación orgánica del agua, la vida agrícola (corrientes de agua de lluvia después del abono de terreno, campañas azucareras, etc.) y las estaciones del año.

Los actinomicetos y algunas cianofíceas son los causantes de la aparición de sabores a fango, tierra, moho; se han identificado recientemente las sustancias que lo producen (geosmina, 2-metil-isoborneol),

Las algas dan al agua en la que se desarrollan, sabores y olores característicos de la especie predominante; se dice que tiene sabor a moho, a hierba, a geranio, a judías, a pescado, etc. Estos sabores, sin embargo, son mucho menos frecuentes que el sabor a fango.

Pueden liberarse también productos malolientes en la descomposición de vegetales o de materias orgánicas del suelo, en el desove de ciertos peces, en los vertidos industriales, etc. En este último caso, puede conocerse la industria contaminante efectuando tomas en el sentido ascendente de la corriente de agua.

Además de su clasificación cualitativa, todo mal sabor puede valorarse cuantitativamente diluyendo el agua que se está examinando con un agua de referencia, de sabor agradable y de salinidad parecida a la suya, hasta la desaparición del mal sabor: el umbral de degustación es igual a la inversa de la dilución a la que ha sido preciso llegar para obtener este resultado.

Un agua bien tratada deberá tener, por tanto, un umbral igual a 1, que expresa la ausencia de mal sabor. En algunos países se practica una medida del olor; en Francia, se considera preferible situarse en las mismas condiciones de apreciación que el consumidor, aunque una medida del olor pueda ser, con frecuencia, más sensible.

La eliminación de sabores y olores se obtienepor aeración, para eliminar especialmente el sulfuro de hidrógeno utilizando un oxidante enérgico.

- El ozono tiene una gran eficacia. Sin embargo, puede suceder que el mal sabor sea debido a la presencia de varias sustancias al mismo tiempo; en ese caso, puede preverse un tratamiento en dos fases, por ejemplo, con carbón activo en polvo (simultáneo a la floculación-decantación) seguido de un afinado con ozono después de la filtración. A veces son necesarios los dos productos para conseguir una desodorización total.

La acción del ozono puede variar en función de la temperatura. Se observa que, para temperaturas inferiores a 5 ºC, la acción del ozono sobre los compuestos causantes de los malos olores es pequeña.

Por esta razón, cuando hay que tratar un agua de temperatura variable, interesa generalmente combinar la acción del ozono con la del carbón activo.

- Cloración, en dosis superior al punto crítico, seguida de eliminación del cloro residual (pág. 342 y 402).

- Empleo de dióxido de cloro (pág. 405).

- Utilización de permanganato potásico eventualmente combinado con carbón activo.

- Empleo de otros métodos como son el tratamiento con agua oxigenada y la filtración sobre dióxido de manganeso con carbón activo.

Puede utilizarse solo, en polvo o en grano. El empleo de carbón activo en polvo adicionado en un decantador, en tanto que la dosis necesaria se mantenga dentro de ciertos límites (15 a 20 g/m3), es más económico que el del carbón en grano utilizado como material filtrante. Si el carbón activo en polvo debe añadirse, en algunos momentos, en dosis fuertes, o si no es suficiente para eliminar todos los sabores, puede obtenerse un buen resultado combinando la adición de una dosis menor, en un decantador, con una ozonización final que sirva, además, para la desinfección. El mayor interés de esta solución combinada, cuando es capaz de eliminar los sabores indeseables

(lo que sucede normalmente), consiste en su gran elasticidad: en períodos fríos, puede ser suficiente utilizar dosis de carbón en polvo pequeñas o aun nulas; como los sabores se intensifican normalmente con la temperatura, se aumenta la dosis de ozono hasta la capacidad máxima de la planta y, a continuación, se aumenta igualmente la dosis de carbón hasta hacer frente a las puntas de sabor. Con esto se limitan los gastos de carbón en polvo, utilizando de la mejor forma posible el gasto efectuado para la ozonización, que no puede reemplazarse, en su acción bactericida, por ningún carbón.

El costo de producción de 3 g de ozono, incluidos los gastos de amortización, es comparable al precio de 10 g de carbón activo en polvo; por ello interesa utilizar el ozono como tratamiento de base, cuando se dispone de este elemento para la desinfección, y tomar el carbón activo en polvo como complemento.

Por último, si la combinación ozono-carbón activo en polvo no puede llegar a eliminar totalmente los sabores, o si para ello es necesario una dosis media de carbón superior a 20 g/m3, o no se dispone de ozono, puede ser interesante efectuar una filtración sobre carbón activo en grano, ya que el costo de inversión de éste puede amortizarse en unos años.

