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OPS/CEPIS/PUB/04.109 Original: español

Tratamiento de agua para consumo humano Plantas de filtración rápida Manual I: Teoría Tomo I Ing. Lidia de Vargas (coordinadora)

Lima, 2004

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© Centro Panamericano de Ingeniería Sanitaria y Ciencias del Ambiente, 2004 El Centro Panamericano de Ingeniería Sanitaria y Ciencias del Ambiente (CEPIS/OPS) se reserva todos los derechos. El contenido de este documento puede ser reseñado, reproducido o traducido, total o parcialmente, sin autorización previa, a condición de que se especifique la fuente y de que no se use para fines comerciales. El CEPIS/OPS es una agencia especializada de la Organización Panamericana de la Salud (OPS/OMS). Los Pinos 259, Urb. Camacho, Lima, Perú Casilla de correo 4337, Lima 100, Perú Teléfono: (511) 437 1077 Fax: (511) 437 8289 [email protected] http://www.cepis.ops-oms.org

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INTRODUCCIÓN

Este volumen, Tratamiento de agua para consumo humano. Plantas de filtración rápida. Manual I: Teoría, está orientado al personal profesional que labora en las plantas de tratamiento de agua para consumo humano. En él se han sintetizado los más recientes conceptos teóricos correspondientes a la calidad del agua de las fuentes superficiales de abastecimiento y de los procesos utilizados en su purificación. Se ha buscado explicar en forma profunda y a la vez sencilla los complejos procesos de tratamiento utilizados en los sistemas de purificación de agua, con el fin de que los profesionales de diversa formación que se encuentran laborando en este campo —ingenieros sanitarios, civiles, químicos y agrícolas, biólogos, geógrafos, arquitectos e incluso zootecnistas— tengan una clara comprensión del tema y, de este modo, mediante el estudio y dedicación, puedan llegar a convertirse en especialistas. La experiencia acumulada en el programa de capacitación desarrollado por el CEPIS/OPS en este campo nos permite asegurar que de esta forma, será posible obtener proyectos de mejor calidad y formar supervisores de operación y mantenimiento más conscientes de la problemática del agua, para que afronten con responsabilidad la importante función de producir el agua que beberán los habitantes de América Latina y el Caribe.

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RECONOCIMIENTOS Este libro, elaborado por el CEPIS/OPS, reúne y actualiza los textos publicados por el mismo Centro en 1992 con los títulos Manual I: El agua. Calidad y tratamiento para consumo humano, Manual II: Criterios de selección y Manual III: Teoría. En este proceso de actualización participaron los profesores que conforman el equipo técnico encargado de los cursos de capacitación sobre tratamiento de agua para consumo humano en el CEPIS/OPS, bajo la coordinación de la Ing. Lidia Cánepa de Vargas, Asesora en Tratamiento de Agua para Consumo Humano, bajo la dirección del Dr. Mauricio Pardón, Director del Centro. En esta edición se contó con la colaboración del Ing. Víctor Maldonado Yactayo, de la Facultad de Ingeniería Ambiental de la Universidad Nacional de Ingeniería, de Lima, Perú, de la Quím. Ada Barrenechea y de la Bióloga Margarita Aurazo. Igualmente, se reconoce la asistencia del editor del CEPIS/OPS, Lic. Luis Andrade, y de las Sras. Inés Barbieri e Irma Sánchez, del cuerpo de secretarias del Centro, quienes apoyaron en el procesamiento del texto, así como la ayuda del Sr. Washington Macutela, responsable de la impresión.

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CONTENIDO Página INTRODUCCIÓN .............................................................................................. AGRADECIMIENTOS ......................................................................................

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TOMO I CAPÍTULO 1. ASPECTOS FISICOQUÍMICOS DE LA CALIDAD DEL AGUA Quím. Ada Barrenechea Martel ........................................................................ 1.

2.

Introducción .............................................................................................. 1.1 El agua: un disolvente universal .................................................... 1.2 Las fuentes de agua de origen superficial ..................................... 1.3 Aspectos fisicoquímicos ................................................................ Calidad del agua ........................................................................................ 2.1 Características físicas ..................................................................... 2.1.1 Turbiedad ......................................................................... 2.1.2 Sólidos y residuos ............................................................ 2.1.3 Color ................................................................................. 2.1.4 Olor y sabor ...................................................................... 2.1.5 Temperatura ...................................................................... 2.1.6 pH ..................................................................................... 2.2 Características químicas ................................................................. 2.2.1 Aceites y grasas ............................................................... 2.2.2 Agentes espumantes ........................................................ 2.2.3 Alcalinidad ....................................................................... 2.2.4 Aluminio ........................................................................... 2.2.5 Amonio ............................................................................. 2.2.6 Antimonio ......................................................................... 2.2.7 Arsénico ........................................................................... 2.2.8 Asbesto ............................................................................ 2.2.9 Bario .................................................................................. 2.2.10 Boro .................................................................................. 2.2.11 Cadmio .............................................................................. 2.2.12 Cianuro ............................................................................. 2.2.13 Cinc ................................................................................... 2.2.14 Cloruros ............................................................................ 2.2.15 Cobre ................................................................................

1 3 3 3 4 4 5 5 8 10 11 13 13 13 16 16 17 18 18 19 20 21 21 22 22 24 25 26 26

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Página 2.2.16 Cromo ................................................................................ 2.2.17 Dureza ............................................................................... 2.2.18 Fenoles ............................................................................. 2.2.19 Fluoruros .......................................................................... 2.2.20 Fosfatos ............................................................................ 2.2.21 Hidrocarburos ................................................................... 2.2.22 Hierro ................................................................................ 2.2.23 Manganeso ....................................................................... 2.2.24 Materia orgánica ............................................................... 2.2.25 Mercurio ........................................................................... 2.2.26 Nitritos y nitratos .............................................................. 2.2.27 Oxígeno disuelto (OD) ...................................................... 2.2.28 pH ..................................................................................... 2.2.29 Plaguicidas ....................................................................... 2.2.30 Plata .................................................................................. 2.2.31 Plomo ................................................................................ 2.2.32 Selenio .............................................................................. 2.2.33 Sulfatos ............................................................................. 3. Criterios de calidad para la selección de una fuente de agua cruda .......... 3.1 Criterios fisicoquímicos .................................................................. 3.1.1 Contaminantes inorgánicos .............................................. 3.1.2 Contaminantes orgánicos ................................................. 3.1.3 Contaminantes radiológicos ............................................. 3.2 Criterios de selección de la fuente de agua cruda tomando en cuenta los aspectos fisicoquímicos ............................................... 4. El agua potable .......................................................................................... 4.1 Aspectos fisicoquímicos ................................................................ 4.2 Criterios de calidad del agua para consumo humano: las Guías de Calidad para Aguas de Consumo Humano de la OMS .................. Referencias bibliográficas .................................................................................. CAPÍTULO 2. ASPECTOS BIOLÓGICOS DE LA CALIDAD DEL AGUA Bióloga Margarita Aurazo de Zumaeta ............................................................ 1. 2.

Introducción ............................................................................................. Características biológicas de las aguas superficiales ................................ 2.1 Organismos propios de las aguas superficiales ............................. 2.2 Bacterias patógenas ....................................................................... 2.2.1 Escherichia coli ............................................................... 2.3 Virus entéricos ................................................................................

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Página 2.4

Enteroparásitos .............................................................................. 2.4.1 Protozoarios patógenos .................................................... 2.4.2 Helmintos enteropatógenos ............................................. 2.5 Cyanobacterias (algas azul-verdes) ............................................... 2.6 Organismos cuya presencia en el agua tratada origina reclamos en los usuarios ............................................................................... 2.7 Indicadores microbiológicos de la calidad del agua ...................... 3. Criterios biológicos de calidad para la selección de una fuente de agua cruda .......................................................................................................... 4. El agua potable. Aspectos biológicos ....................................................... 5. Las guías de calidad de la OMS. Aspectos microbiológicos .................... Referencias bibliográficas .................................................................................. CAPÍTULO 3. PROCESOS UNITARIOS Y PLANTAS DE TRATAMIENTO Ing. Lidia de Vargas .......................................................................................... 1. 2.

3.

4.

5.

Introducción ............................................................................................. Principales operaciones unitarias empleadas en el tratamiento del agua .. 2.1 Transferencia de sólidos ................................................................ 2.2 Transferencia de iones ................................................................... 2.3 Transferencia de gases .................................................................. 2.4 Transferencia molecular ................................................................. 2.5 Otros procesos utilizados .............................................................. Plantas de tratamiento de agua o plantas potabilizadoras ........................ 3.1 Tipos de plantas de tratamiento de agua ....................................... 3.1.1 Plantas de filtración rápida ............................................... 3.1.2 Plantas de filtración lenta ................................................. Clasificación de las plantas de filtración rápida por el tipo de tecnología utilizada...................................................................................................... 4.1 Sistemas convencionales ............................................................... 4.2 Sistemas convencionales de alta tasa o de tecnología CEPIS/OPS 4.3 Tecnología importada, de patente o plantas paquete .................... Selección de la tecnología de tratamiento de agua .................................... 5.1 Criterios de selección de una solución tecnológica ....................... 5.2 Selección de procesos de tratamiento considerando las condiciones socioeconómicas de la comunidad ............................ 5.2.1 Fase predictiva ................................................................. 5.2.2 Fase evaluativa .................................................................

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Página 5.2.3 Aplicación ........................................................................ Referencias bibliográficas .................................................................................. CAPÍTULO 4. COAGULACIÓN Quím. Ada Barrenechea Martel ........................................................................

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1. 2.

153 154 156

3.

4.

5.

Introducción .............................................................................................. Partículas coloidales .................................................................................. 2.1 Tipos de coloides de acuerdo con su comportamiento en el agua 2.2 Características de las partículas coloidales y las sustancias húmicas .......................................................................................... 2.3 Características de las arcillas ......................................................... 2.4 Propiedades de los coloides .......................................................... 2.4.1 Propiedades cinéticas ....................................................... 2.4.2 Propiedad óptica: Efecto Tyndall-Faraday ....................... 2.4.3 Propiedad de superficie: adsorción .................................. 2.4.4 Propiedad electrocinética: electroforesis .......................... 2.5 Naturaleza de la turbiedad y el color .............................................. 2.5.1 Turbiedad ......................................................................... 2.5.2 Color ................................................................................. 2.6 Estabilidad e inestabilidad de los coloides .................................... 2.6.1 Carga eléctrica de los coloides. Fuerza de estabilización . 2.6.2 La doble capa eléctrica ..................................................... 2.6.3 Energía potencial de interacción de las partículas coloidales 2.6.4 Efecto del aumento de la concentración iónica ................ Sustancias químicas empleadas en la coagulación ................................... 3.1 Coagulantes ................................................................................... 3.1.1 Sulfato de aluminio ........................................................... 3.1.2 Cloruro férrico FeCl3 ......................................................... 3.1.3 Sulfato ferroso FeSO4 .7 H2O ............................................ 3.1.4 Sulfato férrico Fe2 (SO4)3 .................................................. 3.1.5 Interacción de los coagulantes inorgánicos con el agua y la alcalinidad .................................................................. 3.2 Modificadores de pH ..................................................................... 3.3 Ayudantes de coagulación ............................................................ Mecanismos de coagulación ..................................................................... 4.1 Compresión de la doble capa ......................................................... 4.2 Adsorción y neutralización de la carga .......................................... 4.3 Captura en un precipitado de hidróxido metálico o captura por barrido .......................................................................................... 4.4 Adsorción y puente interparticular ................................................ Cinética o etapas de la coagulación ..........................................................

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Página 6.

Mecanismos de coagulación predominantes ............................................ 6.1 Coagulación por adsorción ............................................................ 6.2 Coagulación por barrido ................................................................. 7. Diagramas de coagulación ......................................................................... 7.1 Diagrama de coagulación con sulfato de aluminio ........................ 7.2 Aplicabilidad de los diagramas de solubilidad del sulfato de aluminio en la coagulación ............................................................. 7.2.1 Mecanismos de coagulación-remoción de turbiedad ....... 7.2.2 Restricciones del uso del diagrama de coagulación de sulfato de aluminio (figura 4-26) ....................................... 8. Diagrama de coagulación para remoción del color .................................... 9. Diagrama de coagulación para filtración directa ....................................... 9.1 Diagrama de coagulación con hierro .............................................. 10. Factores que influyen en el proceso ......................................................... 10.1 Influencia de la concentración de coagulante ............................... 10.2 Factores de mayor influencia en el desarrollo del proceso ............ 10.2.1 La calidad del agua cruda ................................................. 10.2.2 Temperatura ...................................................................... 10.2.3 Variables químicas ............................................................ 11. Uso de polímeros como auxiliares ............................................................. 11.1 Consideraciones generales ............................................................ 11.2 Polímeros como auxiliares de filtración .......................................... Referencias bibliográficas .................................................................................. Bibliografía adicional ..........................................................................................

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CAPÍTULO 5. MEZCLA RÁPIDA Ing. Lidia de Vargas ...........................................................................................

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1. 2. 3. 4.

5. 6. 7

Introducción .............................................................................................. Mezcla rápida para coagulación de barrido ............................................... Mezcla rápida turbulenta para neutralización de cargas ........................... Desestabilización de partículas en campos turbulentos ........................... 4.1 Comprobación experimental ........................................................... 4.2 Evidencia práctica .......................................................................... Mezcla rápida con polímeros ..................................................................... Parámetros operacionales .......................................................................... 6.1 Gradiente de velocidad ................................................................... Factores que modifican el proceso ............................................................ 7.1 Intensidad y tiempo de mezcla ....................................................... 7.2 Sistema de aplicación del coagulante ............................................. 7.3 Tipo de dispositivo de mezcla ........................................................

196 197 198 199 199 201 201

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Mezcladores .......................................................................................... 8.1 Hidráulicos ..................................................................................... 8.2 Mecánicos ...................................................................................... 8.3 Ventajas y desventajas de los mezcladores hidráulicos y mecánicos Referencias bibliográficas ..................................................................................

242 243 257 260 262

CAPÍTULO 6. FLOCULACIÓN Ing. Lidia de Vargas ...........................................................................................

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1. 2.

Mecánica del proceso ................................................................................ Teoría básica .............................................................................................. 2.1 Parámetros operacionales ............................................................... 3. Factores que influyen en la floculación ..................................................... 3.1 Naturaleza del agua ........................................................................ 3.2 Influencia del tiempo de floculación. Compartimentalización ........ 3.3 Influencia del gradiente de velocidad ............................................ 3.4 Influencia de la variación del caudal .............................................. 4. Floculadores ............................................................................................. 4.1 Floculadores de contacto de sólidos ............................................. 4.2 Floculadores de potencia ............................................................... 4.2.1 Hidráulicos ....................................................................... 4.2.2 Mecánicos ........................................................................ Referencias bibliográficas ..................................................................................

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TOMO II CAPÍTULO 7. SEDIMENTACIÓN Ing. Víctor Maldonado Yactayo ........................................................................ 1.

Conceptos generales ................................................................................. 1.1 Sedimentación de partículas discretas ........................................... 1.2 Sedimentación de partículas floculentas ........................................ 1.3 Sedimentación por caída libre e interferida .................................... 1.4 Expresiones de velocidad de sedimentación ................................. 1.4.1 Partículas discretas con caída libre ................................... 1.4.2 Sedimentación interferida ................................................. 1.4.3 Sedimentación de partículas floculentas .......................... 1.5 Factores que influyen en el proceso .............................................. 1.5.1 Calidad de agua ................................................................

