Conferencia Internacional sobre Mejoramiento de la Calidad del Agua Cali, Abril 30 a Mayo 4 de 1996 Efecto de la Filtración Gruesa en Múltiples Etapas (FiGME) en la Coagulación Química para la Potabilización de Agua con Filtración Rápida (FiR) Camilo Hernán Cruz V.(1) Luiz Di Bernardo(2) y Fabiola Beron C. (1) RESUMEN En las tecnologias con filtración rápida de aguas superficiales, la coagulación se reconoce como el proceso previo fundamental para una adecuada y eficiente operación del sistema de tratamiento.Este documento presenta una revisión bibliográfica de los factores que afectan la demanda de coagulante químico en el tratamiento. Combinado resultados de operación de plantas a escala real con ensayos a escala de laboratorio en efluentes de unidades de demostración en Filtración Gruesa en Múltiples Etapas (FiGME), se evalúa el efecto de este tipo de pretratamiento en la coagulación química de aguas superficiales, con énfasis en ríos de la región Andina Colombiana. El estudio muestra que los procesos físicos - químicos y biológicos en unidades de filtración en gravas, al reducir consistentemente las fuertes variaciones de calidad del agua en fuentes superficiales, permite reducir la dosificación del sulfato de aluminio como coagulante hasta en un 50%, disminuyen también la necesidad de continuos cambios en su dosificación; factores que aumenta la confiabilidad en la calidad del agua especialmente en plantas de mediano o pequeño tamaño que generalmente presentan limitaciones por falta de personal de operación calificado o de calidad de agua deficiente en sus fuentes. (1) Instituto Cinara – Universidad del Valle (2) Escola de Engenharia de Sao Carlos – Universidad de Sao Paulo - Brasil

2

INTRODUCCION Tecnologías con Coagulación Química y Filtración Rápida (FiR) Una gran proporción de la población en el mundo en desarrollo vive en áreas rurales y en las periferias de las ciudades, áreas donde las tecnologías de tratamiento empleadas en las grandes ciudades es generalmente copiada para pequeñas plantas de tratamiento. Estas comunidades se ven enfrentadas con la necesidad de construir y operar plantas de tratamiento que produzcan agua con calidad que cumpla exigentes estándares para proteger la salud de los usuarios. Los sistemas de tratamiento basados en la filtración rápida de agua químicamente coagulada han sido desarrollados y empleados en los países industrializados probando su eficiencia, no obstante se reporta que ellos presentan algunas limitantes para su operación especialmente en áreas rurales de países en desarrollo. Matsinhe, (1993); Ruthish (1993); Cinara -IRC (1996). También en áreas rurales de Estados Unidos presentan dificultades de operación. Rener et al (1993), encontraron que los principales problemas de los sistemas de tratamiento de tipo convencional (sistemas con coagulación floculación – sedimentación y filtración rápida) están asociados a: a) La gran variabilidad de la calidad de las aguas superficiales, períodos en los cuales, los

operadores no está en capacidad de ajustar los requerimientos de coagulantes químicos y otras operaciones de las plantas para de forma consistente obtener agua tratada con calidad.

b) La capacidad de los más sistemas de tratamiento para trabajar con altos contenidos de

material suspendido, recomendándose utilizar sistemas de pretratamiento, como sedimentadores, cuando la turbiedad sobrepase valores de 1000 UNT (Kawamura, 1991).

c) El deterioro del equipo mecánico empleado en los sistemas de tratamiento. Los dos primeros factores se relacionan con la calidad del agua efluente al proceso de coagulación, el cual es un aspecto clave para la selección de tecnología en alternativas con filtración rápida de agua químicamente coagulada (FiR), los modelos desarrollados para selección de tecnología han considerado la calidad del agua en términos del material en suspensión y disuelto. Factores que afectan directamente la dosis de coagulantes químicos requeridos en el tratamiento, la eficiencia de os procesos de floculación y sedimentación, la duración de las carreras de filtración, la potencial formación de subproductos de la cloración y en general la calidad del agua tratada. Factores importantes en la selección y el diseño de plantas de tratamiento convencionales con filtración rápida de agua químicamente coagulada (coagulación, floculación, y decantación como pretratamientos), en las cuales ha sido práctica usar bajas velocidades en la filtración rápida y asegurar carreras de larga duración, mínimo de 24 horas (Wiesner et al. , 1987). Esta forma de operación además de garantizar la calidad de efluente ha ocasionado costos que pueden ser reducidos si las etapas de pretratamiento son más cuidadosamente manejadas. Los autores concluyen que en las tecnologías FiR reducir el número de etapas de pretratamiento no necesariamente

3

significar reducir costos. Por otra parte se encuentran las alternativas de Filtración Directa en Línea (sin floculación y decantación) o la Filtración Directa (únicamente sin decantación) que son alternativas al proceso convencional de tratamiento más apropiadas a fuentes de agua con moderados niveles de turbiedad y material disuelto, siendo demostrando su potencial en la remoción de material orgánico de aguas superficiales. La Filtración Directa y en Línea, puede ser afectada por un gran número de variables, entre las cuales se incluye tipo de coagulante y dosis aplicada (Dempsey et al, 1984; Edwards and Amirtharajah, 1985), condiciones y tiempo de detención en la mezcla rápida (Collins et al, 1987); el medio filtrante y las velocidades de filtración (Cruz y Di Bernardo, 1994). Actualmente no existe consenso sobre criterios definitivos para el empleo de las alternativas con filtración directa. (Losgdon et al, 1993). En particular con respecto a las características de la suspensión que debe llegar hasta los procesos de filtración y sobre las modificaciones que pueden ser realizadas a la suspensión en las etapas de pretratamiento, sugiriendo algunos autores que la clave para la optimización de la operación de los filtros rápidos seria la producción en las etapas de pretratamiento de una partícula floculada pequeña y densa, que pueda ser retirada en el filtrado (Boller y Kavanaugh, 1995). Pretratamientos en Filtración Gruesa Las características del agua varían considerablemente entre las fuentes y pueden ser factores determinantes en la eficiencia del tratamiento para remover partículas (Wiesner and Mazounie, 1989) y de la materia orgánica (Rebhun and Lurie, 1993). Para superar limitaciones asociadas a la pobre calidad del agua de las fuentes superficiales y garantizar cumplir exigentes estándares de calidad en los países industrializadas el almacenamiento de agua superficial en represas y lagos (semanas y meses retención) o la recarga artificial de depósitos en el subsuelo mediante galerías de infiltración a jugado un importante papel (Schippers and Kruisthof, 1995). El acondicionamiento del agua previo a los procesos de coagulación en alternativas con tecnología FiR, es un factor que cada vez adquiere mayor relevancia. Por ejemplo en Marruecos se reporta que una planta convencional tratando agua superficial con contenidos pico de sólidos de hasta 50 gr./l presentaba períodos acumulados anuales de hasta 1390 horas fuera de operación; después de inversiones en pretratamiento con pre-sedimentación; acondicionamiento que costo cerca del 40% del costo global del sistema de tratamiento se redujo el tiempo de interrupciones a menos de 300 horas/anuales (Elmeghari et al, 1993). De otra parte, numerosas investigaciones reportan la habilidad de los pretratamientos en filtración gruesa en serie (FiGME) para controlar fuertes variaciones de la calidad de agua superficiales, removiendo partículas y sustancias disueltas (Galvis et al, 1993, Boller 1993).