B. Malos sabores producidos por el tratamiento

El empleo de cloro o de ozono, debido a la formación de compuestos de adición o de sustitución, puede dar lugar a la aparición de malos sabores. En especial, la presencia de fenol, aun en estado de trazas, origina la formación de clorofenol que tiene un sabor medicinal.

Algunos sabores son debidos también a la combinación del cloro con ciertas materias nitrogenadas y a la formación de tricloruro de nitrógeno NCI3, de olor a geranio.

Para identificar el olor especial del tricloruro de nitrógeno en el agua, basta compararlo con el de una muestra preparada de la forma siguiente: en un frasco de 500 ml, se introducen 250 ml de agua destilada, a los que se añaden unos cristales de cloruro amónico y después agua de cloro en cantidad justamente suficiente para que una pequeña parte de la muestra, tratada separadamente con ortotolidina, dé inmediatamente una ligera coloración amarilla.

En estas condiciones, se obtiene siempre la formación de tricloruro de nitrógeno en menos de 15 min, ya que el líquido se acidifica con el agua de cloro. Los frascos utilizados para comparar estos olores deben mantenerse cerrados y lavados después de su uso con agua corriente para evitar todo riesgo de explosión del NCI3.

La formación de tricloruro de nitrógeno es más rápida con sustancias amoniacales que con materias albuminoideas. En este último caso, la duración de la reacción puede ser superior a las dos horas. Esto explica que un agua sin olor a la salida de una planta de tratamiento, pueda presentar olores en su distribución.

En todos los casos, la desinfección al punto crítico (pág. 402) da el sabor mínimo. La superdoración, seguida de una eliminación total del cloro residual, elimina totalmente el tricloruro de nitrógeno y, en gran parte, el clorofenol; sin embargo, la eliminación química del cloro deja generalmente subsistir pequeños sabores medicinales que se evitan totalmente con un tratamiento con carbón activo.

El dióxido de cloro (pág. 405) destruye eficazmente los clorofenoles, pero en mucho menor grado el tricloruro de nitrógeno.

Se obtiene una eliminación total de los sabores y olores debidos al tratamiento de cloración, mediante el empleo de carbón activo (estudiado en el párrafo anterior).

C. Malos sabores producidos en las conducciones

El sabor a clorofenol debido a la reacción del cloro con el alquitrán de hulla de las tuberías, desaparece normalmente con bastante rapidez.

El empleo, actualmente generalizado, de revestimientos interiores a base de alquitrán de petróleo o de betún, ha hecho desaparecer este problema. Aparecen, sin embargo, otros sabores producidos por bacterias o mohos muy difíciles de eliminar. Estos organismos se desarrollan únicamente en aguas pobres en oxígeno y ricas en nitrógeno amoniacal. Se impide, por tanto, su desarrollo con una aeración enérgica y manteniendo en el agua trazas de antiséptico: cloro o cloraminas.

3.3.0. ELIMINACIÓN DE MICROCONTAMINANTES

Los tratamientos anteriores eliminan la mayor parte de los contaminantes y microcontaminantes más corrientes. Se tienen en cuenta ahora los contaminantes y microcontaminantes cuya destrucción requiere una atención especial: fenoles, hidrocarburos, detergentes y pesticidas.

A. Fenoles y compuestos fenólicos

Los tratamientos mecánicos o por coagulación no tienen efecto sobre los fenoles. La filtración lenta no los elimina totalmente.

Un medio de lucha contra el sabor a clorofenol es el tratamiento con dióxido de cloro; pero si el contenido en fenol es variable o elevado, será necesario, para una seguridad de tratamiento, emplear dosis en exceso de dióxido de cloro, con el riesgo de introducir en el agua contenidos demasiado fuertes de clorito sódico. En ese caso, debe recurrirse al ozono o al carbón activo.

Acción del ozono: el ozono destruye el fenol y los compuestos fenólicos siempre que las dosis que se empleen sean función de los tratamientos precedentes, del pH, de la naturaleza de dichos compuestos y de la concentración final deseada.

El pH tiene una gran influencia en la dosis de ozono que debe utilizarse: ésta se duplica si el valor del pH baja de 12 a 7.

En la zona de valores de pH que corresponden al funcionamiento normal de las instalaciones de tratamiento de agua potable (7 a 8,5), el consumo de ozono por gramo de fenol eliminado es máximo. Las dosis de ozono varían según se trate de fenol puro, muy poco frecuente, de di o trifenoles, de cresoles o de naftoles y según que estos cuerpos se encuentren unidos a otros compuestos como los tiocianatos, sulfuros, etc. La dosis correcta sólo puede fijarse mediante un ensayo. Generalmente es del orden de cuatro veces el valor del contenido en compuestos fenólicos presentes,. expresado en fenol puro.