1 3 3 4 4 4 4 9 12 18 18

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Página 1.5.2 Condiciones hidráulicas ................................................... 1.5.3 Factores externos .............................................................. 2. Clasificación de unidades .......................................................................... 2.1 Sedimentadores y decantadores estáticos ..................................... 2.1.1 Criterios generales ............................................................ 2.1.2 Componentes de una unidad ............................................ 2.1.3 Tipos de unidades ............................................................ 2.2 Decantadores dinámicos ................................................................ 2.2.1 Criterios generales ............................................................ 2.2.2 Componentes de una unidad ............................................ 2.2.3 Tipos de unidades dinámicas ........................................... 2.3 Decantadores laminares ................................................................. 2.3.1 Teoría de la sedimentación laminar ................................... 2.3.2 Trayectoria de una partícula en placas paralelas .............. 2.3.3 Factores que influyen en el proceso ................................ 2.3.4 Tipos de decantadores laminares ..................................... Referencias bibliográficas .................................................................................. Bibliografía adicional ..........................................................................................

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CAPÍTULO 8. FLOTACIÓN Ing. Lidia de Vargas ..........................................................................................

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1. 2. 3.

Conceptos teóricos .................................................................................... Ecuaciones de la velocidad ascensional ................................................... Sistemas de flotación ................................................................................. 3.1 Flotación por aire disperso ............................................................ 3.2 Flotación electrolítica ..................................................................... 3.3 Flotación por aire disuelto ............................................................. 4. Parámetros de proyectos ........................................................................... 4.1 Relación aire-sólidos ...................................................................... 4.2 Cámara de presurización y recirculación de agua clarificada ......... 4.3 Cámara de flotación ........................................................................ 4.4 Pretratamiento ................................................................................ Referencias bibliográficas .................................................................................. Bibliografía adicional ..........................................................................................

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CAPÍTULO 9. FILTRACIÓN Ing. Víctor Maldonado Yactayo ........................................................................

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1. 2.

83 83

Introducción .............................................................................................. Mecanismos de la filtración .......................................................................

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Página 2.1

3.

3.3

4.

Mecanismos de transporte ............................................................. 2.1.1 Cernido ............................................................................. 2.1.2 Sedimentación .................................................................. 2.1.3 Intercepción ...................................................................... 2.1.4 Difusión ............................................................................ 2.1.5 Impacto inercial ................................................................. 2.1.6 Acción hidrodinámica ....................................................... 2.1.7 Mecanismos de transporte combinados .......................... 2.2 Mecanismos de adherencia ............................................................ 2.2.1 Interacción combinada de las fuerzas electrostáticas y las de Van der Waals .............................................................. 2.2.2 Enlace químico entre las partículas y la superficie de los granos ............................................................................... Cinética de la filtración .............................................................................. 3.1 Introducción ................................................................................... 3.2 Balance de masas ........................................................................... Modelos para la remoción de partículas suspendidas .............................. 3.4 Retención y arrastre de partículas .................................................. 3.5 Coeficiente de filtración modificado ............................................... 3.6 Modelos matemáticos que relacionan λ con σ ............................... 3.7 Pérdida de carga en un medio filtrante ........................................... 3.7.1 Pérdida de carga inicial ..................................................... 3.8 Lavado de medios filtrantes ........................................................... 3.8.1 Fluidificación de medios porosos ..................................... 3.8.2 Expansión de medios porosos .......................................... 3.8.3 Pérdida de carga en medios filtrantes expandidos ........... Factores que influyen en la filtración ........................................................ 4.1 Características de la suspensión .................................................... 4.1.1 Tipos de partículas suspendidas ...................................... 4.1.2 Tamaño de las partículas suspendidas ............................. 4.1.3 Densidad de las partículas suspendidas .......................... 4.1.4 Resistencia o dureza de los flóculos ................................ 4.1.5 Temperatura del agua por filtrar ........................................ 4.1.6 Concentración de partículas suspendidas en el afluente . 4.1.7 Potencial zeta de la suspensión ........................................ 4.1.8 pH del afluente ................................................................. 4.2 Características del medio filtrante .................................................. 4.2.1 Tipo del medio filtrante ..................................................... 4.2.2 Características granulométricas del material filtrante ....... 4.2.3 El peso específico del material filtrante ............................ 4.2.4 El espesor de la capa filtrante ...........................................

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Características hidráulicas ............................................................. 4.3.1 Tasa de filtración .............................................................. 4.3.2 Carga hidráulica disponible para la filtración ................... 4.3.3 El método de control de los filtros .................................... 4.3.4 Calidad del efluente .......................................................... 5. Tipos de unidades de filtración ................................................................. 5.1 Clasificación ................................................................................... 5.2 Filtración por gravedad .................................................................. 5.2.1 Filtración ascendente ........................................................ 5.2.2 Filtración descendente ..................................................... 5.2.3 Filtración ascendente-descendente .................................. 5.3 Métodos de control operacional .................................................... 5.3.1 Tasa constante y nivel variable ........................................ 5.3.2 Tasa y nivel constantes .................................................... 5.3.3 Tasa declinante ................................................................. 5.4 Medios filtrantes ............................................................................ 5.4.1 Filtros de lecho simple ...................................................... 5.4.2 Filtros de lecho múltiple ................................................... 5.4.3 Filtración a presión ........................................................... 6. Filtración directa ........................................................................................ 6.1 Clasificación de la filtración directa ................................................ 6.2 Ventajas de la filtración directa ...................................................... 6.3 Desventajas de la filtración directa ................................................ Bibliografía .........................................................................................................

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CAPÍTULO 10. DESINFECCIÓN Quím. Ada Barrenechea e Ing. Lidia de Vargas ................................................

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1. 2. 3.

Introducción ............................................................................................. La desinfección.......................................................................................... 2.1 Utilidad de la desinfección ............................................................. Teoría de la desinfección ........................................................................... 3.1 Factores que influyen en la desinfección ...................................... 3.1.1 Los microorganismos presentes y su comportamiento .... 3.1.2 La naturaleza y concentración del agente desinfectante .. 3.1.3 La temperatura del agua .................................................... 3.1.4 La naturaleza y calidad del agua ....................................... 3.1.5 El pH ................................................................................. 3.1.6 El tiempo de contacto ....................................................... 3.2 Variables controlables en la desinfección ...................................... 3.3 Acción de los desinfectantes .........................................................

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5.

3.4 Cinética de la desinfección: la ley de Chick ................................... Formas de desinfección ............................................................................. 4.1 Agentes físicos .............................................................................. 4.1.1 Sedimentación natural ...................................................... 4.1.2 Coagulación–floculación–sedimentación ........................ 4.1.3 La filtración ....................................................................... 4.1.4 El calor .............................................................................. 4.1.5 La luz y los rayos ultravioleta ........................................... 4.2 Agentes químicos .......................................................................... 4.2.1 Características de un buen desinfectante químico ........... 4.2.2 Los agentes oligodinámicos de desinfección: Ag+ .......... 4.2.3 Los agentes oxidantes ...................................................... 4.2.4 Estabilidad de los desinfectantes químicos ..................... La cloración ............................................................................................... 5.1 Características del cloro como desinfectante ................................. 5.2 Comportamiento del cloro en el agua ............................................. 5.2.1 Reacciones del cloro en el agua ....................................... 5.2.2 Reacciones del cloro con el amoniaco .............................. 5.2.3 Reacciones del cloro con otros componentes del agua ... 5.2.4 Resumen de las reacciones del cloro en el agua y su relación con el proceso de cloración ................................ 5.3 Otros compuestos de cloro ............................................................ 5.3.1 Cal clorada ........................................................................ 5.3.2 Hipoclorito de calcio ......................................................... 5.3.3 Hipoclorito de sodio ......................................................... 5.3.4 Dióxido de cloro ................................................................ 5.4 Cálculo de la cantidad de cloro activo de acuerdo con las especies usadas ............................................................................................ 5.5 El gráfico del punto de quiebre ...................................................... 5.6 Eficacia del cloro ............................................................................ 5.7 Algunos aspectos toxicológicos de la cloración ........................... 5.7.1 Los trihalometanos ........................................................... 5.7.2 Clorofenoles ..................................................................... 5.7.3 Cloraminas y sus derivados ............................................. 5.7.4 Dióxido de cloro ................................................................ 5.8 Estaciones de cloración .................................................................. 5.8.1 Almacén ............................................................................ 5.8.2 Sala de cloración ............................................................... 5.8.3 Cámara de contacto ..........................................................

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Página Referencias bibliográficas .................................................................................. Bibliografía adicional .......................................................................................... CAPITULO 11. CRITERIOS PARA LA SELECCIÓN DE LOS PROCESOS Y DE LOS PARÁMETROS ÓPTIMOS DE LAS UNIDADES Ing. Lidia de Vargas ........................................................................................... Selección de alternativas de tratamiento en función de la calidad de la fuente ......................................................................................................... 2. Selección de parámetros óptimos de los procesos .................................... 2.1 Fundamentos ................................................................................. 2.2 Equipos utilizados .......................................................................... 2.2.1 Antecedentes ................................................................... 2.2.2 Descripción del equipo de prueba de jarras utilizado ....... 2.2.3 Sistema de dosificación .................................................... 2.2.4 Sistema de agitación ......................................................... 2.2.5 Descripción de las jarras .................................................. 2.2.6 Sistema de toma de muestras ............................................ 2.2.7 Iluminación ....................................................................... 2.2.8 Equipo auxiliar .................................................................. 2.2.9 Precauciones y limitaciones ............................................. 2.3 Consideraciones generales para la ejecución de ensayos en la prueba de jarras .............................................................................. 2.3.1 Soluciones químicas empleadas ....................................... 2.3.2 Tamaño del flóculo producido .......................................... 2.3.3 Tiempo inicial de formación del flóculo ............................ 2.3.4 Determinación de pH, alcalinidad, coagulante y turbiedad o color residuales ............................................. 2.4 Parámetros de dosificación ............................................................ 2.4.1 Selección del coagulante .................................................. 3. Aplicaciones prácticas .............................................................................. 3.1 Caso del proyecto de una planta nueva ......................................... Referencias bibliográficas .................................................................................. Bibliografía adicional ..........................................................................................

214 214

215

1.

217 219 219 220 220 221 222 223 227 230 231 232 235 236 236 238 238 239 239 240 265 265 277 278

Contenido

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CAPÍTULO 1 ASPECTOS FISICOQUÍMICOS DE LA CALIDAD DEL AGUA Quím. Ada Barrenechea Martel

Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua

1.

INTRODUCCIÓN

1.1

El agua: un disolvente universal

3

El agua es el constituyente más importante del organismo humano y del mundo en el que vivimos. Tiene una gran influencia en los procesos bioquímicos que ocurren en la naturaleza. Esta influencia no solo se debe a sus propiedades fisicoquímicas como molécula bipolar sino también a los constituyentes orgánicos e inorgánicos que se encuentran en ella. Se considera que el agua es un solvente universal, debido a que es capaz de disolver o dispersar la mayoría de sustancias con las que tiene contacto, sean estas sólidas, líquidas o gaseosas, y de formar con ellas iones, complejos solubles e insolubles, coloides o simplemente partículas dispersas de diferente tamaño y peso. Desde el punto de vista de la salud humana, el agua ayuda a eliminar las sustancias resultantes de los procesos bioquímicos que se desarrollan en el organismo humano, a través de los órganos excretores, en especial la orina y el sudor. Sin embargo, por esta misma propiedad, puede transportar una serie de tóxicos al organismo que pueden afectar a diferentes órganos, de manera reversible o irreversible. 1.2

Las fuentes de agua de origen superficial

Debido a que las principales fuentes de agua para el tratamiento con fines de consumo humano son de origen superficial, en el presente manual se tratarán los temas específicamente relacionados con este tipo de agua. En la sección anterior, destacamos la importancia que tiene el agua como solvente universal y señalamos que, debido a esta propiedad, es capaz de transportar casi la totalidad de sustancias que encuentra a su paso.

4

Manual I: Teoría

Por otro lado, la contaminación de los recursos hídricos superficiales es un problema cada vez más grave, debido a que se estos se usan como destino final de residuos domésticos e industriales, sobre todo en las áreas urbanas e incluso en numerosas ciudades importantes del continente. Estas descargas son las principales responsables de la alteración de la calidad de las aguas naturales, que en algunos casos llegan a estar tan contaminadas que su potabilización resulta muy difícil y costosa. Debido a la amplia gama de contaminantes, a los diferentes niveles de contaminación, así como a la cinética química de las sustancias, elementos, materia orgánica y microorganismos que se incorporan en el cuerpo de agua, es indispensable conocer las características físicas, químicas y biológicas del agua antes de seleccionarla como fuente de agua cruda. 1.3

Aspectos fisicoquímicos

La presencia de sustancias químicas disueltas e insolubles en el agua —que pueden ser de origen natural o antropogénico— define su composición física y química. Algunos procesos fisicoquímicos que ocurren en el agua pueden ser evaluados si se recurre a los principios de equilibrio químico, incluida la Ley de Acción de Masas y la Ecuación de Nerst o al conocimiento de los mecanismos de reacción y de las proporciones para los procesos irreversibles.

2.

CALIDAD DEL AGUA

El término calidad del agua es relativo y solo tiene importancia universal si está relacionado con el uso del recurso. Esto quiere decir que una fuente de agua suficientemente limpia que permita la vida de los peces puede no ser apta para la natación y un agua útil para el consumo humano puede resultar inadecuada para la industria. Para decidir si un agua califica para un propósito particular, su calidad debe especificarse en función del uso que se le va a dar. Bajo estas consideraciones, se dice que un agua está contaminada cuando sufre cambios que afectan su uso real o potencial.

Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua

5

Es importante anotar que la evaluación de la calidad del agua se realiza usando técnicas analíticas adecuadas para cada caso. Para que los resultados de estas determinaciones sean representativos, es necesario dar mucha importancia a los procesos de muestreo y a las unidades y terminología empleadas. Para una correcta interpretación de los datos obtenidos, los resultados de los análisis deben manejarse estadísticamente, teniendo en cuenta la correlación de iones, los factores que gobiernan el comportamiento de los componentes del agua, etcétera. El uso de gráficos ayuda a mostrar las relaciones físicas y químicas entre el agua, las fuentes probables de contaminación o polución y el régimen de calidad y, por tanto, a realizar adecuadamente la evaluación de los recursos hídricos. A continuación se tratan en detalle las principales características fisicoquímicas y biológicas que definen la calidad del agua, el origen de los constituyentes, su importancia en la salud, su relación con los principales procesos de tratamiento y los límites de concentración establecidos por las normas internacionales de calidad de agua para consumo humano. 2.1

Características físicas

Las características físicas del agua, llamadas así porque pueden impresionar a los sentidos (vista, olfato, etcétera), tienen directa incidencia sobre las condiciones estéticas y de aceptabilidad del agua. Se consideran importantes las siguientes: — — — — — —

turbiedad; sólidos solubles e insolubles; color; olor y sabor; temperatura, y pH.