4

Las investigaciones realizadas en diferentes países Europeos, Asiáticos y en América Latina han demostrado que los pretratamientos en filtración gruesa por su eficiencia, aplicabilidad, requerimientos de operación y mantenimiento se constituyen en una buena opción técnica disponible de pretratamiento para la remoción de partículas inorgánicas y orgánicas presentes en aguas superficiales como etapa previa a la coagulación. La presente investigación demuestra a escala de laboratorio con efluentes de una planta de demostración, que la filtración gruesa en múltiples etapas (FiGME) al presentar una significativa remoción de material suspendido y disuelto posibilita una apreciable disminución de la cantidad de coagulante químico requerido y de residuos del tratamiento, identificando en los pretratamientos en filtración gruesa ventajas económicas y ambientales que facilitan la sostenibilidad de los sistemas FiR en pequeñas y medianas comunidades de países en desarrollo. Los resultados indican que la reducción obtenida de partículas previo al tratamiento con sulfato de aluminio como coagulante, reduce significativamente los requerimientos del producto químico. Incluye también el estudio una comparación sobre la calidad de varias fuentes superficiales en el valle geográfico del río Cauca y sobre la demanda de coagulante en sistemas de tratamiento con coagulación química operando en el pequeño y mediano municipio colombiano. Información que permite analizar las posibilidades de los pretratamientos en filtración gruesa en su optimización. Las investigaciones fueron realizadas en el marco del Proyecto Integrado de Investigación, y Demostración Transferencia de Tecnología Fase II, financiado por los Gobiernos de Colombia y de los Países Bajos con el apoyo del Internacional Water and Sanitation Centre, IRC. Las investigaciones presentadas en este documento procuran evaluar los efectos de tres diferentes opciones de pretratamiento en filtración gruesa en múltiples etapas (FiGME) en la coagulación del agua de una fuente superficial andina, la cual es comparada en su comportamiento con otras fuentes que abastecen plantas a escala real en el valle geográfico del río Cauca en Colombia. El estudio considera tres opciones de pretratamiento con filtración gruesa: Pretratamiento 1, (P1): Filtración Gruesa Dinámica (FGDi) Pretratamiento 2, (P2): FGDi más Filtración Gruesa Ascendente en Capas (FGAC) Pretratamiento 3, (P3): FGDi más Filtración Gruesa

Ascendente en Serie de Tres Unidades (FGAS3) Información que permite caracterizar la calidad del agua del río Cauca considerada de importancia para el proceso de coagulación es presentada la Tabla 1, donde se ilustra las estadísticas descriptivas de varios parámetros de calidad. El efecto reportado de las tres alternativas de pretratamiento en el agua cruda del Río Cauca es ilustrado en la Tabla 2 y en la Figura 1 (Cinara –IRC, 1993).

5

Tabla 1. Valores de algunos parámetros de calidad del agua en el río Cauca durante el año 1991 (Cinara - IRC, 1993)

Parámetro Media Mínimo Máximo Datos

Turbiedad (UNT) 76.7 18 750 739 Color Real (UPC) 60.0 18 230 86 Sólidos Suspendidos (mg/l) 138 17 978 86 Coli Fecales (UFC/100 ml) 34790 3800 117.000 84 Hierro Total (mg/l) 4.0 0.5 9.0 10 Alcalinidad Total (mg/l CaCO3) 20.2 10.3 30.7 11 pH (Unidades) - 6.7 7.5 18 Dureza total (mg/l CaCO3) 31.6 20.3 35.0 11

Figura 1. Turbiedad en unidades de acondicionamiento en FGDi y pretratamiento con

FGAC y FGAS3 (Vf= 0,6 m/h) considerando remoción con promedios de Tabla 2 y datos de turbiedad máxima durante picos de turbiedad en el río Cauca. (Base de datos Proyecto Pretratamientos, Fase I, CINARA-IRC, 1993)

El Proceso de Coagulación La coagulación es el proceso básico del cual depende una buena operación de una planta de tratamiento con filtración rápida, por lo cual un adecuado control de la dosificación de coagulante es un aspecto clave, variaciones súbitas y fuertes de la calidad del agua a tratar, como es el caso de los ríos andinos, genera una gran limitante en el control de la dosificación, ya que aún teniendo operadores calificados con equipo de laboratorio suficiente, la técnica tradicional de control de la coagulación (ensayo de Jarras) es lenta para generar respuesta. La anterior posibilita la sobre-dosificación aumentando los costos de operación por consumo de