Para la oxidación de los fenoles, no se necesita un tiempo de contacto prolongado. Con el empleo de ozono puede combinarse su eliminación con la desinfección total del agua a tratar, en tanto que la concentración de fenol se mantenga reducida.

Acción del carbón activo: el carbón activo en polvo, aun después de una precloración, reduce el contenido en fenoles, de una forma más o menos completa, según su naturaleza, la dosis y el tipo de carbón y la concentración del medio.

Si se quieren eliminar totalmente los fenoles, es necesario efectuar una filtración sobre carbón activo en grano.

En general, los fenoles son adsorbidos fácilmente por los distintos carbones en granos, aun después de agotados por materias orgánicas.

Combinación ozono-carbón activo: la combinación ozono-carbón activo sólo se prevé en el caso de que puedan producirse puntas importantes del contenido en fenol. En este caso, el empleo sólo de ozono puede resultar insuficiente en los momentos de máxima concentración, y no seria lógico sobredimensionar la instalación de ozono cuando basta efectuar, en este caso, una inyección en el decantador de carbón activo en polvo.

La combinación ozono-carbón activo en granos sólo será de interés si se presentan cantidades fuertes de fenol durante períodos relativamente prolongados.

B. Hidrocarburos

Aparte de los vertidos accidentales que pueden paralizar temporalmente una instalación, las películas de hidrocarburos que sobrenadan se eliminan generalmente en la toma de agua y las trazas que pasan a la planta de tratamiento se retienen por coagulación-floculación, decantación y filtración sobre arena.

Si estos hidrocarburos dan sabor al agua, puede eliminarse éste, introduciendo carbón activo en polvo en el decantador, en dosis pequeñas (5 g/g de hidrocarburos). Con una filtración final sobre carbón activo en grano, se obtendrá una eliminación total.

En términos generales, el carbón activo es el material más conveniente para la eliminación de hidrocarburos de cadenas saturadas, cuyas moléculas de gran tamaño son poco solubles y difícilmente atacables por el ozono.

El ozono destruye totalmente los hidrocarburos policíclicos del tipo 3-4 benzopireno, sospechosos de ser cancerígenos en presencia de otros compuestos, como son los detergentes.

C. Detergentes

En general, los detergentes no se eliminan con un tratamiento clásico por coagulación-floculación, decantación y filtración. Tampoco la precloración tiene efecto sobre la degradación de estos productos. Es preciso recurrir a la formación de espuma, al ozono, o al carbón activo.

Eliminación por formación de espuma: se emplea esta técnica cuando el contenido en detergentes es fuerte y quiere reducirse por debajo del umbral de formación de espuma (aproximadamente 0,3 a 0,4 g/m3).

Se inyectan para ello grandes cantidades de aire, bajo un espesor pequeño de agua; debe efectuarse, además, un tratamiento complementario de las espumas concentradas, por evaporación, o con carbón activo. Conviene conocer el contenido en fosfatos del agua tratada y reducirlo si es necesario.

Acción del ozono: el ozono descompone en gran parte los detergentes no biodegradables si se utiliza en las dosis necesarias, que normalmente son fuertes cuando el contenido que debe eliminarse es elevado.

Se observa una primera fase en la que la cantidad de ozono que debe emplearse varia en forma logarítmica en función de la reducción del contenido en detergente (ver fig. 428).

Si C es la concentración del detergente obtenida por adición de una dosis de ozono a un agua con una concentración inicial C0, el valor de x obedece a la ley:

en la que el coeficiente «a» varia según la naturaleza de los detergentes y de otros compuestos de los que pueden encontrarse trazas en el agua.

Para reducir en un 50 % el contenido en detergentes aniónicos no biodegradables, es necesario utilizar dosis que varían entre 1,5 y 3 g de ozono por m3 de agua.

Una vez alcanzado un cierto grado de eliminación (70 a 95 % según los casos) se comprueba la presencia de un contenido residual de detergentes que no puede destruirse. Este contenido residual, sin embargo, es siempre inferior a los valores que pueden considerarse excesivos por sus efectos indirectos.

No influyen sobre la dosis de ozono ni el tiempo de contacto ni la inyección en varias fases.

La adición de cloro antes de la ozonización no reduce la cantidad de ozono que debe dofisicarse.

S Acción del carbón activo: el carbón activo elimina los detergentes duros por adsorción. Su poder de retención es mucho más elevado para los detergentes que para los fenoles (2 a 5 veces, según los carbones), para una misma concentración final en el equilibrio. Se utiliza, generalmente, carbón activo en polvo inyectado en la fase de decantación en la que el pH no desempeña un papel importante. Pueden conseguirse reducciones del 50 % del contenido en detergentes con dosis de 1 2,5 a 25 g/m3 de agua, según la naturaleza de los detergentes y el tipo de decantador utilizado (estático o de lecho de fangos concentrados en carbón).