2.1.1 Turbiedad La turbiedad es originada por las partículas en suspensión o coloides (arcillas, limo, tierra finamente dividida, etcétera). La figura 1 muestra la distribución de las partículas en el agua de acuerdo con su tamaño. La turbiedad es causada por las partículas que forman los sistemas coloidales; es decir, aquellas que por su tamaño,

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Manual I: Teoría

se encuentran suspendidas y reducen la transparencia del agua en menor o mayor grado. La medición de la turbiedad se realiza mediante un turbidímetro o nefelómetro. Las unidades utilizadas son, por lo general, unidades nefelométricas de turbiedad (UNT). Últimamente, ha cobrado importancia la presencia de fibras de asbesto desprendidas de los accesorios de asbesto-cemento de los sistemas de distribución como un factor causante de turbiedad en las aguas de consumo humano. En la práctica, la remoción de la turbiedad no es un proceso difícil de llevar a cabo en una planta de clarificación de agua; sin embargo, es uno de los que más influye en los costos de producción, porque, por lo general, requiere usar coagulantes, acondicionadores de pH, ayudantes de coagulación, etcétera. El diseño de los sistemas de remoción de turbiedad debe considerar no solo el tipo de partículas existentes (origen, estructura, composición y forma) sino también su tamaño y comportamiento. Aunque no se conocen los efectos directos de la turbiedad sobre la salud, esta afecta la calidad estética del agua, lo que muchas veces ocasiona el rechazo de los consumidores. Por otra parte, como señala Castro de Esparza (1), los estudios elaborados por Tracy y por Sanderson y Kelly han demostrado que en el proceso de eliminación de los organismos patógenos, por la acción de agentes químicos como el cloro, las partículas causantes de la turbiedad reducen la eficiencia del proceso y protegen físicamente a los microorganismos del contacto directo con el desinfectante. Por esta razón, si bien las normas de calidad establecen un criterio para turbiedad en la fuente de abastecimiento, esta debe mantenerse mínima para garantizar la eficacia del proceso de desinfección. Los estándares internos de la Agencia de Protección Ambiental de Estados Unidos (EPA) establecen que las aguas de consumo humano deben tener preferentemente una UNT y en ningún caso más de 5 UNT. Las Guías de Calidad para Agua de Bebida del Canadá y las Guías de Calidad para Aguas de Consumo Humano de la Organización Mundial de la Salud (OMS) recomiendan como valor guía 5 UNT. La OMS indica, sin embargo, que para una desinfección eficiente, el agua filtrada debería tener una turbiedad promedio menor o igual a una UNT.

W

○

W

Microscopio

Coloides

○ ○ ○ ○ ○ ○

○ ○

○ ○

○ ○

○ ○

○ ○

○ ○

○ ○

W

○ ○

○ ○

○

W

○ ○

○

○

○ ○

○

○ ○

○

○ ○

○

○ ○

○

○ ○

○

○ ○

W

W ○ ○

○ ○

105 104 102 10-2

106 105 103 10-1

1

107 106

Diámetros de los poros en el papel filtro

Microscopio

W

Figura 1-1. Distribución de tamaños de las partículas en el agua

104 103 110 10-3

microscopio

Algas

suspendidas

Partículas

Bacterias

W

103 102 10-1 10-4

○

102 10 10-2 10-5

○

10 1 10-3 10-6

○

electrónico

○

Ultra-

W ○

(A° ) Unidades ángstrom (mµ) Milimicrómetros (µm) Micrómetros (mm) Milímetros

Moléculas

W

○ ○

W

W

W

○ ○

W W

○

W

○

Átomos

Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua 7

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Manual I: Teoría

2.1.2 Sólidos y residuos Se denomina así a los residuos que se obtienen como materia remanente luego de evaporar y secar una muestra de agua a una temperatura dada. Según el tipo de asociación con el agua, los sólidos pueden encontrarse suspendidos o disueltos. La figura 1-1 muestra la distribución de partículas en el agua según su tamaño. Las partículas pueden estar: —

Disueltas (hasta un milimicrómetro), en cuyo caso físicamente no influirán en la turbiedad, pero sí podrían definir su color u olor.

—

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

—

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

—

Es necesario aclarar que las pruebas analíticas para determinar las formas de los residuos no determinan sustancias químicas específicas y solo clasifican sustancias que tienen propiedades físicas similares y comportamiento semejante frente a las diferentes condiciones ambientales.

Sólidos totales. Corresponden al residuo remanente después de secar una muestra de agua. Equivalen a la suma del residuo disuelto y suspendido. El residuo total del agua se determina a 103–105 ºC. Equivalencias: Sólidos totales = sólidos suspendidos + sólidos disueltos Sólidos totales = sólidos fijos + sólidos volátiles

Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua

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Sólidos disueltos o residuos disueltos. Mejor conocidos como sólidos filtrables, son los que se obtienen después de la evaporación de una muestra previamente filtrada. Comprenden sólidos en solución verdadera y sólidos en estado coloidal, no retenidos en la filtración, ambos con partículas inferiores a un micrómetro (1 µ). Sólidos en suspensión. Corresponden a los sólidos presentes en un agua residual, exceptuados los solubles y los sólidos en fino estado coloidal. Se considera que los sólidos en suspensión son los que tienen partículas superiores a un micrómetro y que son retenidos mediante una filtración en el análisis de laboratorio. Sólidos volátiles y fijos. Los sólidos volátiles son aquellos que se pierden por calcinación a 550 ºC, mientras que el material remanente se define como sólidos fijos. La mayor parte de los sólidos volátiles corresponden a material orgánico. Los sólidos fijos corresponden, más bien, a material inorgánico. 2.1.3 Color Esta característica del agua puede estar ligada a la turbiedad o presentarse independientemente de ella. Aún no es posible establecer las estructuras químicas fundamentales de las especies responsables del color. Esta característica del agua se atribuye comúnmente a la presencia de taninos, lignina, ácidos húmicos, ácidos grasos, ácidos fúlvicos, etcétera. Se considera que el color natural del agua, excluyendo el que resulta de descargas industriales, puede originarse por las siguientes causas: — — — — —

la extracción acuosa de sustancias de origen vegetal; la descomposición de la materia; la materia orgánica del suelo; la presencia de hierro, manganeso y otros compuestos metálicos; y una combinación de los procesos descritos.

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Manual I: Teoría

En la formación del color en el agua intervienen, entre otros factores, el pH, la temperatura, el tiempo de contacto, la materia disponible y la solubilidad de los compuestos coloreados. Se denomina color aparente a aquel que presenta el agua cruda o natural y color verdadero al que queda luego de que el agua ha sido filtrada. Existen muchos métodos de remoción del color. Los principales son la coagulación por compuestos químicos como el alumbre y el sulfato férrico a pH bajos y las unidades de contacto o filtración ascendente. Debido a que el color del agua se origina, en muchos casos, por la presencia de compuestos de naturaleza orgánica, se recomienda que la desinfección se realice luego de que este haya sido removido, para evitar que la aplicación de cloro como desinfectante pueda dar origen a la formación de trihalometanos, compuestos que tienen efecto cancerígeno en animales. El valor guía de la OMS y del Canadá es 15 unidades de color (UC) para aguas de bebida. 2.1.4 Olor y sabor El sabor y el olor están estrechamente relacionados; por eso es común decir que “A lo que huele, sabe el agua”. Estas características constituyen el motivo principal de rechazo por parte del consumidor. En términos prácticos, la falta de olor puede ser un indicio indirecto de la ausencia de contaminantes, tales como los compuestos fenólicos. Por otra parte, la presencia de olor a sulfuro de hidrógeno puede indicar una acción séptica de compuestos orgánicos en el agua. El cuadro 1-1 presenta un resumen de algunos olores característicos del agua, de acuerdo con su origen.

Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua

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

Origen

Olor balsámico

Flores

Dulzor

Coelosphaerium

Olor químico

Aguas residuales industriales

Olor a cloro

Cloro libre

Olor a hidrocarburo

Refinería de petróleo

Olor medicamentoso

Fenol, yodoformo

Olor a azufre

Ácido sulfhídrico, H2S

Olor a pescado

Pescado, mariscos

Olor séptico

Alcantarilla

Olor a tierra

Arcillas húmedas

Olor fecaloide

Retrete, alcantarilla

Olor a moho

Cueva húmeda

Olor a legumbres

Hierbas, hojas en descomposición

Las sustancias generadoras de olor y sabor en aguas crudas pueden ser compuestos orgánicos derivados de la actividad de microorganismos y algas o provenir de descargas de desechos industriales. En el agua se pueden considerar cuatro sabores básicos: ácido, salado, dulce y amargo. El cuadro 1-2 muestra los límites de percepción de algunas sales y compuestos presentes en el agua.

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Manual I: Teoría

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

Netamente reconocible

Debidamente perceptible

CaCl2; NaCl

600

300

150

MgCl2

100

60

—

FeSO4

—

3,5

1,75

CuSO4

7

3,5

1,75

1,15

0,55

0,30

4

2

1

Cl2

0,1

0,05

0,05

Ca(OCl) 2

0,5

0,20

0,20

H2S H2SO4

No apreciable

En algunos casos, la eliminación de los olores puede realizarse mediante la aereación o la adición de carbón activado. La cloración en presencia de compuestos fenólicos puede imprimir un mal sabor en el agua, por la formación de derivados clorados que producen un sabor a derivados fenólicos. La EPA y la OMS recomiendan como criterio que por razones organolépticas, las fuentes de abastecimiento deben estar razonablemente exentas de olor y sabor; es decir, en términos generales, que se encuentren en un nivel aceptable.

Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua

13

2.1.5 Temperatura Es uno de los parámetros físicos más importantes en el agua, pues por lo general influye en el retardo o aceleración de la actividad biológica, la absorción de oxígeno, la precipitación de compuestos, la formación de depósitos, la desinfección y los procesos de mezcla, floculación, sedimentación y filtración. Múltiples factores, principalmente ambientales, pueden hacer que la temperatura del agua varíe continuamente. 2.1.6 pH El pH influye en algunos fenómenos que ocurren en el agua, como la corrosión y las incrustaciones en las redes de distribución. Aunque podría decirse que no tiene efectos directos sobre la salud, sí puede influir en los procesos de tratamiento del agua, como la coagulación y la desinfección. Por lo general, las aguas naturales (no contaminadas) exhiben un pH en el rango de 5 a 9. Cuando se tratan aguas ácidas, es común la adición de un álcali (por lo general, cal) para optimizar los procesos de coagulación. En algunos casos, se requerirá volver a ajustar el pH del agua tratada hasta un valor que no le confiera efectos corrosivos ni incrustantes. Se considera que el pH de las aguas tanto crudas como tratadas debería estar entre 5,0 y 9,0. Por lo general, este rango permite controlar sus efectos en el comportamiento de otros constituyentes del agua. Las guías canadienses han establecido el rango de pH 6,5 a 8,5 para el agua potable. 2.2

Características químicas

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

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Manual I: Teoría

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

Guías de Calidad para el Agua de Bebida del Canadá-1978 (2)

Guidelines for Drinking-Water Quality OMS, 1996 (3)

Nivel máximo del contaminante

Concentración máxima aceptable

Valor guía

UNT

— Aceptable 5a

15 — 5

15 Aceptable 5b

mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L — mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L mg/L

— — 0,006 0,05 2,0 — 0,005 0,2 — — — 1,3na 0,1 4 — — 0,002 10 1 — — 0,015na 0,05 — — —

— — — 0,05 1,0 5,0 0,005 0,2 5,0 — 250 1,0 0,05 1,5 0,3 0,05 0,001 10 f 1,0 6,5 – 8,5 0,05 0,05 0,01 500 0,05 500

0,2 1,5 0,005(P) 0,01c 0,7 0,3 0,003 0,07 3 5d 250 2d 0,05(P) 1,5 0,3 0,5(P) 0,001 50 j 3 —

Parámetros

Unidades

Físicos Color Sabor y olor Turbiedad

TCU

Inorgánicos Aluminio Amonio Antimonio Arsénico Bario Boro Cadmio Cianuro Cinc Cloro Cloruro Cobre Cromo (total) Fluoruro Hierro Manganeso Mercurio Nitrato (como N) Nitrito (como N) pH Plata Plomo Selenio Sulfato Sulfuros (H2S) Sólidos disueltos

(I)

0,01 0,01 250 0,05@ 1.000

Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua

Parámetros

Orgánicos

Aldrín + dieldrín Benceno Carbofurano Clordano Clorobenceno Cloroformo DDT Dioxina Endrín Fenoles Heptacloro + heptaclor-epóxido Lindano Metoxycloro Monocloramina Parathión PCB Plaguicidas (total) Tetracloruro de carbono Tolueno Toxafeno 2,4-D 2,4,5-TP Trihalometanos

Unidades µg/L

µg/L µg/L µg/L µg/L µg/L µg/L µg/L µg/L µg/L µg/L µg/L

15

Regulaciones Internas Primarias EPA (2000)

Guías de Calidad para el Agua de Bebida del Canadá-1978 (2)

Guidelines for Drinking-Water Quality OMS, 1996 (3)

Nivel máximo permitido

Concentración máxima aceptable

Valor guía

0,7 —

0,03 10c 5 0,2 — 200c 2 — — — 0,03

5 40 2 100 — 0,00003 2 — 0,6

µg/L µg/L µg/L µg/L µg/L µg/L µg/L

0,2 40 — 0,5 — 5

µg/L µg/L µg/L µg/L µg/L

1.000 3 70 50 100

7 — 100 30 — 0,2 2 3 4 100 — 35 — 100h

2 20 3.000 — — — 2

— 5 100 10 350

700d — 30 9 f

TCU: Unidades de Color Verdadero. UNT: Unidades Nefelométricas de Turbiedad. (P) Valor guía provisional. (I) En las concentraciones normalmente encontradas, no se ha detectado daño en la salud. a

b c d f g h @ na

La Regla de Tratamiento de Agua de Superficie requiere que los sistemas que usan agua de superficie o subterránea bajo influencia directa de agua de superficie: (1) desinfecten el agua y (2) filtren el agua o realicen el mismo nivel de tratamiento que aquellos que filtran el agua. El tratamiento debe reducir los niveles de Giardia lamblia (parásito) en 99,9% y los virus en 99,99%. La Legionella (bacteria) no tiene límite, pero la EPA considera que si se inactivan la Giardia y los virus, la Legionella también estará controlada. En ningún momento la turbiedad (enturbiamiento del agua) puede superar las 5 UNT (los sistemas filtrantes deben asegurar que la turbiedad no supere una UNT [0,5 UNT para filtración convencional o directa] en al menos 95% de las muestras diarias de cualquier mes); HPC: no más de 500 colonias por mililitro. Turbiedad promedio para una efectiva desinfección: = 1 UNT. Muestra simple: = 5 UNT. Por ser consideradas sustancias cancerígenas. Concentraciones establecidas porque a concentraciones mayores, se pueden ver afectados el sabor, el olor y la apariencia del agua. Cuando nitrato y nitrito están presentes, la suma de las dos concentraciones no debe exceder 10 mg/L. La suma de la razón entre la concentración de cada uno y su respectivo valor guía no debe exceder de 1. Se aplica cuando más de un plaguicida considerado en las guías de calidad están presentes en el agua. Relacionado con el olor y el sabor del agua. El plomo y el cobre se regulan mediante una técnica de tratamiento que exige la implementación de sistemas que controlen el poder corrosivo del agua. El nivel de acción sirve como un aviso para que los sistemas públicos de agua tomen medidas adicionales de tratamiento si los niveles de las muestras de agua superan en más de 10% los valores permitidos.

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Manual I: Teoría

A continuación se sustentan las características e importancia de los principales parámetros químicos relacionados con las fuentes de abastecimiento. Asimismo, se citan las recomendaciones que, como criterios de calidad, ha publicado la EPA en el año 2000 (4) en Estados Unidos, así como las Guías de Calidad para Agua de Bebida del Canadá-1978 y las Guías de Calidad para Aguas de Consumo Humano de la OMS (3). Véase el cuadro 1-3. 2.2.1 Aceites y grasas La presencia de aceites y grasas en el agua puede alterar su calidad estética (olor, sabor y apariencia). El contenido de aceites y grasas en el agua se determina en el laboratorio mediante la extracción de todo el material soluble en un solvente orgánico tal como el hexano. Los resultados se reportan como mg/L de MEH (material extraíble en hexano). Las normas de calidad de agua recomiendan que los aceites y grasas estén ausentes en el agua para consumo humano, más por razones de aceptabilidad que porque exista algún riesgo de daño a la salud. 2.2.2 Agentes espumantes Entre los agentes espumantes se agrupa a todos los compuestos tensoactivos que, por su naturaleza, en mayor o en menor grado, producen espuma cuando el agua es agitada. La causa principal reside en la presencia de residuos de los detergentes domésticos, como el alquil-sulfonato lineal (LAS) y el alquil-sulfonato bencénico ramificado (ABS), entre los más comunes. Su acción más importante en las aguas superficiales está relacionada con la interferencia en el poder autodepurador de los recursos hídricos, debido a la inhibición de la oxidación química y biológica. Como consecuencia de esto, aun en aguas fuertemente contaminadas, la determinación de la carga orgánica biodegradable (DBO) suele presentar valores bajos. Esto se debe, entre otras causas, a que las bacterias en presencia de detergentes se rodean de una película que las aísla del medio e impide su acción. Por otro lado, la solubilidad del oxígeno en aguas que contienen detergentes es menor que en aguas libres de ellos. Se disminuye, en consecuencia, la difusión del oxígeno del aire a través de la superficie del agua.

Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua

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Frente a la presencia de aceites y grasas, los detergentes juegan un papel emulsionante, lo que depende fundamentalmente de la estructura del grupo liófilo del detergente. Asimismo, los “agentes tensoactivos” presentes en el agua pueden dispersar las sustancias insolubles o absorbidas, debido a la disminución de la tensión superficial del agua. Interfieren así en los procesos de coagulación, sedimentación y filtración. Aunque los detergentes pueden tener estructuras químicas diversas o ser más o menos biodegradables, se ha demostrado que concentraciones menores de 0,5 mg/L no tienen efectos adversos en los procesos de tratamiento ni en la salud. Las Guías de Calidad para Aguas de Consumo Humano no presentan un valor guía referido al contenido de detergentes en el agua de bebida, pero recomiendan que el agua no presente espuma ni problemas de olor ni sabor relacionados con este parámetro. 2.2.3 Alcalinidad Es la capacidad del agua de neutralizar ácidos. Sin embargo, aniones de ácidos débiles (bicarbonatos, carbonatos, hidróxido, sulfuro, bisulfuro, silicato y fosfato) pueden contribuir a la alcalinidad. La alcalinidad está influenciada por el pH, la composición general del agua, la temperatura y la fuerza iónica. Por lo general, está presente en las aguas naturales como un equilibrio de carbonatos y bicarbonatos con el ácido carbónico, con tendencia a que prevalezcan los iones de bicarbonato. De ahí que un agua pueda tener baja alcalinidad y un pH relativamente alto o viceversa. La alcalinidad es importante en el tratamiento del agua porque reacciona con coagulantes hidrolizables (como sales de hierro y aluminio) durante el proceso de coagulación. Además, este parámetro tiene incidencia sobre el carácter corrosivo o incrustante que pueda tener el agua y, cuando alcanza niveles altos, puede tener efectos sobre el sabor.

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Manual I: Teoría

Durante el tratamiento, las aguas crudas de muy baja alcalinidad pueden requerir la adición de un alcalinizante primario (como el hidróxido de calcio). La EPA no hace recomendaciones respecto a la alcalinidad en fuentes de agua, ya que esta se liga a factores como el pH y la dureza, pero concluye que una fuente no debe mostrar cambios bruscos o repentinos en el contenido de la alcalinidad, pues esto podría indicar un cambio en la calidad del agua. 2.2.4 Aluminio Es un componente natural del agua, debido principalmente a que forma parte de la estructura de las arcillas. Puede estar presente en sus formas solubles o en sistemas coloidales, responsables de la turbiedad del agua. Las concentraciones más frecuentes en las aguas superficiales oscilan entre 0,1 y 10 ppm. El problema mayor lo constituyen las aguas que presentan concentraciones altas de aluminio, las cuales confieren al agua un pH bajo, debido a sus propiedades anfóteras, que hacen que sus sales se hidrolicen formando ácidos débiles. Durante el tratamiento es posible remover las sales de aluminio solubles, mediante la formación de hidróxido de aluminio. Sin embargo, es necesario tener mucho control del pH, pues si este sube excesivamente, podría producirse la formación de aluminatos, nuevamente solubles. La coagulación, en este caso, se realiza mediante polímeros orgánicos, por lo general aniónicos. Cuando el aluminio se encuentra en el agua cruda, se recomienda usar como coagulantes sales de hierro o polímeros sintéticos. Los coagulantes alumínicos dejan un remanente de metal que, en algunos casos, puede llegar a niveles no deseados. En el caso del aluminio, la OMS ha establecido un valor guía de 0,2 mg/L para aguas de consumo humano. 2.2.5 Amonio Es el producto final de la reducción de las sustancias orgánicas e inorgánicas nitrogenadas y debe su origen a los siguientes factores: —

El nitrógeno atmosférico, por fijación química.

Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua

— —

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Las proteínas animales o vegetales, por putrefacción mediante acción bacteriana. La reducción de nitritos.

El amoniaco se encuentra en cantidades notables cuando el medio es fuertemente reductor. En un medio oxidante, el ion amonio se transforma en nitrito. Se le considera un constituyente normal de las aguas superficiales y está íntimamente relacionado con descargas recientes de desagües. Cuando su concentración es mayor de 0,1 mg/L (como N), podría constituirse en un indicador de contaminación por aguas residuales domésticas o industriales. El amoniaco en las aguas residuales es producido en su mayor parte por la eliminación de compuestos que tienen nitrógeno orgánico y por la hidrólisis de la urea o úrea. En casos menos frecuentes, se puede producir por reducción de nitratos en condiciones anaeróbicas. El amoniaco es un micronutriente para microorganismos y algas en los sistemas de distribución. Su presencia en el agua favorece la multiplicación de estos. Este compuesto influye en los procesos de desinfección con cloro e incrementa su demanda debido a la formación de cloramidas. Por lo general, la eliminación del amoniaco a concentraciones altas se realiza mediante la oxidación con cloro. La OMS establece como valor guía para aguas de bebida 1,5 mg/L, referido más bien a criterios de aceptabilidad (olor y sabor). 2.2.6 Antimonio No es un elemento esencial para la vida de las personas o animales. En el agua puede encontrarse bajo el estado de oxidación III ó V y a concentraciones promedio de 0,6 mg/L. Se lo relaciona con el aumento del colesterol en la sangre. Las principales fuentes de contaminación de las aguas superficiales con antimonio son las descargas de la industria petrolera, cerámica, electrónica, entre otras.

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Debido a que su comportamiento químico es parecido al del arsénico, su proceso de remoción es similar al de este. Respecto al agua potable, el valor guía provisional dado por la OMS es de 0,005 mg/L. La EPA indica como nivel máximo de concentración 0,006 mg/L. 2.2.7 Arsénico Puede estar presente en el agua en forma natural. Es un elemento muy tóxico para el hombre. Se encuentra en forma trivalente o pentavalente, tanto en compuestos inorgánicos como orgánicos. Las concentraciones de As en aguas naturales usualmente son menores de 10 µg/L. Sin embargo, en zonas mineras pueden encontrase concentraciones entre 0,2 y 1 g/L. La toxicidad del As es compleja, pues depende de la vía de exposición, del estado de valencia y de la forma química (inorgánica u orgánica) del compuesto. El arsénico inorgánico es el responsable de la mayoría de los casos de intoxicación en seres humanos. En cuanto a las especies oxidadas, generalmente las sales inorgánicas de As(III) son más tóxicas que las de As(V) y la solubilidad de los compuestos de arsénico inorgánico está relacionada con su toxicidad; todos los compuestos solubles son tóxicos. Se sospecha que el arsénico tiene efectos cancerígenos por la correlación encontrada entre la incidencia de hiperquetosis y cáncer de la piel por un lado y la ingestión de aguas con más de 0,3 mg/L de arsénico por otro. Esta relación fue comprobada por Trelles (5) en la Argentina. El metabolismo del As se realiza principalmente en el hígado, aunque su mecanismo no está bien establecido. La remoción de arsénico del agua se basa principalmente en su oxidación a su forma pentavalente antes de la coagulación con sulfato férrico a pH de 6 a 8,

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con alumbre a pH de 6 a 7 o ablandamiento con cal a pH 11. A escala experimental, este método ha permitido una remoción de 90% de arsénico. Debido a sus efectos adversos sobre la salud y a la insuficiente información sobre su remoción del agua, la EPA y las guías canadienses recomiendan que el contenido de arsénico en fuentes de abastecimiento no exceda 0,05 mg/L. El valor guía de la OMS para el agua de bebida es 0,01 mg/L. 2.2.8 Asbesto El contenido de asbesto en el agua es una preocupación reciente. Bajo ciertas condiciones de calidad del agua y debido a la erosión, las fibras de asbesto pueden desprenderse de las tuberías de asbesto-cemento presentes en los sistemas de distribución. Sin embargo, una vez identificado el problema, es posible mitigar el efecto mediante el control y la reducción de la corrosividad del agua. Estudios realizados en el Canadá encontraron cantidades que varían desde menos de 105 hasta 2 x 109 fibras de asbesto por litro en agua cruda y cantidades de 9,5 x 106 fibras de asbesto por litro en el agua filtrada (6). La EPA reporta que concentraciones superiores a 7 millones de fibras mayores de 10 micrómetros por litro (nivel máximo permitido) en el agua potable podrían significar un alto riesgo de desarrollar pólipos intestinales benignos. Sin embargo, la OMS considera que no es necesario recomendar un valor guía para el asbesto en el agua de bebida, debido a que las concentraciones normalmente halladas en ella no representan un riesgo para la salud. 2.2.9 Bario Elemento altamente tóxico para el hombre; causa trastornos cardíacos, vasculares y nerviosos (aumento de presión arterial). Se considera fatal una dosis de 0,8 a 0,9 gramos como cloruro de bario (de 550 a 600 miligramos de bario). La contaminación del agua por bario puede provenir principalmente de los residuos de perforaciones, de efluentes de refinerías metálicas o de la erosión de depósitos naturales.

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Las concentraciones halladas en el agua son por lo general muy bajas; varían entre trazas y 0,05 mg/L. Estudios realizados en las aguas de consumo muestran evidencias de que el bario puede ser absorbido por óxidos e hidróxidos de hierro y manganeso, lo cual explicaría su eliminación durante la coagulación. Sin embargo, existen pruebas que demuestran que el tratamiento convencional mediante coagulantes de aluminio y hierro, con filtración posterior, no es un método particularmente efectivo para la remoción de bario en el agua. Sorg y Logsdon (7) encontraron una eficiencia menor de 30% en pruebas de laboratorio. Por otro lado, un control adecuado del pH en la planta de ablandamiento del agua mediante cal puede lograr una remoción de 90% del bario (7, 8). Como un margen de seguridad, la EPA y las Guías de Calidad para Agua de Bebida del Canadá han fijado tentativamente como límite 2 y 1 mg/L, respectivamente, en las fuentes de aguas de consumo humano. La OMS da un valor guía de 0,7 mg/L. 2.2.10 Boro El boro no se considera un elemento esencial para la nutrición humana. Existen estudios que demuestran su influencia en el retardo del crecimiento de las plantas. Estudios realizados en plantas piloto han demostrado gran eficiencia de remoción de boro en los procesos de ablandamiento cal-soda a pH 8,5–11,3 (98%) y, en menor grado, en la coagulación con sulfato férrico. La OMS ha establecido como valor guía para aguas de consumo 0,3 mg/L, mientras que el Canadá considera 5 mg/L como concentración máxima aceptable. Esta diferencia tan grande entre los valores guía se debe a la insuficiente información sobre los efectos de esta sustancia sobre el bienestar del consumidor. 2.2.11 Cadmio No es un elemento esencial para la vida del hombre. La contaminación de las aguas superficiales con este metal pesado puede provenir de la corrosión de los tubos galvanizados, de la erosión de depósitos

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naturales, de los efluentes de refinerías de metales o de líquidos de escorrentía de baterías usadas o pinturas. Muchos pigmentos usados para la coloración de plásticos o la formulación de pinturas contienen concentraciones elevadas de cadmio. Este metal pesado es potencialmente tóxico y su ingestión tiene efectos acumulativos en el tejido del hígado y los riñones. En el organismo, algunos iones Ca2+ de los huesos pueden ser reemplazados por iones Cd2+, pues ambos iones tienen el mismo estado de oxidación y casi el mismo tamaño. Esta sustitución puede causar fragilidad en los huesos y susceptibilidad a las fracturas. La ingestión de agua y alimentos que contengan el metal representa de 5 a 10% del total de cadmio absorbido en el organismo. Estas concentraciones dependen de la ingestión de proteínas y de la presencia de vitamina D; incluso, se relaciona con la concentración en el organismo de algunos elementos, como Zn, Se y Ca, con los cuales compite el cadmio. El cadmio también reduce los niveles de hierro hepático. La vida media del cadmio en el organismo es muy larga y se calcula entre 10 y 30 años, periodo en el cual permanece almacenado en varios órganos, en particular el hígado y los riñones. Se ha encontrado que los procesos de coagulación remueven el cadmio, pero una variable importante es el pH. Al usar sales de aluminio y regular el pH, es posible la remoción de 90% de cadmio en aguas turbias (9). El sulfato de hierro puede remover 90% de cadmio a pH 7,5 (10). El proceso de ablandamiento cal-soda puede tener una efectividad cercana a 100%, debido a que se lleva a cabo a pH alto. La EPA recomienda como margen de seguridad un límite máximo permisible de 0,005 mg/L para aguas de consumo humano. Los valores guía dados por la OMS y el Canadá son 0,003 mg/L y 0,005 mg/L, respectivamente. Sin embargo, dado el poder bioacumulativo del cadmio, se recomienda que la concentración en el agua tratada sea la menor posible.

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2.2.12 Cianuro Su presencia no es frecuente en aguas naturales. La concentración de cianuro en aguas superficiales se debe, por lo general, a su contaminación mediante descargas industriales, en especial de galvanoplastía, plásticos, fertilizantes y minería. La extracción de oro usa cantidades importantes de cianuro en procesos que generan efluentes con estos residuos, la mayor parte de los cuales tienen como destino final los ríos y los lagos. El cianuro es muy tóxico: una dosis de 0,1 mg/L tiene efectos negativos en los peces y una de 50–60 mg/L puede ser fatal para los seres humanos. Los efectos del cianuro sobre la salud están relacionados con lesiones en el sistema nervioso y problemas de tiroides. La toxicidad del cianuro depende de su concentración, el pH y la temperatura, entre otros factores. Los cianuros alcalinos disueltos se transforman por oxidación en carbonatos alcalinos, lo cual hace que disminuyan extraordinariamente sus propiedades tóxicas. El organismo humano convierte el cianuro en tiocianato, sustancia de menor toxicidad y de fácil excreción. Es importante anotar que la flora bacteriana no muere, sino que se inhibe con la presencia de pequeñas concentraciones de cianuro, y vuelve a desarrollar su actividad normal cuando desaparece. Cuando un agua que contiene cianuros o sulfocianuros se clora, se forma cloruro de cianógeno (ClCN), muy tóxico, que persiste durante 24 horas a pH 9 si no hay cloro residual. Bajo condiciones ácidas, la ozonización o cloración de aguas contaminadas con tiocianato puede favorecer la formación de ácido cianhídrico (HCN). En la cloración con cloro gas o hipoclorito, el cianuro libre (HCN y CN-) se destruye y se transforma en cianato (11, 12). La cloración efectuada hasta obtener cloro residual, a pH neutro o ligeramente alcalino, reduce los niveles de cianuro por debajo de los límites propuestos como deletéreos.