6

químicos, incrementando la producción de lodos y generando mayor consumo de agua y energía para lavado de unidades; además se elevan las posibilidades de alcanzar niveles no permitidos del residual de aluminio en el agua tratada. De otra parte, la sub-dosificación ocasiona la producción de agua de baja calidad y la contaminación del sistema de distribución. En los ochenta en el estudio de la coagulación de aguas con turbiedad empleando sulfato de aluminio, Amirtharajah y Mills (1983), proponen con base en resultados de diferentes autores un diagrama entre la concentración de coagulante y el pH de la solución, donde se indican especies relevantes de la hidrólisis del coagulante, y se identifica las zonas donde los diferentes mecanismos de coagulación prevalecen, el diagrama fue realizado para aguas preparadas ausentes de aniones como fosfatos (PO4)3, silicatos (SiO (OH)3)-3 o sulfatos (SO4)-2 así como de concentraciones significativas de sustancias húmicas baja. Posteriormente, Edwards & Amirtharajah (1984) presentan un diagrama similar en la coagulación de aguas coloreadas sintéticamente con ácidos húmicos y presencia de turbiedad. MATERIALES Y METODOS Regiones de Coagulación del agua del Río Cauca (Combinación de Dosis y pH para optimizar remoción de Turbiedad y Color) Numerosas ensayos de jarras fueron realizados para explorar el efecto de la combinación de diferentes dosis y pH de coagulación; tratando de establecer las zonas de optimización de la coagulación del agua cruda del Río Cauca. Para el análisis se empleo muestra del río Cauca con una turbiedad aproximada de la fuente entre 30 y 40 UNT. En la investigación experimental fue empleado sulfato de aluminio grado comercial (Al2 (SO4)3.14.3 H2O), el coagulante más ampliamente empleados en el tratamiento de agua. Tabla 2 Eficiencias de unidades en filtración gruesa operando con agua del río Cauca. (Cinara-IRC, 1993)

Parámetro Agua Cruda FGDi FGDi + FGAC

FGDi+FGAS3

min Max Media media Rem.%

media Rem.%

Media

Rem.%

Turbiedad (UNT) 17 780 68 42 39.4 15.9 75.9 8.5 87.4

Sólidos Suspendidos (mg/l)

17 978 111 32 72.9 4.1 96.1 1.5 98.6

Color Real (UPC) 16 230 53 47 12.9 30 42.7 6 63.8

Coli Fecales (UFC/100ml)

3800 300000 48950 14031 68.5 471 98.90 51 99.8

Los ensayos de coagulación, floculación y sedimentación fueron ejecutados con un equipo de jarras.

7

, Coagulante y modificador de pH fueron añadidos durante la mezcla rápida. Se empleo un periodo de mezcla rápida de 60 s. y un gradiente hidráulico de 300 s-1, en la mezcla lenta se empleo un tiempo de 20 in y gradiente de 35 s-1; se utilizó un tiempo de decantación de 15 in y la muestra se colecto a 7,5 cm para una velocidad de sedimentación de 0.5 cm/min. El pH fue ajustado con adición de ácido clorhídrico e hidróxido de sodio previo a la adición del coagulante. Los Valores de pH de coagulación fueron medidos después de la mezcla lenta. Efecto del Pretratamiento en Filtración Gruesa en los Parámetros de Mezcla Rápida, Floculación y Sedimentación. Se realizo una evaluación a nivel de laboratorio sobre el efecto del pretratamiento en las condiciones de mezcla rápida, floculación y tiempo de sedimentación en la coagulación del agua del río Cauca y en los efluentes de los pretratamientos considerados. Para esta evaluación se considera que en un pH de coagulación superior a 6.0 (supuesto predominio de mecanismo de barrido y sugerido como apropiado para tratamiento convencional) el criterio de dosis mínima de coagulación corresponde a aquella que permite un efluente de sedimentación menor de 5 UNT. En pH de coagulación inferior a 6.0 (supuesto predominio de mecanismos de adsorción neutralización y sugerido como apropiado para tratamientos con filtración directa) el criterio de dosis mínima corresponde a la dosis que permite un efluente después de filtración en papel filtro Whatman 40 menor de 1.0 UNT. En esta etapa la variable respuesta es la turbiedad, considerando que una adecuada remoción de la turbiedad significa una adecuada coagulación de las sustancias orgánicas disueltas es un paso previo imprescindible para la adecuada remoción de partículas minerales en suspensión que causan turbiedad. Las características de calidad del agua cruda del Río Cauca y del agua efluente de los diferentes estados de pretratamiento en esta evaluación son presentadas en la Tabla 3. De acuerdo con los resultados obtenidos en esta evaluación se adopto en las investigaciones subsiguientes emplear un tiempo de floculación de 20 min. y un gradiente de 35 s-1 independiente del grado de pretratamiento de la muestra. TABLA 3 Caracterización de agua cruda Río Cauca y de efluentes de unidades de

pretratamiento. Evaluación de parámetros de tratamiento.

Agua Pretratada Parámetro Agua Cruda FGDi

(P1) FGDi + FGAC

(P2) FGDi +FGAS3

(P3) Turbiedad (UNT) Color Aparente (UPC) Sólidos Suspendidos (mg/l) Alcalinidad (mg CaCO3/l)

36 360 38 31

44 380 32 26

34 215 7.0 22

13 190 14 22

8

pH (Unidades) Temperatura

7.1 23.3

7.2 23

7.1 24

7.1 22.0

Evaluación de la demanda de Coagulante para diferentes calidades de Agua Cruda del Río Cauca y efecto de los diferentes Pretratamientos. Durante el período de evaluación (Enero-Diciembre de 1994) las unidades de pretratamiento operaron a las velocidades de filtración de 0,30-0,45 y 1.0 m/h. y el filtro grueso dinámico opero a velocidades de filtración de 2 y 3 m/h. Las muestras fueron tomadas espaciadamente durante el período de evaluación cuando la fuente presentaba fuertes y rápidas variaciones de la calidad del agua (picos). Al alcanzarse el máximo valor en el agua cruda, simultáneamente eran tomadas muestras en los efluentes de las unidades de pretratamiento. La tabla 4 ilustra las características de los medios filtrantes en las unidades piloto durante la investigación. TABLA 4. Especificaciones de los sistemas de filtración gruesa empleados en plantas

piloto operando con agua del río Cauca.

Etapa de Pretratamiento

FGDi FGAC FGAS3

Características Unidad1 Unidad 2 Unidad 3Área (m2) 1.9 3.14 3.14

0.70 1.55

3.14 0.70 1.55

3.14 0.70 1.55

Velocidad de filtración (m/h) 2.0-3.0 0.3-0.45-1.0 Longitud de lecho filtrante (m) 0.60 1.55 Espesor de capas de grava (m) 1 - ¾ " 0.20 0.30 0.30 0.15 ¾ - ½ " 0.20 0.15 1.25 0.15 0.10 ½ - ¼ " 0.20 0.15 1.25 0.10 ¼ - 1/8 " 0.40 0.675 1/8 - 1/16 " 0.55 o.675

A cada muestra fue evaluada su coagulación en doce puntos (uno por jarra) combinando dosis y pH, se cubrieron áreas de los diagramas concentración de coagulante-pH, apropiados para el mecanismo estudiado. Entre los doce puntos se identificaba la dosis mínima requerida con base en la turbiedad y el color aparente del sobrenadante de sedimentación o del filtrado en papel. En las evaluaciones para filtración directa fue empleado un tiempo de pre-floculación de 20 min. a un gradiente de 50 s-1 como recomendado por Petrusevski et al (1993). Al remanente de sedimentación le era medida la turbiedad y el color aparente, además se le efectuaba prueba de filtrabilidad con papel Whatman 40 con poro de 8 µm(Di Bernardo, 1993).