Aunque teóricamente pueden obtenerse reducciones superiores al 90 % con carbón activo en polvo, en la práctica no es necesario llegar a estos resultados, los cuales, por otra parte, exigirían el empleo de dosis muy fuertes (40 a 80 g/m3), no económicas.

Cuando el contenido en detergentes es muy fuerte, debe recurrirse a una filtración sobre carbón activo en grano.

Acción combinada del ozono y del carbón activo: Puede ser interesante combinar el carbón activo en polvo con el ozono si los contenidos en detergentes presentan puntas de fuerte concentración o si se quiere llegar a un contenido residual muy pequeño (el umbral de percepción es aproximadamente 0,01 mg/l).

Este esquema de tratamiento sólo puede admitirse si no se necesitan dosis fuertes de carbón activo en polvo durante períodos largos. En caso contrario, es más económico el empleo único de carbón activo en grano.

En realidad, las combinaciones carbón activo-ozono no se justifican generalmente por la sola presencia de detergentes en el agua, sino por la presencia simultánea de otros contaminantes o microcontaminantes.

D Pesticidas

El tratamiento clásico por floculación-decantación y filtración es ineficaz para el conjunto de pesticidas, a excepción del DDT que se elimina parcialmente.

La filtración lenta tiene un efecto limitado sobre algunos pesticidas. Como tampoco elimina todos los fenoles ni todos los detergentes, no puede consi-derarse como un procedimiento moderno de afino.

Acción del cloro, del dióxido de cloro y del permanganato potásico: el cloro y los peróxidos no actúan sobre los pesticidas dorados. El permanganato ataca parcialmente a algunos (como el lindane). Por el contrario, hay herbicidas (compuestos orgánicos) que se degradan fácilmente con el cloro, el dióxido de cloro y el permanganato. Estos oxidantes no son suficientemente eficaces frente al conjunto de pesticidas presentes en las aguas de superficie.

Acción del ozono: unos pesticidas son poco sensibles al ozono (Dieldrine HCH, ...); otros, organoclorados, como el Aldrine, se destruyen con dosis de 1 a 3 g/m3, si su contenido corresponde al que generalmente se encuentra en las aguas de superficie.

Acción del carbón activo: El verdadero procedimiento de eliminación de los pesticidas consiste en el empleo de carbón activo, tanto si se utiliza en forma de polvo, como en grano. Ni el pH, ni la temperatura, parecen afectar de forma marcada al grado de eliminación.

- Con carbón activo en polvo, utilizado en una dosis máxima de 20 g/m3, se eliminan los sabores producidos por la mayoría de los pesticidas normales. Con algunos productos (DDT), se obtiene ya una buena reducción con una dosis de 5 g/m3, y en el

caso del Aldrine y el Dieldrine, se obtiene una reducción del 99 % con una dosis de 10 g/m3.

- Con carbón activo en grano, se llegan a reducir los pesticidas hasta un contenido de trazas.

E. Metales pesados

Acción de los coagulantes: la coagulación con sulfato de aluminio sólo elimina muy bien la plata, el plomo y el cobre, reduce aproximadamente en un 50 % el contenido de vanadio y de mercurio, y reduce sólo en un 10 % el de cinc. Por lo que se refiere al níquel, al cobalto, al manganeso y al cromo, no experimentan reducción alguna mediante el tratamiento de coagulación.

Acción del carbón activo en polvo: las dosis que normalmente se utilizan (20 g/m3) son poco eficaces para la eliminación de metales pesados. Sería necesario adoptar dosis de tratamiento mucho mayores.

Acción de la filtración a través de arena: cuando, mediante la coagulación con sulfato de aluminio, se obtiene una reducción correcta, la filtración a través de arena lleva a contenidos prácticamente nulos por lo que respecta a la plata, el mercurio y el cobre. Por el contrario, el manganeso, el cromo, el cadmio, el vanadio y el cobalto no varían prácticamente. Por último, el contenido en cinc y en níquel se reduce sobre todo en presencia de cloro.

Acción de la filtración a través de carbón activo en grano: después de una filtración a través de carbón activo en grano, se obtiene una reducción suficiente de los iones indeseables o tóxicos. La plata y el mercurio se eliminan por completo, y los contenidos de plomo, cobre... son inferiores al nivel aconsejado por la reglamentación en vigor.

Acción de la cloración: en unión de la coagulación, la filtración a través de arena y la filtración a través de carbón activo en grano, la cloración mejora la eliminación de metales pesados, especialmente cuando la dosis de cloro utilizada es ligeramente superior a la correspondiente al punto crítico.