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El ozono es también particularmente efectivo para la oxidación del cianuro. Hay poca información reciente sobre la remoción de cianuro durante el tratamiento del agua con fines de consumo, tal vez porque debería estar ausente en el agua cruda seleccionada para su potabilización. La EPA y las Guías de Calidad para Agua de Bebida del Canadá recomiendan un contenido no mayor de 0,2 mg/L en aguas destinadas a consumo público. La OMS propone una concentración menor: 0,07 mg/L. 2.2.13 Cinc Las aguas naturales pueden contener cinc en concentraciones bastante bajas. En el agua de suministro, el cinc proviene generalmente del contacto con accesorios y estructuras galvanizadas o de bronce. El cinc es un elemento esencial y benéfico para el metabolismo humano, ya que muchas enzimas dependen de él para la descomposición del ácido carbónico y de la insulina, hormona esencial en el metabolismo de los hidratos de carbono. La salubridad del cinc es variable y depende del pH y de la alcalinidad. Diferentes estudios han demostrado que el cinc no tiene efectos sobre la salud en concentraciones tan altas como 40 mg/L, pero que tiene un marcado efecto sobre el sabor; por ello su contenido debe limitarse. Por ser un elemento anfótero, el cinc puede estar en sus formas solubles tanto con pH ácido como alcalino. Debido a esto, su remoción es difícil, aunque hay poca información al respecto. Estudios de remoción de cinc en aguas residuales reportan que la coagulación con sulfato no es efectiva (30%). El ablandamiento cal-soda con un pH de 9,5 puede mejorar la eficiencia hasta un rango de 60 a 90% (10). Debido a su influencia en el sabor y a la poca información respecto a su remoción, las Guías de Calidad para Agua de Bebida del Canadá recomiendan que la concentración de cinc en aguas de consumo no exceda los 5 mg/L. La OMS limita esta recomendación a 3 mg/L.

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2.2.14 Cloruros Las aguas superficiales normalmente no contienen cloruros en concentraciones tan altas como para afectar el sabor, excepto en aquellas fuentes provenientes de terrenos salinos o de acuíferos con influencia de corrientes marinas. En las aguas superficiales por lo general no son los cloruros sino los sulfatos y los carbonatos los principales responsables de la salinidad. A partir de ciertas concentraciones, los cloruros pueden ejercer una acción disolvente sobre ciertas sales presentes en el agua y también sobre algunos componentes del cemento, al impartirles una acción corrosiva y erosionante, en especial a pH bajo. Por sus características químicas y la gran solubilidad de la mayoría de los cloruros, su remoción requiere métodos sofisticados y costosos, muchos de ellos impracticables, especialmente cuando se trata de volúmenes relativamente altos. El método tradicional, que puede resultar más eficiente y práctico, es el de la destilación. Actualmente se está trabajando en este campo para lograr unidades que aprovechen la energía solar y eliminen los cloruros de manera eficiente y a bajo costo. Este sistema puede resultar especialmente útil en comunidades costeras cuya única fuente sea el agua del mar. Los límites fijados en el agua por las normas de calidad se sustentan más en el gusto que le imparten al agua que en motivos de salubridad. Tomando en cuenta el límite de percepción del sabor de los cloruros en el agua (cuadro 1-3), se ha establecido un límite de 250 mg/L en aguas de consumo, concentración que puede ser razonablemente excedida según las condiciones locales y la costumbre de los consumidores. La OMS considera que por encima de esta concentración, los cloruros pueden influir en la corrosividad del agua. 2.2.15 Cobre Con frecuencia se encuentra en forma natural en las aguas superficiales, pero en concentraciones menores a un mg/L. En estas concentraciones, el cobre no tiene efectos nocivos para la salud.

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Se trata de un elemento benéfico para el metabolismo, esencial para la formación de la hemoglobina. La deficiencia de cobre ha sido asociada con la anemia nutricional de los niños. Sin embargo, si se ingiere agua contaminada con niveles de cobre que superan los límites permitidos por las normas de calidad, a corto plazo pueden generarse molestias gastrointestinales. Exposiciones al cobre a largo plazo podrían causar lesiones hepáticas o renales. Los peces (principalmente la trucha) son especialmente sensibles a este elemento y se ven indirectamente afectados cuando, al actuar el cobre como alguicida, elimina la capacidad de captación de oxígeno del agua y disminuye el OD a concentraciones tan pequeñas que ya no es posible el desarrollo de estas especies. La presencia del cobre en el agua está relacionada principalmente con la corrosión de las cañerías en la vivienda, la erosión de depósitos naturales y el percolado de conservantes de madera, entre otros. En algunos sistemas se aplica sulfato de cobre en dosis controladas como mecanismo para combatir las algas en el agua. Las dosis van de 0,1 a 2 mg/L. En concentraciones altas, el cobre puede favorecer la corrosión del aluminio y el cinc y cambiar el sabor del agua. Pruebas de coagulación en laboratorio han reportado una eficiencia en la remoción del cobre de entre 60 a 90% (10), dependiendo del pH y la turbiedad. La EPA ha establecido una concentración máxima de 1,3 mg/L, que denomina nivel de acción; es decir, una concentración límite que sirve como un aviso para que los sistemas públicos de suministro de agua tomen medidas de tratamiento (si es necesario, adicionales) cuando los niveles de las muestras de agua superan en más de 10% los valores permitidos. Las Guías de Calidad para Agua de Bebida del Canadá han recomendado un límite de un mg/L de cobre en aguas destinadas al consumo humano. El valor guía dado por la OMS es 2 mg/L.

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2.2.16 Cromo De las especies normalmente presentes en las aguas superficiales, el Cr (III) es esencial para los seres humanos, pues promueve la acción de la insulina. En cambio, el Cr (VI) es considerado tóxico por sus efectos fisiológicos adversos. No se conoce de daños a la salud ocasionados por concentraciones menores de 0,05 mg/L de Cr (VI) en el agua. El cromo metálico y los derivados del cromo (VI) usualmente son de origen antropogénico. Por su naturaleza química, el Cr (III) difícilmente se encuentra con un pH mayor de 5, donde el cromo está, por lo general, en forma hexavalente. La erosión de depósitos naturales y los efluentes industriales que contienen cromo (principalmente de acero, papel y curtiembres), se incorporan a los cuerpos de aguas superficiales. La forma química dependerá de la presencia de materia orgánica en el agua, pues si está presente en grandes cantidades, el cromo (VI) se reducirá a cromo (III), que se podrá absorber en las partículas o formar complejos insolubles. Estos complejos pueden permanecer en suspensión y ser incorporados a los sedimentos. La proporción de cromo (III) es directamente proporcional a la profundidad de los sedimentos. En teoría, el cromo (VI) puede resistir en este estado en aguas con bajo contenido de materia orgánica, mientras que con el pH natural de las aguas, el cromo (III) formará compuestos insolubles, a menos que se formen complejos. Se desconoce la proporción relativa de cromo (III) y cromo (VI) en las aguas. En el tracto gastrointestinal de los humanos y los animales, se absorbe menos de 1% del cromo (III) y alrededor de 10% del cromo (VI). La forma química, la solubilidad del compuesto en agua y el tiempo de permanencia en los órganos modifican la velocidad de la absorción. Los compuestos de cromo (VI), que son fuertes agentes oxidantes, tienden a ser irritantes y corrosivos; también son considerablemente más tóxicos que los compuestos de cromo (III) si la dosis y la solubilidad son similares. Se ha postulado

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que esta diferencia en la toxicidad puede estar relacionada con la facilidad con la que el cromo (VI) atraviesa las membranas celulares y con su subsecuente reducción intracelular e intermediarios reactivos. Se ha demostrado que el cromo (VI) es carcinógeno para los seres humanos, mientras que el cromo (0) y los derivados de cromo (III) aún no pueden clasificarse respecto a su carcinogenicidad. Debido a su gran solubilidad, el Cr (VI) es más difícil de remover que el Cr (III). La cloración puede convertir por oxidación el Cr (III) en Cr (VI) y crear un problema en el tratamiento del agua. A escala experimental, la remoción del cromo trivalente puede ser efectiva mediante la coagulación con alumbre o sulfato férrico, y en los sistemas de ablandamiento con cal. En este último proceso, el factor pH es muy importante. Con un pH entre 10,6 y 11,3, la remoción puede llegar a 98%, mientras que a 9,2, la eficiencia baja a 70%. La remoción del Cr (VI) es muy difícil mediante el tratamiento convencional de coagulantes. Se ha encontrado que el sulfato ferroso es razonablemente efectivo como reductor del Cr (VI) a Cr (III) (13). El ablandamiento cal-soda puede remover entre 80 y 90% de Cr (III), pero el Cr (VI) no se remueve a pH 9,5. La EPA recomienda, como factor de seguridad, que el límite para cromo en fuentes de agua destinadas a consumo humano no exceda 0,1 mg/L como cromo total. Las guías de la OMS y del Canadá son más exigentes: 0,05 mg/L. 2.2.17 Dureza Corresponde a la suma de los cationes polivalentes expresados como la cantidad equivalente de carbonato de calcio, de los cuales los más comunes son los de calcio y los de magnesio. Aún no se ha definido si la dureza tiene efectos adversos sobre la salud. Pero se la asocia con el consumo de más jabón y detergente durante el lavado. La dureza está relacionada con el pH y la alcalinidad; depende de ambos.

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Un agua dura puede formar depósitos en las tuberías y hasta obstruirlas completamente. Esta característica física es nociva, particularmente en aguas de alimentación de calderas, en las cuales la alta temperatura favorece la formación de sedimentos. La remoción de la dureza en el tratamiento se lleva a cabo mediante la precipitación con cal o mediante el proceso combinado cal-carbonato, conocido como ablandamiento cal-soda. En términos generales, puede considerarse que un agua es blanda cuando tiene dureza menor de 100 mg/L; medianamente dura, cuando tiene de 100 a 200 mg/L; y dura, cuando tiene de 200 a 300 mg/L (en todos los casos, como CaCO3). Las normas de calidad no establecen un límite específico para la dureza en el agua para consumo humano. 2.2.18 Fenoles Se definen como los hidróxidos derivados del benceno y su núcleo condensado. Su presencia en el agua está relacionada con la descomposición de hojas y materia orgánica, ácidos húmicos y fúlvicos, pero principalmente se los asocia a procesos de contaminación de las fuentes por desechos industriales, aguas servidas, fungicidas y pesticidas, hidrólisis y oxidación de pesticidas organofosforados, degradación bacteriológica de herbicidas del ácido fenoxialquílico, entre otros. Los compuestos fenólicos y los fenoles halogenados son tóxicos para el hombre a concentraciones altas. Pero aun en cantidades muy pequeñas, cambian las condiciones organolépticas del agua debido a su intenso olor y sabor, ambos desagradables. Los compuestos fenólicos son muy difíciles de remover con los tratamientos convencionales. Si un agua filtrada que contiene fenoles es sometida a la cloración, los derivados fenólicos clorados pueden cambiar el olor y el sabor del agua, lo que no necesariamente será percibido en la planta de tratamiento, pero sí puede manifestarse en las conexiones domiciliarias.

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Las Guías de Calidad para Agua de Bebida del Canadá recomiendan que el contenido de los compuestos fenólicos no sea superior a 2 µg/L. 2.2.19 Fluoruros Elemento esencial para la nutrición del hombre. Su presencia en el agua de consumo a concentraciones adecuadas combate la formación de caries dental, principalmente en los niños (0,8 a 1,2 mg/L). Sin embargo, si la concentración de fluoruro en el agua es alta, podría generar manchas en los dientes (“fluorosis dental”) y dañar la estructura ósea. Algunos países como el Canadá y Estados Unidos han implementado programas de fluorización del agua de consumo como una medida para prevenir la caries dental infantil. El cuadro 1-4 muestra las recomendaciones referidas al contenido de flúor en el agua, teniendo en cuenta la temperatura promedio anual del lugar. Cuadro 1-4. Recomendación del contenido de flúor en el agua de consumo Promedio anual de temperatura máxima del ambiente, ºC*

Nivel óptimo de flúor en mg/L

10,0 – 12,2

1,2

12,7 – 14,4

1,1

15,0 – 17,7

1,0

18,3 – 21,6

0,9

22,2 – 26,1

0,8

26,6 – 32,7

0,7

* Datos de por lo menos cinco años.

Las principales fuentes de concentraciones contaminantes de flúor en el agua son los efluentes de fábricas de acero y metales o de fábricas de plásticos y fertilizantes.

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Los procesos convencionales de coagulación con aluminio no son efectivos para la remoción de fluoruros. Sorg (9) reportó que para reducir la concentración de fluoruros en el agua de 3,6 a 1 mg/L se requerirían 350 mg/L de aluminio. Debido a que la concentración de fluoruros en el agua está en función de la temperatura del agua, la EPA recomienda un rango máximo de 4 mg/L en aguas para consumo humano. Las guías de calidad de agua para consumo humano, tanto del Canadá como de la OMS, indican como valor guía 1,5 mg/L. 2.2.20 Fosfatos Las especies químicas de fósforo más comunes en el agua son los ortofosfatos, los fosfatos condensados (piro-, meta- y polifosfatos) y los fosfatos orgánicos. Estos fosfatos pueden estar solubles como partículas de detritus o en los cuerpos de los organismos acuáticos. Es común encontrar fosfatos en el agua. Son nutrientes de la vida acuática y limitantes del crecimiento de las plantas. Sin embargo, su presencia está asociada con la eutrofización de las aguas, con problemas de crecimiento de algas indeseables en embalses y lagos, con acumulación de sedimentos, etcétera. Para una buena interpretación de la presencia de fosfatos en las fuentes de aguas crudas, es recomendable la diferenciación analítica de las especies químicas existentes en ellas. La fuente principal de los fosfatos orgánicos son los procesos biológicos. Estos pueden generarse a partir de los ortofosfatos en procesos de tratamiento biológico o por los organismos acuáticos del cuerpo hídrico. Otra fuente importante de fosfatos en las aguas superficiales son las descargas de aguas que contienen como residuo detergentes comerciales. Concentraciones relativamente bajas de complejos fosforados afectan el proceso de coagulación durante el tratamiento del agua. Las normas de calidad de agua no han establecido un límite definitivo. Sin embargo, es necesario estudiar la concentración de fosfatos en el agua, su relación

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con la productividad biológica y los problemas que estos pueden generar en el proceso de filtración y en la producción de olores. 2.2.21 Hidrocarburos La mayor parte de los hidrocarburos que se pueden encontrar en el agua son tóxicos. Sin embargo, concentraciones que no llegan a repercutir en la salud pueden causar molestias e inconvenientes, ya que comunican al agua propiedades organolépticas (sabor y olor) indeseables, interfieren en el tratamiento y atraviesan los filtros de arena. En algunos casos, estos compuestos presentes en el agua pueden llegar a producir dermatitis. Su presencia en el agua superficial se debe a descargas de desechos industriales y a derrames accidentales. El agua de lluvia puede arrastrar cantidades notables de hidrocarburos en suspensión, derivados de la combustión, de desechos de automotores, asfalto, etcétera. Algunos de estos productos de combustión son carcinógenos y deben estar ausentes en el agua de consumo humano. Las normas de calidad del agua especifican que estos compuestos tienen que estar ausentes en el agua de consumo humano. 2.2.22 Hierro El hierro es un constituyente normal del organismo humano (forma parte de la hemoglobina). Por lo general, sus sales no son tóxicas en las cantidades comúnmente encontradas en las aguas naturales. La presencia de hierro puede afectar el sabor del agua, producir manchas indelebles sobre los artefactos sanitarios y la ropa blanca. También puede formar depósitos en las redes de distribución y causar obstrucciones, así como alteraciones en la turbiedad y el color del agua. Tiene gran influencia en el ciclo de los fosfatos, lo que hace que su importancia sea muy grande desde el punto de vista biológico. En la naturaleza se presenta en dos formas: asimilable y no asimilable.