9

En el mecanismo de adsorción de acuerdo con la literatura y resultados en evaluaciones previas fueron estudiados valores de pH de la solución entre 5.5 y 6.0 donde el sulfato de aluminio en su hidrólisis produce especies cargadas positivamente que favorecen este tipo de mecanismo, siendo de acuerdo a varios investigadores los valores encontrados en estudios piloto como adecuados al tratamiento con filtración directa, además se encuentra entre los valores de pH remendados para optimizar la coagulación de color en aguas naturales (Edwars and Amirtharajah, 1984; Dempsey et al, 1984) En el mecanismo de barrido se estudiaron valores de pH entre 6,4 y 7,0, en los cuales se espera que la hidrólisis de la sal genere haga prevaler el precipitado de hidróxido de aluminio, presentándose una densidad cationica que optimiza la coagulación de barrido, además estos valores son comúnmente empleados en el tratamiento de aguas superficiales en plantas convencionales (Amirtharajah and Mills, 1982; Di Bernardo e Cruz, 1994). Los criterios para establer la dosis mínima de coagulación fueron:

• Para el mecanismo de barrido (tratamiento en ciclo completo): a. Muestras con turbiedad mayor de 10 UNT, la jarra con menor dosis cuya turbiedad del agua

sedimentada inferior a 5 UNT, de acuerdo con diferentes autores esta calidad de agua producirá después de filtración turbiedad menor de 1 UNT (Kawamura, 1991; Di Bernardo 1993).

b. La jarra con efluente después de sedimentación con menor color aparente. c. En muestras con turbiedad menor de 10 UNT se adopta la jarra con menor dosis cuya

turbiedad del agua sedimentada es inferior a 2 UNT. d. Si ninguna cumple estas condiciones se seleccionara la jarra con menor dosis y mejor calidad

de agua. (en aguas de baja turbiedad donde la obtención de bajos niveles de turbiedad o color puede requerir optimización de parámetros cinéticos de la coagulación - floculación, o largos tiempos de sedimentación)

• Para el mecanismo de Adsorción neutralización (filtración directa) a. Para las pruebas de absorción neutralización en la prueba de

filtración se selecciona la que presenta menor turbiedad (<1 UNT y preferiblemente < 0,5 UNT) o color aparente en el efluente del ensayo de filtrabilidad ( Di Bernardo, 1993).

b. La dosis de la jarra que presente mejor calidad de agua en la sedimentación (con una velocidad de sedimentación de 0,5 cm/min.).

En la tabla 5 son presentados los parámetros de calidad de agua empleados en la investigación, equipo usado y referencia del procedimiento de acuerdo con el Standard Methods (1992)

10

Comparación de la calidad del agua y la demanda de coagulante del en el río Cauca (río de valle) con aguas de ríos de montaña. Se visitaron cinco plantas de tratamiento tratando agua de ríos con cause en ladera para poblaciones menores de 30.000 habitantes localizadas en el Valle del Cauca y administradas por Acuavalle. Información disponible de los registros de operación fue analizada para establecer el estado de operación y mantenimiento de los sistemas. Información sobre registros históricos de calidad de agua y consumo de coagulante en el tratamiento de un año calendario fue procesada para establecer variaciones de calidad de agua y consumo de coagulante para evaluar el posible impacto del pretratamiento en filtración gruesa en la coagulación química y en general en el tratamiento y comparando su comportamiento con el observado en el agua del río Cauca.

TABLA 5. Parámetros, equipo y material utilizado

Parámetro o prueba Numeral del Standard Methods (1992)

Equipo o material

Turbiedad

2130 B

Turbidímetro HACH 2100 A

Color Real 2120 C Espectrofotómetro Shimadzu UV-120-01 Alcalinidad total 2320 B Bureta, erlenmeyer, ácido sulfúrico 0.02N pH 4500 H Phmetro Schott Gerate CG 818 Temperatura Termómetro Prueba de Jarras (+) Equipo Phillps & Bird, vasos cilíndricos de vidrio,

cronómetro, jeringas, estatores, papel filtro whatman 40

RESULTADOS Y DISCUSION Regiones de Coagulación del agua del Río Cauca (Combinación de Dosis y pH para optimizar remoción de Turbiedad y Color) Una aproximación a las características de la coagulación de las aguas del río Cauca, fue realizada para agua cruda con una turbiedad de 40 UNT, color aparente de 360 UPC, pH de 7.1 alcalinidad de 33.5 mg/l de CaCO3 y dureza total de 34.4 mg/l de CaCO3. Los diagramas realizados para una velocidad de sedimentación de 0,5 cm/s, con base en remoción de turbiedad y color aparente son mostrados en las Figuras 2 y 3. En la Figura 2 se muestra dos áreas donde pueden ser observadas las dos zonas de coagulación con mayores eficiencias, una a valores de pH entre 5,5 y 5,8 con dosis tan bajas como 12,5 mg/l de sulfato de aluminio y con eficiencias aproximadas al 95% y la otra, a pH entre 6.0 y 6,8 con remociones similares para dosis mayores de 20 mg/l. En el diagrama de color aparente (Figura 3) se observa de otra parte dos regiones de máxima

11

remoción una a pH entre 5,2 y 5,7 con remociones hasta del 95% de color aparente, dosis tan bajas como 12,5 mg/l de sulfato de aluminio, probablemente de acuerdo con la revisión de la literatura esta zona corresponde a la predominancia del mecanismo de adsorción-neutralización. La otra región de menor amplitud en su base que la encontrada para remoción de turbiedad en pH entre 6,0 y 6,4 con dosis mínimas de 20 mg/l de coagulante y remociones del mismo orden, posiblemente corresponde al predominio de mecanismo de barrido. Los contornos de la remoción mayor 95% (residual de 5%) fueron interpolados y delineados para definir las dosis mínimas y pH para remoción de turbiedad y Color aparente, dos zonas son definidas

Figura 2. Diagrama de coagulación para turbiedad río Cauca.