F. Conclusión

Se deduce de todo lo expuesto que la eficacia del tratamiento clásico y de la filtración lenta en la eliminación del conjunto de microcontaminantes es muy limitada.

El medio más eficaz de lucha es el carbón activo, que puede emplearse unido o no al ozono.

El carbón activo solo no es suficiente para eliminar todo tipo de contaminación (algunos cuerpos lo atraviesan sin ser absorbidos). La elección entre el carbón en polvo y el carbón en grano, así como la del tipo que debe utilizarse, está relacionada con la

naturaleza de la microcontaminación, con las exigencias que se fijen en el agua tratada, y con las posibilidades de regeneración del carbón.

Con el ozono solo se consiguen resultados que no pueden obtenerse con el carbón activo, especialmente en su acción desinfectante.

La combinación de estos dos productos parece ser actualmente la mejor solución en un proceso de afino; deberá estudiarse con la mayor atención, en cada caso, en función de las condiciones técnicas y económicas.

Cuando una estación de tratamiento está equipada con una desinfección por ozono y una instalación de afino con filtros de carbón activo, no pueden darse unas reglas generales sobre la colocación de estos filtros con relación a los ozonizadores.

Puede parecer conveniente la colocación de los filtros de carbón activo después de la ozonización, con el fin de retener los productos de oxidación que resulten de la acción del ozono y prolongar la duración de vida del carbón; sin embargo, es más razonable, desde el punto de vista sanitario, situarla ozonización al final de la cadena de tratamiento, especialmente cuando se quiere asegurar con la esterilización la eliminación de los virus. Una tercera solución consiste en intercalar la filtración sobre carbón activo entre dos inyecciones de ozono.

4. ESTACIONES DE TRATAMIENTO

4.1. Grupos colectivos y estaciones normalizadas

4.1.1. GRUPOS SEMIFIJOS GSF

El abastecimiento a pequeñas comunidades, granjas, obras de larga duración, pueblos aislados y accidentalmente privados de agua, puede realizarse con grupos colectivos concebidos para un transporte, montaje y puesta en servicio rápidos.

Los grupos GSF DEGRÉMONT responden a las siguientes características: son unidades de tratamiento completas, que trabajan a presión, y están destinadas a suministrar agua potable a partir de un agua bruta medianamente cargada, con una turbiedad máxima de 500 mg/l. Para valores superiores de turbiedad, se recomienda intercalar, entre la toma de agua bruta y el bombeo que alimenta al grupo GSF, un predecantador estático, que consiste generalmente en una simple excavación, y que es suficiente para que sedimenten las materias más pesadas, con el fin de reducir la carga del agua a unos límites admisibles en el GSF.

Estos grupos están constituidos por una electro-bomba de agua bruta, que la impulsa a través de un decantador del tipo CIRCULATOR a presión, seguido de unos filtros de arena, y envía el agua tratada a un depósito situado a una altura mínima de 10 m sobre el suelo. Con este depósito se asegura el lavado de los filtros, por retorno de agua, así como la distribución del agua tratada.

Está prevista la inyección de tres reactivos por bombas dosificadoras:

- un coagulante, antes de la decantación;

- un neutralizante o corrector de pH, antes de la decantación o después de la filtración;

- un desinfectante después de la filtración.

Estos reactivos se preparan en depósitos de material plástico.

Se indican en el cuadro siguiente las características principales de los GSF:

Filtros Filtros

Tipo Caudal

m áxim o en

m3/h

Decantador diám etro en

mm núm ero

diám etro

en mm Volum en m ínim o del

depó sito en m 3

GSF 0 1,5 1200 2 450 5

GSF 1 3 1600 2 650 9

GSF 2 6 2300 2 800 12

GSF 3 9 2800 3 950 18

Fig. 429. - Grupo semifijo GSF tipo O y filtro de carbón activo. Caudal: 1,5 m3/h Centro Nacional de Estudios Espaciales. OUAGADOUGOU (Alto Volta).

4.1.2. INSTALACIONES «BIDONDO»

De caudal superior a los GSF, estas instalaciones suelen abastecer de agua potable a una comunidad o un pueblo, a partir de un agua bruta medianamente cargada. Funcionan a presión y constan principalmente de uno o varios decantadores horizontales con recirculación de fangos, de filtros de arena con lavado por retorno de agua, y de una dosificación de reactivos (coagulante, neutralizante o corrector de pH y desinfectante) inyectados mediante tres bombas dosificadoras.

El agua tratada se impulsa hacia un depósito elevado (situado, al menos, a 10 m sobre el suelo), que sirve igualmente para el lavado de los filtros.