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En las aguas superficiales, el hierro puede estar también en forma de complejos organoférricos y, en casos raros, como sulfuros. Es frecuente que se presente en forma coloidal en cantidades apreciables. Las sales solubles de hierro son, por lo general, ferrosas (Fe II) y la especie más frecuente es el bicarbonato ferroso: Fe (HCO3)2. En contacto con el oxígeno disuelto en el agua, las sales ferrosas se convierten en férricas por oxidación y se precipitan en forma de hidróxido férrico. Esta precipitación es inmediata con un pH superior a 7,5. Con un pH mayor de 2,2, el hidróxido férrico es insoluble. El ion ferroso lo es con un pH mayor de 6. De acuerdo con ello, las aguas subterráneas —que, por estar fuera del contacto con el aire, se encuentran en un medio natural fuertemente reductor— podrán tener en solución cantidades notables de hierro ferroso. Este metal en solución contribuye con el desarrollo de microorganismos que pueden formar depósitos molestos de óxido férrico en la red de distribución. La remoción del hierro de las aguas crudas superficiales es relativamente fácil con los procesos comunes de remoción de la turbiedad, mediante los cuales su concentración puede bajar de 10 mg/L a 0,3 mg/L, que es la concentración recomendada para el agua de consumo. Sin embargo, es posible que haya problemas si el hierro está presente en complejos orgánicos inestables. Por consideraciones de sabor y debido a que los tratamientos convencionales pueden eliminar el hierro en estado férrico pero no el hierro soluble Fe (II), las guías de calidad de la OMS y del Canadá recomiendan que en las aguas destinadas al consumo humano no se sobrepase 0,3 mg/L de hierro. 2.2.23 Manganeso El manganeso es un elemento esencial para la vida animal; funciona como un activador enzimático. Sin embargo, grandes dosis de manganeso en el organismo pueden causar daños en el sistema nervioso central. Su presencia no es común en el agua, pero cuando se presenta, por lo general está asociado al hierro.

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Comúnmente se encuentra en el agua bajo su estado reducido, Mn (II), y su exposición al aire y al oxígeno disuelto lo transforma en óxidos hidratados menos solubles. En concentraciones mayores a 0,15 mg/L, las sales disueltas de manganeso pueden impartir un sabor desagradable al agua. La presencia de manganeso en el agua provoca el desarrollo de ciertas bacterias que forman depósitos insolubles de estas sales, debido a que se convierte, por oxidación, de manganoso en solución al estado mangánico en el precipitado. Esta acción es similar en el hierro. Por lo general, en el agua es más difícil de controlar el manganeso que el hierro. Su remoción se realiza formando sales insolubles, para lo cual, en muchos casos, es necesario el uso de oxidantes y un pH alto. Las Guías de Calidad para Aguas de Consumo Humano de la OMS establecen como valor provisional 0,5 mg/L, pero las Guías de Calidad para Agua de Bebida del Canadá recomiendan una concentración diez veces menor: 0,05 mg/L, por consideraciones principalmente relacionadas con el sabor y el olor del agua. 2.2.24 Materia orgánica Las aguas naturales, además de sustancias minerales y disueltas, pueden llevar en suspensión sustancias orgánicas provenientes del lavado de los suelos o del metabolismo de los organismos que viven en ellos. Además, los cuerpos de aguas superficiales pueden recibir descargas de aguas residuales de origen doméstico o industrial, las cuales provocan la polución y la contaminación en niveles variables. Las sustancias provenientes del lavado de suelos son principalmente ácidos húmicos, mientras que las producidas por el metabolismo de los organismos acuáticos son los hidratos de carbono, las proteínas, las aminas, los lípidos, etcétera, así como pigmentos, hormonas y vitaminas, que funcionan como catalizadores o inhibidores de las funciones biológicas. Las sustancias provenientes de los desechos animales son principalmente derivados de la urea o úrea, la cadaverina y la putrescina, entre otros.

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Estas sustancias orgánicas representan una fuente de alimentación para los organismos (autótrofos y heterótrofos) presentes en el agua. Tienden a desaparecer progresivamente por oxidación, y pasar a CO2, amoniaco, nitritos, nitratos, etcétera. Por lo general, las aguas naturales no contaminadas presentan cantidades mínimas de materia orgánica, salvo aquellas que provienen de bosques o aguas estancadas. La materia orgánica puede ser, en muchos casos, la responsable del color, el olor y el sabor del agua, los cuales deben ser eliminados durante el tratamiento a fin de hacerla apta para el consumo humano. Como es muy difícil determinar analíticamente la presencia de estas sustancias orgánicas en el agua, se han establecido métodos globales de determinación. Estos son los siguientes: a)

Demanda Bioquímica de Oxígeno: DBO5 Corresponde a la cantidad de oxígeno necesario para descomponer la materia orgánica por acción bioquímica aerobia. Se expresa en mg/L. Esta demanda es ejercida por las sustancias carbonadas, las nitrogenadas y ciertos compuestos químicos reductores. Es una prueba que reduce a números un fenómeno natural, muy sencillo en teoría, pero en esencia muy complejo. El cálculo se efectúa mediante la determinación del contenido inicial de oxígeno de una muestra dada y lo que queda después de cinco días en otra muestra semejante, conservada en un frasco cerrado a 20 ºC. La diferencia entre los dos contenidos corresponde a la DBO5.

b)

Demanda Química de Oxígeno: DQO Equivale a la cantidad de oxígeno consumido por los cuerpos reductores presentes en un agua sin la intervención de los organismos vivos. La eliminación de la materia orgánica se lleva a cabo mediante la coagulación-floculación, la sedimentación y la filtración. Sin embargo, cuando la fuente de agua cruda tiene una carga orgánica y bacteriana muy grande —caso en el que la DBO5 puede alcanzar valores muy altos—, será necesaria

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una precloración, que debe constituirse en un proceso adecuadamente controlado. Lo deseable es que las fuentes de agua cruda no presenten una carga orgánica elevada. Por la naturaleza de estos parámetros, las normas de calidad de agua establecen que los causantes de la contaminación orgánica deben estar ausentes en las aguas para consumo humano. 2.2.25 Mercurio Se considera al mercurio un contaminante no deseable del agua. El mercurio es un metal pesado muy tóxico para el hombre en las formas aguda y crónica. En el tracto intestinal las sales mercuriosas son menos solubles que las mercúricas y, por lo tanto, son menos nocivas. Se considera que dosis de 20 y 50 mg/L en la forma mercúrica son fatales. En el agua, el Hg se encuentra principalmente en forma inorgánica, que puede pasar a compuestos orgánicos por acción de los microorganismos presentes en los sedimentos. De estos, puede trasladarse al plancton, a las algas y, sucesivamente, a los organismos de niveles tróficos superiores como los peces, las aves rapaces e incluso al hombre. El mercurio metálico y el inorgánico se convierten en mercurio metilado por medio de procesos biológicos que se producen en el agua contaminada con este metal. Tanto el dimetil mercurio Hg(CH3)2 como el ion metilo de mercurio HgCH3+ son absorbidos por los tejidos de los organismos vivos. Estas especies químicas se bioacumulan, permanecen durante largos periodos en los tejidos y pueden incorporarse en la cadena alimentaria biomagnificándose. La permeabilidad del mercurio elemental en los lípidos es más alta que la de la forma ionizada y, en consecuencia, el Hg0 puede atravesar las barreras hematoencefálica y placentaria. La absorción gastrointestinal de sales de mercurio divalentes o monovalentes a partir de los alimentos es de aproximadamente 20% del Hg ingerido.

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En términos de su toxicidad y sus efectos adversos sobre la salud, el metilmercurio es la forma más importante de mercurio orgánico. Sus efectos son básicamente neurotóxicos y genotóxicos. Los niveles aceptables de ingestión de mercurio se basan en evidencias epidemiológicas mediante las cuales se sabe que la menor concentración de metilmercurio en la sangre asociada con síntomas tóxicos es 0,2 microgramos por gramo de peso, que corresponde a una prolongada y continua ingestión de 0,3 mg/ 70 kilogramos por día. Las pruebas realizadas en plantas piloto demuestran que la remoción de mercurio inorgánico depende del pH y de la turbiedad del agua y tienen poca dependencia de la concentración de mercurio, cuando se encuentra entre 0,003 y 0,016 mg/L. Experimentalmente, se ha comprobado que el tratamiento convencional de coagulación–filtración mediante aluminio o sulfato férrico puede remover entre 70 y 80% de mercurio inorgánico en aguas crudas turbias (13, 14). Sin embargo, en aguas claras la remoción puede reducirse a la mitad o menos. La coagulación con sulfato férrico (17 mg/L) probó ser 66% efectiva con pH 7 y 97% con pH 8. El sulfato de aluminio es menos eficiente y logra solamente 38% de efectividad a pH 8. La turbiedad desempeña un papel importante en la reducción de las concentraciones de mercurio en el agua, pues experimentalmente se ha demostrado que con turbiedades mayores de 100 UNT, la eficiencia crece sustantivamente. Con respecto al mercurio orgánico, el proceso de ablandamiento con cal es moderadamente efectivo y dependiente del pH y llega a 30% con pH 9,4 y alcanza entre 60 y 80% con pH entre 10,7 y 11,4. Se ha probado experimentalmente que las resinas de intercambio iónico son efectivas en la remoción de mercurio hasta 98%, tanto en la forma orgánica como inorgánica. Sobre la base de las consideraciones mencionadas, la EPA recomienda no exceder el límite de 0,002 mg/L como mercurio total. Las guías de la OMS y del Canadá recomiendan una concentración máxima de 0,001 mg/L.

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2.2.26 Nitritos y nitratos El nitrógeno es un nutriente importante para el desarrollo de los animales y las plantas acuáticas. Por lo general, en el agua se lo encuentra formando amoniaco, nitratos y nitritos. Si un recurso hídrico recibe descargas de aguas residuales domésticas, el nitrógeno estará presente como nitrógeno orgánico amoniacal, el cual, en contacto con el oxígeno disuelto, se irá transformando por oxidación en nitritos y nitratos. Este proceso de nitrificación depende de la temperatura, del contenido de oxígeno disuelto y del pH del agua. En general, los nitratos (sales del ácido nítrico, HNO3) son muy solubles en agua debido a la polaridad del ion. En los sistemas acuáticos y terrestres, los materiales nitrogenados tienden a transformarse en nitratos. Los nitritos (sales de ácido nitroso, HNO2) son solubles en agua. Se transforman naturalmente a partir de los nitratos, ya sea por oxidación bacteriana incompleta del nitrógeno en los sistemas acuáticos y terrestres o por reducción bacteriana. El ion nitrito es menos estable que el ion nitrato. Es muy reactivo y puede actuar como agente oxidante y reductor, por lo que solo se lo encuentra en cantidades apreciables en condiciones de baja oxigenación. Esta es la causa de que los nitritos se transformen rápidamente para dar nitratos y que, generalmente, estos últimos predominen en las aguas, tanto superficiales como subterráneas. Esta reacción de oxidación se puede efectuar en los sistemas biológicos y también por factores abióticos. El uso excesivo de fertilizantes nitrogenados, incluyendo el amoniaco, y la contaminación causada por la acumulación de excretas humanas y animales pueden contribuir a elevar la concentración de nitratos en agua. Generalmente, los nitratos son solubles, por lo que son movilizados con facilidad de los sedimentos por las aguas superficiales y subterráneas. Después de la absorción, tanto nitratos como nitritos se distribuyen con rapidez a todos los tejidos.

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Manual I: Teoría

Una vez en la sangre, el nitrito reacciona con el ion ferroso (Fe2+) de la desoxihemoglobina y forma metahemoglobina, en la cual el hierro se encuentra en estado férrico (Fe3+), por lo que es incapaz de transportar el oxígeno. Por ello se relaciona al nitrito con una anomalía en la sangre de los niños (metahemoglobinemia) por la ingestión de aguas con un contenido mayor de 10 mg/L de nitratos (como N) y como resultado de la conversión de nitrato en nitrito. La mayor parte de estos casos se asocian a aguas que contienen más de 45 mg/L de nitrato (10 mg/L como NO3-N). Aunque se ha comprobado que bebés menores de 6 meses que ingieren nitratos en concentraciones altas pueden morir si no reciben tratamiento inmediato, es importante anotar que no todos los niños que ingieren aguas con altos contenidos de nitratos (10 mg/L o más) necesariamente desarrollan la enfermedad. Para ello se requiere una predisposición natural. En este caso, la edad es un factor determinante, porque rara vez se presenta en niños de más de seis meses y mucho menos en adultos. La presencia de nitratos y nitritos no es extraña, especialmente en aguas almacenadas en cisternas en comunidades rurales. Aunque la toxicidad relativa de los nitratos es bien conocida, es difícil establecer cuál es el nivel de una dosis nociva. Los nitritos tienen mayor efecto nocivo que los nitratos, pero como generalmente en las aguas naturales no se presentan niveles mayores de 1 mg/L y la oxidación con cloro los convierte en nitratos, el problema prácticamente queda solucionado. Es importante destacar que aunque el agente responsable de esta enfermedad son los nitritos, debido a que estos se forman naturalmente a partir de los nitratos, un factor determinante en la incidencia de esta enfermedad es la concentración de nitratos en el agua y los alimentos. Para dar una idea de la gravedad y magnitud potencial de este problema, basta mencionar que los datos obtenidos a través del Sistema Mundial de Vigilancia del Medio Ambiente (GEMS, por sus siglas en inglés) indican que 10% de los ríos estudiados en todo el mundo tenían concentraciones de nitratos por encima del límite recomendado por la OMS. Los estudios de GEMS también encontraron que en Europa 15% de los ríos tenían concentraciones de nitratos hasta 45 veces mayores que la concentración natural. Los métodos tradicionales de floculación e incluso ablandamiento con cal no son efectivos para la remoción de nitratos. El más eficiente es el de resinas de

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intercambio iónico, que puede remover concentraciones tan altas como 30 mg/L y reducirlas hasta 0,5 mg/L en procesos continuos. En la práctica, difícilmente los nitritos se encuentran en aguas tratadas debido a que se oxidan fácilmente y se convierten en nitratos durante la cloración. Por sus efectos adversos para la salud de los lactantes y porque no se tienen procesos definitivos para su remoción, el contenido de nitratos en aguas de consumo público no debe exceder, según la EPA, de 10 mg/L. Puesto que los nitritos tienen un efecto tóxico superior a los nitratos, el contenido no debe exceder de un mg/L; en ambos casos, medidos como nitrógeno. La OMS establece un valor guía provisional de 50 mg/L (N-NO3) y 3 mg/L (N-NO2), mientras que el Canadá recomienda un máximo de 10 mg/L para el primero y un mg/L para el segundo. 2.2.27 Oxígeno disuelto (OD) Su presencia es esencial en el agua; proviene principalmente del aire. Niveles bajos o ausencia de oxígeno en el agua. Puede indicar contaminación elevada, condiciones sépticas de materia orgánica o una actividad bacteriana intensa; por ello se le puede considerar como un indicador de contaminación. La presencia de oxígeno disuelto en el agua cruda depende de la temperatura, la presión y la mineralización del agua. La ley de Henry y Dalton dice: “La solubilidad de un gas en un líquido es directamente proporcional a la presión parcial e inversamente proporcional a la temperatura”. El agua destilada es capaz de disolver más oxigeno que el agua cruda. No es posible establecer un contenido ideal de oxígeno en el agua, ya que hay aspectos positivos y negativos de su presencia. Sin embargo, si el agua contiene amoniaco o hierro y manganeso en sus formas reducidas, es preferible que el OD esté cercano al punto de saturación. Las aguas superficiales no contaminadas, si son corrientes, suelen estar saturadas de oxígeno y a veces incluso sobresaturadas; su contenido depende de la aereación, de las plantas verdes presentes en el agua, de la temperatura y de la hora del día (mañana o tarde), etcétera.