Velocidad de sedimentación = 0,5 cm/s

12

Figura 3. Diagrama de coagulación para color aparente río Cauca. Velocidad de sedimentación = 0,5 cm/s

como apropiadas para la coagulación de esta agua. Se identifica la región 1 con pH entre 5.4 y 5,9 y dosis menores de 20 mg/l de sulfato de aluminio como la zona adecuada para tecnologías con filtración directa y la región 2 con pH entre 6.4 y 7.0 y dosis superiores a 20 mg/l del coagulante como la zona adecuada para producción de flocos de barrido y apropiada para tratamiento convencional. Efecto del Pretratamiento en Filtración Gruesa en los Parámetros de Mezcla Rápida, Floculación y Sedimentación. Para el tratamiento convencional del agua cruda no se encuentran diferencias significativas para tiempos de mezcla rápida entre 30 y 60 s. Seleccionando un tiempo de 30 s. es prácticamente irrelevante la diferencia en gradientes entre 300 – 600 s-1. Resultados similares fueron obtenidos en las aguas pretratadas. Los resultados obtenidos son consistentes con las recomendaciones sobre parámetros aconsejados para los mecanismos de barrido (Amirtharajah, 1986). Adoptándose en las evaluaciones subsiguientes emplear en la mezcla rápida un tiempo de 60 s. y un gradiente de 300 s-1. Para el ensayo a pH apropiados para filtración directa la evaluación indico en términos generales que gradientes de mezcla rápida superiores a 800 s-1 permiten mejores eficiencias, independiente del estado de pretratamiento, también se observa que tiempos de mezcla entre 25 a 30 s. son mas apropiados. Se adopta en las evaluaciones subsiguientes emplear un tiempo de mezcla rápida de 30 s. y un gradiente de 1000 s-1, máximo valor factible de obtener en el equipo empleado usando deflectores en las jarras de 2 litros. (Camp citado por Horvat, 1994)

13

Los ensayos de floculación para el tratamiento convencional muestran para el agua cruda y el efluente del filtro grueso dinámico que la combinación de gradientes óptimos y tiempos se encuentran entre 30 y 40 s-1 y entre 20 y 40 min. respectivamente. La evaluación indica que los efluentes de los pretratamientos P1 y P2 para un mismo tiempo de floculación no presentan diferencias significativas para gradientes entre 30 y 40 s-1; presentando una mayor eficiencia entre mayor es el tiempo de floculación para tiempos entre 20 y 40 minutos. En los estudios sobre velocidad de sedimentación se encuentra que la calidad del agua cruda se estabiliza (alrededor de 1 UNT) para velocidades entre 0.2 y 1.0 cm/min. , para el efluente del FGDi con velocidades entre 0.4 – 1.0 cm/min. (alrededor de 4.7 UNT) . Las muestras de aguas pretratadas hasta FGAC y FGAS3 presentan valores estables de turbiedad residual (alrededor de 4.2 UNT) para velocidades de sedimentación entre 0.4 y 1.0 cm/min. . De acuerdo con los resultados se adopta en las evaluaciones subsiguientes emplear una velocidad de sedimentación de 0.5 cm/min. Valor dentro del rango empleado en recientes investigaciones especialmente en el estudio de la coagulación de aguas coloreadas (Di Bernardo e Henriquez, 1989; AWWA, 1989). Evaluación de la demanda de Coagulante para diferentes calidades de Agua Cruda del Río Cauca y efecto de los diferentes Pretratamientos. Los resultados de los ensayos en las pruebas de jarras para diferentes calidades de agua, y conservando las condiciones de pH (coagulación a pH 5,5 - 5,8) obtenidas en ensayos previos para la región donde predomina el mecanismo de adsorción neutralización son presentados en la Figura 4 (a). Se obtienen dosis mínimas mediante análisis de filtrabilidad y sedimentación para nueve muestras con turbiedad entre 18 y 296 UNT, color aparente entre 180 y 2880 UPC en el agua cruda. Las muestras presentaron valores de pH en el rango de 6,8 a 7,2 unidades, alcalinidad entre 32 a 45 mg/l de CaCO3. Los resultados señalan valores crecientes de dosis de coagulante entre 10 y 39 mg/l como sulfato de aluminio grado comercial. Figura 4 (a) presenta los resultados de los ensayos en jarras para diferentes calidades del agua cruda del río Cauca en la región que de acuerdo con la revisión de la literatura y con el diagrama de coagulación previamente realizado, corresponde a la región donde predomina el mecanismo de barrido o una mezcla de barrido y adsorción-neutralización (coagulación a pH: 6,4 - 7,0). Los valores de la turbiedad del agua cruda presentaron valores entre 37 y 336 UNT, color aparente entre 340 y 2200 UPC (color real máximo 335 UPC). El agua cruda presento valores de pH en el rango de 6,8 a 7,2 unidades, la alcalinidad vario entre 14,5 y 44 mg/l de CaCO3. Valores crecientes en la dosis de coagulante entre 12,5 y 44 mg/l de sulfato de aluminio grado comercial. En la Figura 4, además de los valores mínimos de coagulante en función de la turbiedad se

14

muestra la variación del color aparente con la turbiedad de cada tipo de agua. Se observa que para valores de turbiedad menores a 200 UNT las diferencias entre las dosis para las dos zonas asociadas a los dos mecanismos están entre el 16 y 30%, y para valores de turbiedad mayores la dosis no presentan diferencias significativas entre los dos mecanismo. Los datos muestran para el agua cruda un mayor valor de color aparente que de turbiedad, con una relación aproximada de 1:10. El fuerte color del agua cruda cuando la turbiedad aumenta determina la demanda de coagulante. La Figura 5 presenta la tendencia del comportamiento del color real frente al color aparente y la turbiedad en esta fuente tendencia similar a la encontrada en la presente investigación. La información presentada, extractada de registros de 1991 del agua cruda del río Cauca (Cinara- IRC, 1993), indica que el color real equivale a aproximadamente el 50% de la turbiedad presentando en una relación aproximadamente de 1:2 cuando ocurren cambios de la turbiedad. Para turbiedad menor a 100 UNT puede observarse para los dos mecanismos una tendencia a presentar poca variabilidad de la demanda de coagulante, con valores entre 10-15 mg/l. Se presenta una mayor variación de la dosis de coagulante por encima de este valor de turbiedad. Por otra parte se observa en la Figura 4(a) que en valores mayores de 100 UNT, se observa que la curva de color aparente del agua cruda presenta una mayor pendiente lo cual hace suponer una gran relación entre este parámetro y la dosis aplicada, indicando que elevados contenidos de materia orgánica en el agua cruda pueden ocasionar una mayor variación de la demanda de coagulante a estos niveles de turbiedad.