El conjunto de los equipos electromecánicos y la dosificación de reactivos se agrupan dentro de un edificio, según se representa en la figura 430.

En el cuadro siguiente se indican las características principales de las instalaciones Bidondo:

Tipo Caudal m3/h Decantador Filtro

VB 10 10 1 - Ø 2 l L = 5 l 1 - Ø 1600

VB 15 15 1 - Ø 2,5 l L = 5 l 1 - Ø 2000

VB 20 20 2 - Ø 2 l L = 5 l 2 - Ø 1600

VB 30 A 30 3 - Ø 2 l L = 5 l 3 - Ø 1600

VB 30 B 30 2 - Ø 2,5 l L = 5 l 2 - Ø 2000

4.1.3. INSTALACIONES AQUAZUR

Las instalaciones AQUAZUR constituyen la aplicación de los principios que han servido de base en la concepción de las instalaciones BIDONDO, al tratamiento de caudales mayores.

La diferencia esencial consiste en el empleo de un decantador abierto de hormigón; el conjunto, por tanto, no puede funcionar a presión.

El agua filtrada se envía a un depósito colocado simétricamente respecto al decantador, desde donde se impulsa a los depósitos de distribución. Este depósito constituye también la reserva de agua necesaria para el lavado de los filtros. La dosificación de reactivos se efectúa por bombas dosificadoras (fig. 431).

El decantador cilindro-cónico es del tipo de recirculación de fangos (Circulator).

Los filtros pueden ser:

- en las instalaciones tipo C.R., con lavado por retorno sólo de agua;

- en las instalaciones tipo C.S., con lavado por aire comprimido, combinado con un retorno de agua.

La elección entre las dos formas de lavado depende de la naturaleza del agua bruta.

Conviene adoptar para el depósito de agua filtrada el mismo diámetro que para el decantador, con el fin de poder utilizar los mismos encofrados en la construcción del hormigón armado. Existen numerosos modelos normalizados de instalaciones AQUAZUR, cuyos caudales están comprendidos entre 10 y 100m3/h y que se pueden adaptar a las calidades de agua que normalmente se encuentran. En el caso de aguas cargadas, es necesario un desbaste previo del agua bruta.

La construcción se realiza por elementos idénticos yuxtapuestos y por tanto, puede ampliarse fácilmente una instalación sin modificar la planta existente, adaptando únicamente el bombeo a las nuevas condiciones.

Los elementos mecánicos auxiliares, bombas de agua bruta y de agua tratada, bomba y compresor de lavado, y dosificadores de reactivos, se dispo nen dentro de un edificio en el que puede instalarse, eventualmente, un transformador eléctrico o grupos alternadores Diesel.

Fig. 430. Instalación Bidondo con decantador.

Fig. 431. Esquema de una instalación AQUAZUR con decantador CIRCULATOR en clarificación.

Fig. 432. - Instalación Aquazur tipo CR 60, Le Brulé (La Reunión). Caudal: 40 m3/h.

4.2. Estaciones medianas y grandes

4.2.1. PRINCIPIOS

Las estaciones de mediana y gran importancia se conciben según los mismos principios de tratamiento, dictados por las características del agua bruta y la calidad deseada para el agua tratada. La realización de estos principios varia en función de la importancia de las estaciones, de las condiciones locales de instalación, de los reactivos disponibles y de su suministro, etcétera.

Por ejemplo:

- Los decantadores cilindro-cónicos o Circulator, sin rasquetas, tienen una altura limitada por razones económicas. Para el tratamiento de grandes caudales, estos aparatos conservan una altura sensiblemente constante, con un fondo inclinado y van equipados con un puente rascador que reúne los fangos en el centro.

- Las distintas concepciones del almacenamiento de reactivos están condicionadas por la importancia del caudal a tratar y las reservas que deben preverse.

- Los filtros metálicos verticales, a presión, tienen generalmente unas dimensiones limitadas, compatibles con un transporte fácil, aunque pueden construirse de mayor tamaño si se ejecutan sobre el terreno.

- Los filtros abiertos de hormigón son del tipo de colector de inyección de aire, para pequeñas superficies filtrantes, y del tipo de canal agua-aire, en el caso de grandes superficies.

- El automatismo de los órganos de mando está relacionado especialmente con el tamaño de las válvulas que deben accionarse, el personal del cual se puede disponer, la complejidad de la instalación, etc.

La diversidad en la calidad de las aguas da lugar a numerosos esquemas de tratamiento. Se diferencian principalmente según:

- las características físicas del agua: carga de materias en suspensión, color, falta de oxígeno o exceso de gas carbónico;

- las características químicas: presencia de hierro, manganeso, contaminantes diversos que puedan dar lugar o no a sabores, etc.;

- las características bacteriológicas: bacterias, plancton;

- la necesidad de uno o varios bombeos.