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De la observación de los datos de OD en algunos ríos se deduce que en la mayoría de ellos se presentan contaminaciones esporádicas que no afectan para nada el estado general de los mismos y representan solamente fenómenos locales. Por otra parte, durante el verano el caudal de un río disminuye, por lo que también lo hace la cantidad total de oxígeno disponible y, por tanto, el consumo de este por los seres vivientes acuáticos aumenta por unidad de volumen. Por eso no es extraño que haya grandes diferencias entre el verano y el invierno en lo que se refiere al OD. Igualmente ocurre que este contenido varía del día a la noche, ya que los seres vivientes consumen oxígeno para la respiración las 24 horas del día. Sin embargo, la fotosíntesis solo se realiza con el concurso de la luz solar. Se ha demostrado la existencia de una estrecha relación entre la distribución de oxígeno y la productividad de materia orgánica, viva o muerta. Por otro lado, la cantidad de OD en un cuerpo de agua está relacionada con su capacidad de autodepuración. En la práctica, se puede comprobar que a 10 ºC, la distribución del oxígeno en el agua está regida por la presencia de materias vivas mediante la respiración y muertas mediante la descomposición. En cambio, a temperaturas de 20 ºC o mayores, es el metabolismo del conjunto de los organismos vivos presentes el que determina esta distribución. El agua potable debe contener cierta cantidad de oxígeno disuelto. Debe estar bien aereada y es muy importante tener en cuenta las variaciones relativas de oxígeno disuelto, ya que si estas son grandes, es síntoma de un probable aumento de vegetales, materia orgánica, gérmenes aerobios, reductores inorgánicos, etcétera. En algunos casos, el contenido de OD puede influir en las propiedades corrosivas del agua, dependiendo de la temperatura (a mayor temperatura, mayor corrosión) y del pH (a menor pH, mayor corrosión). Si este es el caso, en aguas que tienen suficiente contenido en calcio, se reduce la corrosión y se eleva el pH al valor de saturación del carbonato cálcico. 2.2.28 pH Es un parámetro básico que indica el grado de acidez o basicidad del agua.

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Este parámetro tiene mucha influencia en una serie de reacciones que ocurren en el agua. Por lo general, un agua con pH menor de 6,0 es considerada agresiva y corrosiva para los metales. Un pH ácido en el agua no necesariamente indica la presencia de ácidos, pues algunas sales como las de aluminio pueden generar pH 4 por hidrólisis. El pH tiene gran importancia en el tratamiento del agua, especialmente en la coagulación, desinfección y estabilización. Durante la coagulación, la remoción de la turbiedad es eficiente por lo general en un rango de pH de 6,0 a 7,8, mientras que la remoción del color se consigue con un pH de entre 4 y 6. Sin embargo, es necesario puntualizar que el pH óptimo para ambos casos debe determinarse por medio de la prueba de jarras. La desinfección con cloro es más efectiva a un nivel bajo de pH. Esto se debe a la mayor efectividad del ácido hipocloroso comparado con el ion hipoclorito y al hecho de que el ácido hipocloroso predomina con valores de pH bajos. La estabilidad del agua depende del pH. Una planta de tratamiento debe producir agua que no sea ni corrosiva ni incrustante. En la práctica, esto significa que el pH del agua tratada debe ser ligeramente mayor que el pH de saturación. En otras palabras, el índice de saturación debe ser ligeramente positivo. La medición del pH debe realizarse in situ, ya que puede sufrir variación importante en el transcurso del tiempo, debido a diversas causas, entre las cuales se encuentran la sobresaturación de CO2, como consecuencia de la presencia de plantas acuáticas o su contenido en el aire, reacciones químicas, temperatura, etcétera. La variación del pH entre las mediciones en campo y las realizadas en el laboratorio puede llegar hasta la unidad, a pesar de haberse efectuado el mismo día. El Canadá recomienda como valor guía para agua de bebida un rango 6,5 a 8,5 para el pH.

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2.2.29 Plaguicidas Este nombre agrupa a un gran número de compuestos orgánicos que se usan con diversos propósitos en el campo agrícola: control de plagas, maleza, hierba, etcétera. Entre los plaguicidas más comunes tenemos los hidrocarburos clorados, los carbamatos, los organofosforados y los clorofenoles. La presencia de estos compuestos en niveles tóxicos genera problemas en el agua y en el ambiente. El efecto de los plaguicidas en la salud humana depende de su naturaleza química, pues mientras unos se acumulan en los tejidos, otros son metabolizados. La remoción de los plaguicidas presentes en las aguas todavía se encuentra en la fase experimental, pero se sabe que su tratamiento con carbón activado reduce notoriamente los niveles de algunos de estos compuestos. Las guías de calidad indican valores específicos en cada caso, todos a nivel de trazas. 2.2.30 Plata No es un componente propio de las aguas naturales. Se considera que en las personas que ingieren agua con cantidades excesivas de plata pueden presentar decoloración permanente e irreversible de la piel, los ojos y las membranas mucosas. Todos los estudios que se han hecho sobre este elemento y sus posibles efectos son preliminares, por lo cual no se puede postular límites sobre los niveles que afectan la salud humana. El proceso de floculación puede lograr una eficiencia de entre 70 y 80% mediante sulfato férrico con un pH entre 7 y 9 ó sulfato de aluminio con un pH entre 6 y 8. También ofrece buenos resultados el ablandamiento con cal con un pH entre 7 y 9. Debido a que no hay suficiente información, las guías canadienses consideran que el límite no debe excederse de 0,05 mg/L en agua de consumo humano. Sin embargo, la OMS considera que no es necesario recomendar un límite de

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concentración de plata en el agua de bebida, debido a que con concentraciones normalmente encontradas en ella, no se han detectado daños en la salud de los consumidores. 2.2.31 Plomo Las fuentes naturales por lo general contienen plomo en concentraciones que varían notoriamente. Se pueden encontrar desde niveles tan pequeños como trazas hasta concentraciones importantes que contaminan definitivamente el recurso hídrico. El plomo es un metal pesado en esencia tóxico; puede provocar en el hombre intoxicaciones agudas o crónicas. Es causa de la enfermedad denominada saturnismo. Es un elemento con gran capacidad de bioacumulación; afecta prácticamente a todos los órganos, tanto de los seres humanos como de los animales. Los sistemas más sensibles a este metal son el nervioso (especialmente, en los niños), el hematopoyético y el cardiovascular. En instalaciones antiguas, la mayor fuente de plomo en el agua de bebida proviene de las tuberías de abastecimiento y de las uniones de plomo. Si el agua es ácida, puede liberar gran cantidad de plomo de las tuberías, principalmente en aquellas en las que el líquido permanece estancado por largo tiempo. Aun en el agua estancada por corto tiempo en una tubería de cobre-plomo, la concentración de este último metal puede llegar a hasta 100 µg Pb/L. La remoción del plomo presente en el agua en los procesos convencionales de floculación o ablandamiento con cal se realiza formando hidróxidos y carbonatos de plomo insolubles. Mediante este método es posible llegar a una eficiencia de 98%. La coagulación con aluminio con un pH de 6,5 a 7 puede lograr una remoción de 60 a 80%. Con pH mayores de 9,5 la eficiencia de remoción sube a 90% (9, 10). Cuando las aguas crudas de baja turbiedad contienen una alta concentración de plomo, el sulfato férrico puede ser más efectivo para su remoción (15).

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El ablandamiento cal-soda con un pH entre 7 y 11 puede remover por encima del 90% de plomo en el agua (16). Debido a que la exposición al plomo es muy común y por el peligro potencial que representa, las concentraciones de este metal en el agua deben ser las más bajas posibles. La EPA ha establecido una concentración máxima de 0,015 mg/L, que denomina nivel de acción; es decir, una concentración límite que sirve como un aviso para que los sistemas públicos de suministro de agua tomen medidas de tratamiento (si es necesario, adicionales) cuando los niveles de las muestras de agua superen en más de 10% los valores permitidos. Las Guías de Calidad para Agua de Bebida del Canadá especifican 0,05 mg/L mientras que la OMS es más exigente: 0,01 mg/L. 2.2.32 Selenio Es raro encontrarlo disuelto en aguas naturales. Su origen, por lo general, está ligado a descargas de residuos mineros, petroleros e industriales, pero también puede provenir de la erosión de depósitos naturales. Las especies más frecuentes son Se (IV) y Se (VI). Ambas formas son muy estables e independientes una de la otra. Los métodos tradicionales de análisis no hacen una distinción especial entre ambas. Los efectos del selenio en el hombre son similares a los del arsénico y, al igual que este, puede causar intoxicaciones agudas y crónicas que en algunos casos pueden llegar a ser fatales. Entre los principales síntomas que presentan los intoxicados con selenio están la caída del cabello y de las uñas, el adormecimiento de los dedos de las manos y los pies y problemas circulatorios. Pruebas de laboratorio y en plantas piloto han demostrado que la remoción del selenio es moderada (70–80%) en el proceso de coagulación con sulfato férrico con un pH entre 6 y 7, y que es menos efectiva con sulfato de aluminio. Los reportes indican que el intercambio iónico o la ósmosis inversa mejoran la efectividad de remoción, que puede llegar a ser superior a 90%.

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Debido a que en la práctica el tratamiento solo tiene un efecto moderado en la remoción del selenio y a que sus efectos nocivos sobre la salud son comprobados, la EPA recomienda que en aguas destinadas al consumo humano, este elemento no esté por encima de 0,05 mg/L. El valor guía propuesto por la OMS y por el Canadá es 0,01 mg/L. 2.2.33 Sulfatos Los sulfatos son un componente natural de las aguas superficiales y por lo general en ellas no se encuentran en concentraciones que puedan afectar su calidad. Pueden provenir de la oxidación de los sulfuros existentes en el agua y, en función del contenido de calcio, podrían impartirle un carácter ácido. Los sulfatos de calcio y magnesio contribuyen a la dureza del agua y constituyen la dureza permanente. El sulfato de magnesio confiere al agua un sabor amargo. Un alto contenido de sulfatos puede proporcionar sabor al agua y podría tener un efecto laxante, sobre todo cuando se encuentra presente el magnesio. Este efecto es más significativo en niños y consumidores no habituados al agua de estas condiciones. Cuando el sulfato se encuentra en concentraciones excesivas en el agua ácida, le confiere propiedades corrosivas. La remoción de sulfato puede resultar costosa y requerir métodos complicados, por lo cual es preferible elegir fuentes naturales con niveles de sulfato por debajo de los límites aconsejados. Por sus efectos laxantes, su influencia sobre el sabor y porque no hay métodos definidos para su remoción, la OMS recomienda que en aguas destinadas al consumo humano, el límite permisible no exceda 250 mg/L, pero indica, además, que este valor guía está destinado a evitar la probable corrosividad del agua. Las Guías de Calidad para Agua de Bebida del Canadá recomiendan un máximo de 500 mg/L.

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Manual I: Teoría

3.

CRITERIOS DE CALIDAD PARA LA SELECCIÓN DE UNA FUENTE DE AGUA CRUDA

3.1

Criterios fisicoquímicos

Antes de establecer los criterios de selección de una fuente de agua cruda, es necesario dividir en tres grandes grupos los principales contaminantes fisicoquímicos. Los detalles sobre cada contaminante en forma individual se han tratado en la sección anterior. 3.1.1 Contaminantes inorgánicos Este es el grupo que más dificultades puede presentar, ya que los métodos convencionales de tratamiento no son efectivos en todos los casos. Cuando se identifiquen contaminantes inorgánicos muy tóxicos en concentraciones altas o estos sean de difícil remoción, como factor de seguridad, debería considerarse la búsqueda de otras fuentes alternas que no los contengan. Aunque en teoría, en las plantas piloto existen sistemas para reducir o remover contaminantes inorgánicos deletéreos, como se expuso anteriormente, la forma química en la que estos se encuentren y el pH del agua son factores críticos que si no se toman en cuenta y no se controlan adecuadamente durante el proceso de tratamiento, pueden hacer fracasar el método. 3.1.2 Contaminantes orgánicos Los contaminantes orgánicos biodegradables son de fácil remoción y no constituyen problema durante el tratamiento, siempre y cuando se encuentren en concentraciones no excesivas. En este último caso, la precloración pude constituir una alternativa que debe ser cuidadosamente controlada para evitar la formación de contaminantes aún más peligrosos. Los contaminantes orgánicos no biodegradables (hidrocarburos, pesticidas, productos aromáticos, etcétera) son un problema difícil de afrontar para plantas de tratamiento convencionales. En la mayoría de los casos, pueden ser controlados mediante la adición de carbón activado pulverizado o el uso de carbón activado granular dispuesto sobre los lechos de los filtros. Sin embargo, es necesario considerar que esto representa costos adicionales de tratamiento y un mayor control

Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua

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analítico, en la mayoría de los casos especializado, de los procesos de tratamiento en planta. Se debe tomar en cuenta, además, que los pesticidas que se mencionan en las normas de calidad representan a más de 700 compuestos orgánicos que han sido detectados en Estados Unidos en las aguas de bebida y que provienen de contaminaciones por descargas industriales o domésticas, escorrentías de zonas rurales o urbanas o descomposición natural de materia animal o vegetal. Como se expuso, la descomposición de cierta materia vegetal genera ácidos húmicos que, en combinación con el cloro usado en la desinfección, da origen a la formación de trihalometanos, compuestos que últimamente están siendo asociados a la aparición de cáncer en animales de experimentación. En casos en que se sospeche de la presencia de compuestos que puedan descomponerse en trihalometanos, el sistema de cloración deberá localizarse en otro punto o deberá cambiarse a otro agente desinfectante no halógeno como el ozono. 3.1.3 Contaminantes radiológicos Se deben considerar dos tipos de contaminación radiológica: la natural y la provocada por el hombre. Los radionúcleos naturales (emisores alfa) ocurren algunas veces en aguas subterráneas, pero el tratamiento con cal-soda empleado para el ablandamiento es suficiente para eliminarlos, así como la ósmosis reversa. Los radionúcleos artificiales (emisores beta y gama) son el producto de residuos de plantas atómicas o de fallas en su control y, por lo tanto, son fácilmente controlables si se ejerce una vigilancia permanente sobre ellas, ya que para su eliminación se requieren estudios particulares en cada caso. No se ha tratado el tema de los contaminantes radiológicos porque se ha considerado que están fuera de los alcances de este manual.

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3.2

Manual I: Teoría

Criterios de selección de la fuente de agua cruda tomando en cuenta los aspectos fisicoquímicos

De acuerdo con lo expuesto anteriormente, para la adecuada selección de una fuente de agua cruda con fines de potabilización, es necesario tener en cuenta las siguientes consideraciones: a)

El origen de la fuente de agua cruda y la identificación de los principales afluentes y/o probables aportes de contaminación.

b)

La calidad del agua cruda, teniendo en cuenta todos los parámetros que pueden influir en la salud de los consumidores.

c)

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

d)

La eficiencia del tratamiento empleado en la remoción de los tóxicos identificados.

e)

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

Por otro lado, el manejo racional de la calidad del agua requiere el conocimiento básico de los procesos que controlan la composición química del agua, a fin de estar en condiciones de decidir y planificar un adecuado tratamiento. Entre los temas más importantes están los siguientes: — — —

Las alteraciones fundamentales entre átomos y moléculas. Las reacciones químicas que involucran al agua y sus componentes líquidos, sólidos o gaseosos. Los medios usados para el estudio sistemático de estas reacciones, especialmente aquellos referidos a factores ambientales que influyen a través de un ciclo hidrológico.

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

Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua

51

programa de monitoreo que considere las condiciones climáticas, geológicas y ambientales del lugar. Si se trata, por ejemplo, de un río, esta consideración ayudará a solucionar problemas posteriores. Solamente decidir la ubicación más adecuada del punto de captación del agua puede tener grandes implicancias, pues en muchos casos será posible identificar descargas que pueden modificar sustancialmente la composición del recurso hídrico, por ejemplo. Una vez ubicado el punto de descarga del contaminante, se podrá definir la captación aguas arriba de esta y solucionar así un problema importante para su potabilización e incluso reducir los costos del tratamiento.

4.