Las gráficas (b), (c) y (d) de la Figura 4 ilustran sobre los resultados obtenidos de dosis mínimas requeridas en función de la turbiedad para coagular aguas cruda y con diferentes estados de pretratamiento. La comparación de las calidades de agua cruda en cada etapa de pretratamiento muestra un menor rango de turbiedad y color aparente entre más barreras de pretratamiento son colocadas. Así El máximo valor de la turbiedad efluente en el FGDi correspondió a 201 UNT y un color aparente de 1760. mientras que en el efluente de la FGAC se evaluó una turbiedad hasta de 172 UNT y color aparente de 1336 UPC, en el efluente del pretratamiento con FGAS3 se evalúo calidad de agua hasta con 152 UNT siendo la mayor parte de las muestras con turbiedad menor a 100 UNT, el color aparente presento un valor máximo de 1288 UPC y siendo generalmente menor a 200 UPC.

Figura 5. Variación de color aparente y real con la turbiedad del agua cruda del río

Cauca (fuente datos de color real: base de datos proyecto pretratamientos fase I. Cinara-IRC, 1993)

Las correlaciones presentadas en la Figura 4 indican una relación entre los valores de la demanda mínima de coagulante, turbiedad o el color aparente que puede ser ajustada a través de diferentes modelos. En la tabla 6 se presentan ecuaciones y coeficientes de determinación encontrados por el método de los mínimos cuadrados para la relación entre turbiedad (UNT) y dosis de sulfato de aluminio grado comercial para agua del río Cauca con diferentes estados de pretratamiento, en la zona de pH y dosis que de acuerdo con la literatura y los ensayos realizados deben predominar respectivamente los mecanismos de adsorción-neutralización y de barrido. Las correlaciones entre la dosis de coagulante y turbiedad en agua cruda y para los diferentes estados de pretratamiento en los dos mecanismos presentan significativos coeficientes de determinación (mayores de 0.88). Los resultados obtenidos en el estudio de coagulación del agua del río Cauca, indican que en esta fuente los requerimientos de coagulante están asociados a niveles de materia orgánica posiblemente de carácter disuelto (reflejados en sus altos valores de color real), la cual no es removida en las unidades de pretratamiento con la misma eficiencia que el material en suspensión. (Remoción de

2

color real del 63.8% frente a 98,6% de sólidos en suspensión, ver Tabla 3), lo anterior explica que en las unidades de filtración dinámica donde se presenta una alta remoción de sólidos suspendidos, una significativa reducción de turbiedad (39,4%) y una baja remoción de color real (12,9%), se presenta una reducción en la demanda de coagulante en promedio solamente entre el 14% y 15%. Tabla 6 Río Cauca, correlaciones dosis de coagulante. D(mg/l) contra turbiedad

(UNT). Zonas de pH = 6.4 ± 0.2 y pH =5,8±0.2

Tratamiento Adsorción Neutralización Barrido o Datos Ecuación R2 o. Datos Ecuación R2

Cruda

P1 P2 P3

9 9 9 9

D = 6.01 + 0.11 TD = 6.03 + 0.15 TD = 5.10 + 0.31 TD = 5.64 + 0.42 T

0,93 0,93 0,93 0,88

8 7 8 8

D = 8.38 + 0.11 T D = 7.30 + 0.15 T D = 8.09 + 0.26 T

D = 10.06 + 0.26 T

0,99 0,91 0,98 0,99

Las tendencias establecidas en las diferentes unidades presentan en general similitud a la remoción de color real en cada alternativa de pretratamiento en FiGME, así en para el conjunto FGDi y FGAC la reducción presenta valores entre 29 al 34%, cuando su remoción de color real es del 42% y para la combinación FGDi y FGAS de tres etapas, esta entre el 45 al 51% y su remoción de color real es del orden del 63.8. De acuerdo con lo anterior la demanda de coagulante en esta fuente estaría asociado principalmente al material orgánico disuelto, estando los resultados de acuerdo con estudios en la literatura sobre coagulación de aguas con presencia de color y turbiedad. (Edwards and Amirtharajah, 1984; Dempsey et al, 1984). Comparación de la calidad del agua y la demanda de coagulante del en el río Cauca (río de valle) con aguas de ríos de montaña. Información sobre la calidad del agua de las fuentes (ríos Jordán, Vijes, Guabas, La Paila, y quebrada Cuenca) que abastecen plantas de Acuavalle fue tomada del libro de registros de los análisis realizados en las plantas de la Unión, Vijes, Guacari, Zarzal y Riofrío, para el período entre junio 30 de 1993 a Julio 1 de 1994 y registros también horarios del río Cauca fueron colectadas de la base de datos del proyecto Pretratamientos fase II, para el período del 1 de Enero al 31 de Diciembre de 1994. La Figura 6 ilustra con base en los registros horarios de la turbiedad (durante un año) la calidad del agua de las seis fuentes superficiales consideradas, cinco ríos de montaña y una de Valle (río

3

Cauca). En la gráfica se observa que la turbiedad media de las seis fuentes varia entre 10 y 85 UNT, con picos máximos significativamente superiores en los ríos de cuenca pequeña y cause en montaña que en el río de valle (río Cauca). La turbiedad media de las fuentes superficiales en montaña presenta valores menores a la de la fuente de valle. La duración del tiempo acumulado con variaciones de calidad de agua, considerando como variaciones eventos que eleven el valor de la turbiedad sobre 100 UNT, indica que en la mayoría de los ríos en montaña se presenta un menor tiempo en esta condición, a excepción de una las fuentes que presenta mayor tiempo que el río de valle. Tiempo que vario entre 20 y 90 días, indicando una alta frecuencia, período de tiempo significativo en el cual la calidad de la fuente presenta fuertes y rápidas variaciones que dificultan la operación de las plantas de tratamiento aun contando con personal capacitado y buena infraestructura para operación. La Figura 7 presenta información anual sobre el número de picos observados en un período de un año con turbiedad mayor a 1000 UNT, para indicar la rapidez de las variaciones de la calidad de las aguas se presentan el numero de eventos (picos) que presentaron variaciones de turbiedad mayores de 100 UNT/h y el número total de picos. FIGURA 6 Turbiedad media y máxima (UNT), tiempo de duración (días) de variaciones

bruscas de la calidad en seis fuentes superficiales del Valle Del Cauca. La Figura 8 ilustra la relación dosis de coagulante (sulfato de aluminio) y turbiedad para las cinco fuentes superficiales con cause en montaña, de acuerdo con los registros de operación de las plantas de Acuavalle, ilustrada también a modo de comparación la regresión del mismo tipo para la demanda de coagulante establecida mediante los ensayos de jarras para el mecanismo de barrido del