Entre los esquemas más frecuentes, puede establecerse la siguiente clasificación

4.2.2. CLARIFICACIÓN DE AGUAS DE SUPERFICIE O DE AGUAS SUBTERRÁNEAS CONTAMINADAS

A. Aguas poco turbias, poco coloreadas y poco cargadas de materias orgánicas:

Se encuentran en este caso las aguas subterráneas, normalmente de buena calidad, pero que se enturbian en ciertos períodos del año (fig. 433).

Fig. 433. - Coagulación parcial sobre fitros cerrados, con neutralización eventuaL

Fig. 434. Estación tipo Aquazur TAIAMA (Sierra Leona). Caudal: 50 m3/h

Es el caso igualmente de aguas de embalse, cuyas características varían poco a lo largo del año, y cuyo contenido en materias en suspensión y en color es bajo (fig. 436).

Este esquema podría completarse con una preozonización si, a una turbiedad baja, se une un fuerte color.

B. Aguas de turbiedad media, con color, materias orgánicas, etc.:

Estas aguas son sensibles generalmente a un tratamiento completo de coagulación-floculación, decantación y filtración.

B 1. Con contaminación y microcontaminación limitadas: el esquema 437 representa un tratamiento completo en el que se efectúa la desinfección con dióxido de cloro, o mejor, con ozono: es el caso de la estación de Limoges (Francia), que ofrece, además, la particularidad interesante de una mineralización complementaria del agua filtrada para eliminar su carácter corrosivo frente a los metales.

El esquema 437 es aplicable, igualmente, a la clarificación de un agua con un contenido elevado de plancton: una precloración (si es posible al punto crítico) debe preceder siempre a la coagulación-decantación.

Cuando lo permiten la naturaleza del agua y la calidad del fango, puede utilizarse también un flotador, como en el caso de Guingamp (fig. 435).

En este caso, los reactivos se introducen en una cámara de mezcla, seguida del floculador, del flotador y de los filtros.

Fig. 435. - Clarificación por flotación-filtración. Estación tipo Guingamp (Francia).

Fig. 436. - Coagulación parcial sobre filtros abiertos. Estación tipo Majadahonda (Madrid): 1.ª, fase 3,5 m3/s.

Fig. 437. - Tratamiento completo con ozonización de un agua contaminada. Estación tipo Limoges.(3250 m3/h.)

8 2. Con fuerte contaminación y microcontaminación: al esquema 437 de tratamiento completo con ozonización final, se añade, según los casos:

un depósito (eventual) de contacto del agua bruta tratada al punto crítico;

una inyección eventual de carbón activo en los decantadores de lecho de fangos tipo Pulsator;

una filtración en segunda etapa, después de ozonización.

La figura 438 corresponde a este esquema, que es el de la 2.ª fase de la instalación de Morsang (Francia). tratamientos aún más completos, que comprenden:

- una toma de agua;

- un depósito de retención;

- lechos de oxidación, que pueden tratar el agua enviada al depósito de retención o el agua que alimenta directamente la decantación;

- decantación;

- oxidación con ozono, después de la primera filtración sobre arena;

- filtración sobre lecho de carbón activo en grano;

- desinfección final con ozono;

- cloración final, antes del almacenamiento y distribución.

El esquema 440 tipo BLANKAART (Bélgica) representa el conjunto del proceso, en el que, evidentemente, se ofrece la posibilidad de dejar fuera de servicio los distintos tratamientos que no tienen que utilizarse en continuo.

Debe tenerse en cuenta, especialmente, la ozonización en dos fases, intercalando una filtración sobre carbón activo, procedimiento que puede considerarse el mejor para la utilización óptima del ozono y del carbón activo en la lucha contra fuertes contaminaciones y microcontaminaciones.

Fig. 438. Floculación-decantación en Superpulsator. Filtración sobre arena. Desinfección con ozono. Filtración a través de carbón activo. Estación tipo Morsang-

sur-Seine (Francia). 2.ª fase. 750000 m3/d.

Fig. 439. - Estación de tratamiento de BOU-REGREG (Marruecos). 3 decantadores Pulsator de 45 m x 79 m. 70 filtros Aquazur de 140 m2 cada uno. Caudal: 70800 m3/h

Fig. 440. - Tratamiento con depósito de contacto, lecho de oxidación, floculación, decantación, filtración sobre arena, ozonización, filtración sobre carbón activo en grano,

desinfección final con ozono y cloración (Blankaart).