4

agua cruda del río Cauca. La Tabla 7 presenta información sobre características físico-químicas de calidad de agua y las regresiones de las curvas mostradas en la Figura 8. Al comparar la demanda de coagulante del agua del río Cauca para el mecanismo de barrido con las obtenidas con base en los registros de operación de las plantas de tratamiento en las aguas superficiales de fuentes de curso en montaña (Figura 8), se observa que estas fuentes presentan valores mayores de dosis requerida de coagulante. Diferentes causas pueden explicar estos resultados; En primer lugar la alcalinidad del agua cruda del río Cauca presenta un valor menor (ver Tabla 5) frente las fuentes de montaña por ejemplo el río Guabas (planta de Guacari) con valores de dosis de coagulante de cerca de dos veces la del río Cauca (para igual valor de turbiedad) presenta en promedio el doble de la alcalinidad. Se espera de acuerdo con la literatura una mayor alcalinidad incrementara la demanda de coagulante (Di Bernardo, 1993). FIGURA 7 Número de eventos de variación de calidad en turbiedad, número de picos de

turbiedad con valores mayores de 1000 UNT, y número de picos con variación de la turbiedad mayor a 100 UNT/h. en seis fuentes superficiales del Valle del Cauca.

El agua de la Quebrada El Salto combinada con agua subterránea (por escasez de agua de la fuente superficial) a la entrada de la planta del municipio de La Unión mejora sus características de turbiedad con respecto a las otras fuentes superficiales (Figuras 6 y 7), pero la alcalinidad y la dureza total son elevadas aumentando la demanda de coagulante (Figura 8) con respecto otras fuentes. Las diferencia entre la información a nivel de laboratorio encontrada en el río Cauca y los datos de la

5

práctica operación de las plantas fuer revisada durante la evaluación del diagnóstico para el caso de dos de las plantas de Acuavalle, al desplazar personal y equipo de laboratorio que realizo la investigación para el agua del río Cauca hasta las plantas de Vijes y Guacari. En Guacari sistema administrado por Acuavalle, la dosis que se aplicaba al momento de la visita era de 21 mg/l. La turbiedad del agua cruda era de 5,7 UNT y el efluente de los sedimentadores de 1, 2 UNT. FIGURA 8 Dosis de coagulante (sulfato de aluminio grado comercial) para diferentes

valores de turbiedad en cinco fuentes superficiales, y en una fuente superficial mezclada con aguas subterráneas(q. El Salto)

Las pruebas de jarras muestran las diferencias entre la dosis mínima con y sin modificador de pH. Una dosis de 15 mg/l de sulfato de aluminio fue necesaria para obtener una turbiedad de 1 UNT en el agua decantada a un pH de coagulación de 7.45 (dosis mínima para obtener una turbiedad del agua tratada menor de 1 UNT, sin emplear modificador de pH). El ensayo con modificación de pH de coagulación muestra que para un pH de coagulación de 7.0 fue posible obtener turbiedad menor de 1.0 UNT con una dosis de 10 mg/l. De acuerdo con la información en las Figuras 6 y 7 la turbiedad en las seis fuentes presenta fuertes variaciones, alcanzando niveles para los cuales de acuerdo con este parámetro únicamente podría ser potabilizada con tratamiento en ciclo completo reforzados con el empleo de sistemas de pretratamiento, al alcanzar la turbiedad valores superiores a 1.000 UNT (Kawamura, 1991), además de acuerdo con las recomendaciones de JWWA (1978) este tipo de agua no es recomendable para tratarla por sistemas que de mantos de lodos, al presentar turbiedad por encima de 1000 UNT y variación de la calidad de agua mayor a 100 UNT/h.

6

La diferencia entre los resultados en ensayos de laboratorio y los valores prácticos de dosis de coagulante son consecuencia también de las limitaciones hidráulicas que se presentan en las plantas, deficiencias en la mezcla rápida y en la distribución de agua entre unidades que ocasionan baja eficiencia de los procesos. En tanto que la prueba de jarras simula la operación con flujo pistón ideal. Las anteriores consideraciones indican que los efectos observados a escala de laboratorio con agua del río Cauca significan un mayor efecto en la operación real de los sistemas de tratamiento Tabla 7 Correlaciones dosis de coagulante D(mg/l), contra turbiedad T(UNT), con base

en registros de operación de cinco plantas tratamiento operadas por Acuavalle y datos obtenidos sobre el río Cauca.

Planta Fuente Características(*)

pH/Alc/dur/Col. Ap

Ecuación R2

Guacari La unión Riofrío Vijes Zarzal y La Paila Cinara

Río Guabas Q. Salto-Q. Rincón Agua Subterránea Río Cuancua Q. Potrerito y Q. carbonero Río Paila Río Cauca

8.0/60/67/85

8.0/164/161/43

7.8/72/80/168

7.8/120/140/92

8.0/94/111/175

6.7-7.6/24/30/70*+

Log (D) = 0.357 Log(T) + 1.003 Log (D) = 0.358 Log(T) + 1.227 Log (D) = 0.200 Log(T) + 1.571 Log (D) = 0.242 Log(T) + 1452 Log (D) = 0.342 Log(T) + 1.195 Log (D) = 0.600 Log(T) + 0.11

0.91

0.80

0.84

0.89

0.88

0.94

(*) promedios; alc: alcalinidad total (mg/l CaCO3 ) ; dur: dureza total (mg/l CaCO3 ) ; col. Ap: color aparente (UPC)