C. Aguas cargadas:

Según el contenido y la naturaleza de las materias en suspensión en el agua, se utiliza uno de los esquemas siguientes:

C. 1. Decantación en una fase: el esquema 442 muestra la realización del tratamiento de un agua que contiene una fuerte carga de materias en suspensión; corresponde a la estación de Bagdad que cuenta con decantadores de rasquetas (Clarifloculador).

Los decantadores son del tipo de rasquetas con floculador interior de paletas. El floculador podría ser igualmente exterior.

Fig. 441. Estación de tratamiento de agua de Santillana, para abastecimiento de agua potable a MADRID. Caudal: 14400 m3/h.

Fig. 442. - Decantación en una fase - Filtración. Estación tipo BAGDAD (Iraq). 100 mgd

C 2. Decantación en dos fases: cuando la carga de materias en suspensión es muy elevada, el contenido de arena del agua exige el empleo de un desarenador en cabeza del tratamiento de doble decantación-filtración.

El esquema 443 es aproximadamente el de la instalación de Cadarache, realizada cuando las aguas del río Durance presentaban puntas de materias en suspensión de más de 10 g/l.

Fig. 443. - Desarenado. Decantación en dos fases. Filtración. Estación tipo Cadarache.

Fig. 444. - Estación de tratamiento de FLORENCIA (Italia). Caudal: 16200 m3/h

Fig. 445. - Estación de tratamiento de agua del Orne para abastecimiento de agua potable a CAEN (Calvados). Caudal: 2500 m3/h.

Fig. 446. Instalación de desferrización provista de 2 torres de oxidación y 12 filtros a presión. Estación de bombeo de TOURCOING (Francia). Caudal: 500 m3/h.

4.2.3. TRATAMIENTO DE AGUAS, SUBTERRÁNEAS O NO, POCO CONTAMINADAS

Generalmente, estas aguas necesitan tratamientos de eliminación de hierro y manganeso, neutralización, decoloración y desinfección.

Tratamiento a presión: el esquema de la figura 420 corresponde al tratamiento clásico para airear un agua profunda, producir la oxidación del hierro ferroso y retener los precipitados férricos por filtración sobre arena, cuando el contenido en hierro no es elevado.

Puede completarse este esquema con una precloración para luchar contra las bacterias, una neutralización, por reacción con un reactivo alcalino o por filtración final sobre un producto neutralizante, una eliminación de manganeso por tratamiento con un producto aluminoso especial, o una filtración sobre carbón activo en grano para eliminar los malos sabores.

Tratamiento en superficie libre: se efectúa el tratamiento en superficie libre cuando deben eliminarse cantidades grandes de gas carbónico en exceso, cuando el caudal a tratar es elevado, o cuando el agua necesita una decantación, una ozonización, etc.

Las figuras 422, 423 y 447 representan los tres esquemas más utilizados:

- figura 422: pulverización-filtración, válido para retener cantidades pequeñas de hierro y manganeso;

- figura 423: aeración-decantación-filtración, cuando los contenidos de hierro y manganeso que se quiere eliminar son fuertes, o cuando el agua necesita una clarificación;

- figura 447: pulverización-ozonización-filtración, cuando el agua sólo contiene hierro, manganeso y color, sin materias en suspensión ni materias orgánicas abundantes.

Fig. 447. - Eliminación de CO2. Eliminación de manganeso con ozono. Filtración.

En algunos casos, como en Chalon-sur-Saone, la filtración se efectúa a través de filtro bicapa (arena y antracita), que resulta muy apropiado para la desferrización.

4.2.4. TRATAMIENTO PARA BEBIDAS GASEOSAS

Entre los diversos tratamientos especiales, ofrece gran interés y se encuentra muy extendido el correspondiente al agua de preparación de bebidas gaseosas. El esquema 448 se refiere a una instalación que comprende una descarbonatación con decantación, en presencia de una dosis fuerte de cloro, una filtración sobre arena, un almacenamiento de agua filtrada para lavado de los filtros y toma, por bombeo, hacia una filtración sobre carbón activo en grano, seguida a veces de una filtración de seguridad para retener, eventualmente, los finos de carbón activo.

Fig. 448. - Instalación de tratamiento de agua para bebidas embotelladas.

Fig. 449. - Estación de tratamiento de La Ayura, para abastecimiento de agua potable a MEDELLIN (Colombia). Caudal: 5000 m3/h.

Fig. 450 A.-Estación de tratamiento de HAMPTON LOADE (Gran Bretaña). Caudal: 3120 m3/h.

Fig. 450 B. - Estación de tratamiento de La Roche, para abastecimiento de agua potable a NANTES. Caudal: 11700 m3/h.

Fig. 450 C. - Estación de tratamiento de San Martín Palermo II, para abastecimiento de agua potable a BUENOS AIRES. Caudal: 36000 m3/h.