CONCLUSIONES Los estudios a nivel de laboratorio y los resultados de las plantas a escala real en cuanto a los efectos del pretratamiento en la dosis requerida para coagular aguas superficiales permiten concluir que: El pretratamiento con unidades en filtración gruesa permiten reducir las demandas de coagulante en la coagulación química, tanto bajo mecanismos apropiados para tratamiento convencional como con filtración directa. La calidad de las fuentes superficiales de curso en ladera o en valle, presenta niveles de turbiedad en períodos de lluvias de alta intensidad que imposibilitan una continua y adecuada

7

operación de los sistemas de tratamiento con coagulación, presentando una parte significativa del tiempo (hasta cerca de dos meses en tiempo no continuo) niveles de turbiedad que requiriendo para su operación el empleo de sistemas de pretratamiento. En los niveles de calidad de agua estudiados en el presente estudio el pretratamientos con filtración gruesa en aguas con características similares a las del río Cauca, permite reducir las dosis de coagulante con respecto al agua cruda así: con pretratamiento con FGDi un porcentaje máximo del entre el 10 y el 15%; con FGDi más FGAC entre 35 - 45 % y con FGDi más FGAS3 entre el 48 - 51%. REFERENCIAS Amirtharajah , A and Mills K.M. (1983) Rapid -mixing design for mechanisms of alum coagulation. J. Am. Wat. Wks. Ass., Vol. 74, No. 4, pp. 210-220. Amirtharajah, A. and Trussell S. L. (1986) "Desestabilizacion of particles by turbulent rapid mixing" J. Env. Eng. Am. Soc. Civ. Eng. Vol. 112, n. 6 P: 1085-1108 Dec. USA. AWWA (1989). Coagulation Committee - Coagulation as integrated water treatment process. J. Am. Wat. Wks. Ass., Vol. 81, No. 10, pp. 67-74. Boller M. (1993). Filter mechanism in roughing filters. J. Water. S. R. T. Aqua Fennica, Vol. 42, No.3, pp. 174-185. Boller M. and Kavanaugh M.C. (1995). Particle characteristic and headloss increase in granular media filtration. Wat. Res., Vol 29, No.4, pp 1139-1149. Cinara - IRC (1993) Proyecto integrado de investigación y demostración de metodos de pretratamiento para sistemas de abastecimiento de agua. Informe final. Cali-Colombia Cinara - IRC (1996). Reporte final del bloque de combinacion de pretratmientos en filtracion gruesa y coagulacion quimica. Proyecto Pretratmientos Fase II. Cali, Colombia. Collins M.R. Amy G.L and Bryant C.W. (1987). Evaluation of factors affecting performance of direct filtration. J. Envir. Engng. Asce. Vol. 113, No 2, pp. 330-343. Dempsey B. A., Gancho R.M. and O'melia C.R. (1984). The coagulation of humic substances by means of aluminum salts. J. Am. Wat. Wks. Ass. Vol 76, No. 4, pp. 141-150. Di Bernardo, L. (1993). "Metodos e técnicas de tratamento de agua. ABES ed. Río Janeiro. Di Bernardo, L. & Henriquez J.M. (1989). Filtraçao Direta descendente em meio filtrante constituido

8

de areia. Anais do Seminario Nacional sobre Coagulaçao e filtraçao Direta. Brazil Di Bernardo L. and Cruz C.H. (1994). Influencia de altas taxas de filtracao no desempenho de sistemas de filtracao directa ascendente. XXIV Congreso Inter-Americano de Eng. Sanitaria y Ambiental. Buenos Aires, Argentina. Edwards G.A. and Amirtharajah A. (1984). Removing color caused by humic acids.J. Am. Wat. Wks. Ass., Vol. 72, No. 5, pp 67-74. Elmghari M.T., Maachi B., and Abouzaid H. (1993). Impact of suspended matter on drinking water production: the Fess., Morroco, case. Wat. Sc. and Tech. Vol. 27.No. 11, pp 241-244. Galvis G.; Visscher, J.T.; Fernandez, and Beron F. (1993). " Pre-treatment Alternatives for Drinking Water Supply Systems".Ocasional Paper 22. IRC. The Hague; The Netherlands . JWWA, Japan Water Works Association (1978). Design, Criteria for Water Works Facilities, 4th printing (English ed.) Tokio. Kawamura S. (1991). Integrated Design of Water Treatment Facilities. John Wiley & Sons, Inc. Editors. New York. Losgdon G. S. , Neden D. G., Ferguson M. D. And labonde S. D. (1993) Testing direct filtration for the treatment of high-turbidity water. . J. Am. Wat. Wks. Ass. Vol. 85, No. 12, pp. 39-46 Matsinhe N. P. (1993). Performance assessment on compact treatment plants in Mozambique MSc. Thesis IHE, International Institute for Infrastructural, Hydraulic and Environmental Engineering. Delft. Petrusevski B.; Bremen, A.N. and Alaerts G.J. (1993). Pretreatment in relation to direct filtration of impounded surface waters, proceeding European Water Filtration Congress, Oostende 15-17 March Rathish S. (1993). Performance evaluation and rehabilitation of conventional water treatment plants acase study in Kerala (India) MSc. Thesis. IHE, International Institute for Infrastructural, Hydraulic and Environmental Engineering. Delft. Rebhun M. and Lurie M. (1993). Control of organic matter by coagulation and floc separtion. Wat. Sci. Tech., Vol. 27, No. 11, pp. 1-20. Renner R. C., Hegg B.A., Bender J.H. and Bissonette E.M. (1993). Composite correction program optimizes performance at water plant. J.Am. Wat. Wks. Ass., Vol.85, No.6, pp. 67-74

9

Schippers J. C. and Kruithof J. C. (1995). Innovations in surface water treatment in the Netherlands. IWSA. Specialized conference on advanced treatment and integrated water system management into the 21st century. Osaka, Japan, Vol. 1, May, pp.18-23 Stándar methods for the examination of water and waste water. (1992) APHA – AWWA – WPCF, 18. Edition. Washington. Wiesner M. R., O'melia C.R. and Cohon J.L. (1987) Optimal water treatment plant design, J. Env. Engng, ASCE Vol. 113. No. 3. June, pp. 567-584. Wiesner M. R. and Mazounie, E. P. (1989) Raw water characteristics and the selection of treatment configurations for particle removal. J.Am.Wat.Wks.Ass. Vol. 81, No. 5. pp 80-89