EL AGUA POTABLE

4.1

Aspectos fisicoquímicos

Se conoce con este nombre al agua que ha sido tratada con el objetivo de hacerla apta para el consumo humano, teniendo en cuenta todos sus usos domésticos. Algunas especies biológicas, físicas y químicas pueden afectar la aceptabilidad del agua para consumo humano. Por ejemplo: a)

Su apariencia estética: turbiedad, olor, color y sabor, espuma.

b)

Su composición química: acidez, alcalinidad, aceites y grasas, compuestos orgánicos e inorgánicos en general.

Es necesario, asimismo, considerar las transformaciones químicas y bioquímicas a que están expuestos los contaminantes del ambiente acuático. Las alteraciones químicas pueden afectar su disponibilidad biológica o tóxica (aumentarla o disminuirla). Poco se sabe acerca de estos procesos químicos, físicos y biológicos y sus mecanismos, a pesar de que son indispensables para comprender los efectos en la salud del consumidor. Por citar un ejemplo, aún no se entiende bien la relación que existe entre la dureza del agua y las trazas metálicas y los efectos en el organismo del consumidor, pero se sabe que estos factores pueden influir en la salud y tal vez estar relacionados con algunas enfermedades de la población en diferentes áreas geográficas.

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4.2

Manual I: Teoría

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

Los programas de control y vigilancia del agua potable requieren normas adecuadas que regulen la calidad del agua de consumo humano, que permitan seleccionar fuentes adecuadas de agua cruda y los procesos de tratamiento y distribución. Las Guías de Calidad para Aguas de Consumo Humano de la OMS (cuadro 1-3) constituyen una herramienta válida referida a la calidad fisicoquímica del agua destinada al consumo del hombre. A partir de ellas cada país puede establecer sus propias normas y tener en cuenta los siguientes criterios básicos: 1)

Los valores establecidos para cada parámetro deben asegurar la aceptabilidad estética del agua y no representar riesgos para la salud del consumidor.

2)

La calidad del agua debe ser adecuada para el consumo humano y tomar en cuenta todos los usos domésticos.

3)

Los valores establecidos sirven como señal para que cuando se supere este valor: a) Se investigue la causa b) Se consulte con las autoridades responsables de la salud pública.

Las autoridades deben asegurar que la calidad del agua sea aceptable para ser consumida durante toda la vida. Las metas señaladas están dirigidas a salvaguardar la salud del consumidor. Algunas exposiciones a contaminantes por periodos cortos pueden ser toleradas, siempre que el nivel de toxicidad se controle adecuadamente. El no cumplimiento de las metas señaladas por corto tiempo no significa necesariamente que el agua deba ser descartada definitivamente para el consumo. La elaboración de las normas nacionales de calidad del agua potable debe tomar en cuenta consideraciones locales como la geografía, la situación socioeconómica, la dieta y las actividades industriales. Aspectos fisicoquímicos. Las normas de calidad fisicoquímica del agua potable son muy estrictas respecto a sus regulaciones. Solo aquellas relacionadas con la preservación de la vida acuática son más exigentes.

Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua

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

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Manual I: Teoría

REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS (1)

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

(2)

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Trelles, R. A. El problema sanitario de las aguas destinadas a la bebida humana con altos contenidos de arsénico, vanadio y flúor. Saneamiento 34 (217), 1978, pp. 31-38.

(6)

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Sorg T. J. y Logsdon, G. W. Treatment technology to meet the interim primary drinking water regulations for inorganics: Part 5. Journal of the American Water Works Association 72, 1980, pp. 411-422.

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(9)

Sorg, T. J. Treatment technology to meet the interim primary drinking water regulation for organics. Journal of the American Water Works Association 70, 1978, pp. 105-112.

(10) NAS. Drinking water and health. Safe drinking-water committee, National Academy of Sciences, U. S. National Research Council, Washington, D. C., 1977.

Aspectos fisicoquímicos de la calidad del agua

(11)

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White, G. C. Handbook of chlorination for potable water, wastewater, cooling water, industrial processes, and swimming pools. Van Nostrand Reinhold Co., Cincinnati, Ohio, 1972.

(12) Leduc, G.; Pierce, R. C. y McCracken I. R. The effects of cyanides on aquatic organisms with emphasis upon freshwater fishes. Ottawa: Associate Committee on Scientific Criteria for Environmental Quality, National Research Council of Canada, NRCC 19246, 1982. (13) Sorg, T. J. Treatment technology to meet the interim primary drinking water regulation for organics: Part 4. Journal of the American Water Works Association 71, 1979, pp. 454-466. (14) Logsdon, G. S. y Symons, J. M. Mercury removal by conventional watertreatment techniques. Journal of the American Water Works Association 65, 1973, pp. 554-562. (15) Agencia de Protección Ambiental de las Naciones Unidas-EPA. In-depth Studies on Health and Environmental Impacts of Selected Water Pollutants. EPA Contract 68-01-4646, 1978. (16) NAS. Drinking Water and Health. Vol. 4. National Academy of Sciences, Washington, D. C., U. S. National Research Council, 1982.

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Manual I: Teoría

CAPÍTULO 2 ASPECTOS BIOLÓGICOS DE LA CALIDAD DEL AGUA Bióloga Margarita Aurazo de Zumaeta

Aspectos biológicos de la calidad del agua

1.

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INTRODUCCIÓN

Las aguas superficiales están expuestas a una amplia gama de factores que pueden alterar su calidad biológica y ocasionar cambios simples o complejos y con diferentes niveles de intensidad. Esta alteración se puede originar en eventos naturales o en actividades antropogénicas, como el uso doméstico del agua y la consiguiente producción de aguas residuales, de la industria, minería y agricultura, entre otras. La contaminación fecal de las fuentes de aguas superficiales para abastecimiento de consumo humano es uno de los problemas más preocupantes en los países en vías de desarrollo. En las grandes ciudades esta contaminación se debe principalmente al vertimiento de los desagües sin ningún tratamiento. También se ha observado que la contaminación fecal es intensa en las zonas de arrastre provenientes de los corrales de engorde de bovinos y de las avícolas (1). Además del vertimiento o infiltración de aguas residuales sin tratar, también aportan contaminantes los lixiviados de rellenos sanitarios, los efluentes de aguas residuales con tratamiento deficiente, las infiltraciones de tanques sépticos, etcétera. Asimismo, la escorrentía pluvial y las inundaciones ocasionan el deterioro de la calidad del agua de los recursos hídricos. En las zonas rurales la contaminación fecal se origina por la defecación a campo abierto y por la presencia de animales domésticos y silvestres que actúan como reservorios de agentes patógenos. El uso de aguas superficiales como fuentes de agua de bebida implica un riesgo de transmisión de enfermedades hídricas. Los agentes patógenos involucrados con la transmisión por esta vía son las bacterias, virus y protozoos, helmintos y cyanobacterias, que pueden causar enfermedades con diferentes niveles de gravedad, desde una gastroenteritis simple hasta serios y a veces fatales cuadros de diarrea, disentería, hepatitis o fiebre tifoidea. La transmisión hídrica es solo una de las vías, pues estos agentes patógenos también pueden transmitirse a través de alimentos, de persona a persona debido a malos hábitos higiénicos y de los animales al hombre, entre otras vías.

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Manual I: Teoría

Los agentes patógenos y los organismos productores de toxinas que pueden estar presentes en aguas superficiales y cuya transmisión hídrica está demostrada pertenecen a los siguientes grupos: Cuadro 2-1. Agentes patógenos y organismos productores de toxinas en aguas superficiales Bacterias

Escherichia coli, Salmonella, Shigella, Vibrio cholerae, Yersinia enterocolitica, Campylobacter jejuni.

Virus

Enterovirus, Rotavirus, Adenovirus.

Protozoos

Giardia, Cryptosporidium, Entamoeba histolytica, Balantidium coli.

Helmintos

Ascaris, Trichuris, Taenia.

Cyanobacterias

Anabaena, Microcystis.

Se ha demostrado la presencia de patógenos en aguas superficiales, así como su relación con los brotes epidémicos. En algunos casos no se ha detectado la fuente de origen pero, por las características del brote, se presume que su transmisión ha ocurrido por la vía hídrica. Brotes de Giardia, Cryptosporidium y fiebre tifoidea con transmisión hídrica han sido bien documentados (Craun, 2001).

2.

CARACTERÍSTICAS BIOLÓGICAS DE LAS AGUAS SUPERFICIALES

2.1

Organismos propios de las aguas superficiales

En las aguas superficiales se encuentra una amplia gama de organismos no perceptibles a simple vista. En condiciones normales, estos organismos permiten el desarrollo de los ciclos biológicos y químicos en el cuerpo de agua y no son necesariamente nocivos para la salud o para el tratamiento del agua. Los organismos propios de las aguas superficiales están en permanente actividad y ninguno vive aislado. Su existencia depende del medio que los rodea. Se entiende por medio tanto el ambiente físico como los organismos con los cuales se convive. Todos forman parte de un ecosistema. Un ecosistema es una unidad ecológica cuyos componentes básicos, fisicoquímicos y biológicos, operan juntos para producir una estabilidad funcional.

Aspectos biológicos de la calidad del agua

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La supervivencia de los microorganismos propios de las aguas superficiales está ligada a la presencia de ciertos factores tales como temperatura, horas luz e intensidad luz, gas carbónico, nutrientes, minerales, entre otros, y precisamente la contaminación del agua altera dichos factores debido a la introducción de sustancias extrañas al ecosistema. En un ecosistema acuático, la luz solar regula la fotosíntesis y los organismos que tienen clorofila, como las algas, acumulan energía que utilizan para su sostenimiento, crecimiento y reproducción. Este grupo de organismos son los productores primarios, su energía es transmitida a los animales herbívoros, como los Cladóceros, los Copépodos y los Rotíferos, que se alimentan de las algas y por ello se les conoce como consumidores de primer orden. Estos, a su vez, sirven de alimento para los consumidores de los órdenes sucesivos. De este modo, se forma una red alimenticia cuya diversidad aumenta con la organización y complejidad del ecosistema. En las aguas superficiales existe un grupo de organismos que actúan en los procesos de biodegradación. Este grupo está conformado principalmente por bacterias y hongos. Estos organismos transforman la materia orgánica muerta en compuestos inorgánicos simples. La biodegradación de la materia orgánica favorece la autodepuración de las aguas, que se produce cuando la materia está constituida por sustancias que pueden ser biodegradadas por los microorganismos responsables de esta actividad biológica. Los organismos que en forma normal se encuentran en las aguas superficiales son los siguientes: Algas. Son plantas de organización sencilla, fotosintéticas. Presentan clorofila. Existen en formas unicelulares, coloniales y pluricelulares. La clasificación sanitaria de las algas está basada en sus características más saltantes y de fácil observación. Dicha clasificación considera los siguientes grupos: algas azul-verdes, algas verdes, diatomeas y algas flageladas. En las aguas superficiales existe una diversidad de algas: flotantes, epifitas, litorales y bentónicas. Su reproducción guarda estrecha relación con la naturaleza de los distintos hábitats, caracterizados a su vez por diferentes factores ecológicos como la luz, la temperatura, los nutrientes como los nitratos y los fosfatos, el oxígeno, el anhídrido carbónico y las sales minerales (2).

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Manual I: Teoría

El incremento anormal de las algas se produce por el exceso de nutrientes y cambios en la temperatura. Este fenómeno se conoce como eutrofización o eutroficación y tiene como consecuencia múltiples dificultades en el tratamiento y la desinfección del agua por la producción de triahalometanos y otras sustancias químicas que alteran el sabor y el olor del agua tratada. Cuando las algas traspasan ciertos valores por unidad de volumen —valores que dependen de la especie de alga predominante, la temperatura del agua, el tipo de tratamiento, etcétera—, causan problemas en las plantas de tratamiento. Estos problemas son los siguientes: Sabor y olor. Se ha detectado que algunas algas producen olor a pescado, tierra y pasto, entre otros. Color. La abundancia de las algas clorófitas produce un color verde en el agua; otras, como la Oscilatoria rubens, originan un color rojo. Toxicidad. Algunos tipos de algas azul-verdes, actualmente denominadas cyanobacterias, causan disturbios gastrointestinales en los seres humanos. Corrosión. Algas como la Oscillatoria pueden producir corrosión en las piezas o tubos de concreto armado y en los tubos de acero expuestos a la luz. Algunas veces el agua influye en la modificación química del medio. Obstrucción de filtros. Cuando la decantación no se realiza en forma adecuada, pueden pasar organismos al filtro y colmatarlo. Las diatomeas constituyen el grupo de algas que causa mayores problemas por poseer cubiertas de sílice que no se destruyen después de su muerte. Dificultad en la decantación química. Existen algunos tipos de Cyanobacterias que al envejecer, forman bolas de aire en su citoplasma. Los flóculos de hidrógeno de aluminio aglutinan estas algas sin decantar y causan problemas. Alteración del pH. Esta alteración se produce debido al consumo de CO2 con precipitación de CaCO3, lo que aumenta el pH.

Aspectos biológicos de la calidad del agua

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El control de la densidad de algas en las fuentes de agua destinadas al abastecimiento debe efectuarse en forma preventiva. Se debe limitar el ingreso de nitrato y de fosfatos a la fuente. En el caso de que se requiera un proceso correctivo, este puede efectuarse mediante el uso de alguicidas como el sulfato de cobre, el cloro o una combinación de ambos. En este proceso se deben tomar en cuenta muchos aspectos. Uno de ellos es la cantidad de alguicida que se debe emplear. Se debe utilizar una dosis que no afecte al hombre ni a los peces. La dosis debe calcularse según la especie predominante y su concentración. El sulfato de cobre es uno de los alguicidas más usados. Debe emplearse en dosis inferiores a una parte por millón. Bacterias. Son seres de organización simple, unicelulares. Se distribuyen en una amplia variedad de sustratos orgánicos (suelo, agua, polvo atmosférico). La mayor parte de bacterias son beneficiosas para el ecosistema acuático. De ellas depende la mayor parte de las transformaciones orgánicas. Favorecen la autodepuración de los cuerpos de agua. Existe otro grupo de bacterias que son patógenas y que pueden causar enfermedades graves en el hombre y en los animales. Protozoarios. Son organismos unicelulares, con una amplia distribución en los cuerpos acuáticos. La mayor parte de los protozoarios son beneficiosos, pues contribuyen a preservar el equilibrio de los ecosistemas acuáticos. Su incremento anormal puede ocasionar alteraciones en el ecosistema acuático; otro grupo de protozoarios son parásitos y pueden causar enfermedades en el hombre y en los animales. Rotíferos, Copépodos y otros Crustáceos. Conforman los grupos predominantes del zooplancton de aguas superficiales y, al igual que los protozoarios, participan en la cadena alimenticia de los ecosistemas acuáticos. El incremento anormal del zooplancton causa un desequilibrio en el sistema y trae consecuencias negativas como la disminución del oxígeno disuelto, alteraciones en el pH, en el olor y el color del agua, entre otras. Insectos. El agua constituye el hábitat de diversos insectos acuáticos que desarrollan su ciclo evolutivo en los diferentes estratos de la columna de agua. Otro grupo de insectos solo desarrolla parte de su ciclo evolutivo en el agua, y en sus estadios larvarios y como huevos conforman el zooplancton en forma temporal.

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Manual I: Teoría

Los grupos de organismos antes mencionados están en permanente actividad dentro del cuerpo de agua, pero ninguno vive aislado. Su existencia depende del medio, definido tal como vimos anteriormente. Como puede observarse, los factores que intervienen en los ecosistemas de aguas superficiales son múltiples. Se considera que la calidad del agua superficial es muy variable y necesita caracterizarse durante un periodo determinado para definir los aspectos que deben considerarse en el tratamiento y los parámetros que servirán para el control del mismo. En conclusión, la presencia de los organismos de vida libre en condiciones normales es beneficiosa para las aguas superficiales. Se convierte en un problema cuando su concentración y composición alteran la calidad del agua y se presentan dificultades para el uso y tratamiento del recurso hídrico. En el apartado siguiente se describen los agentes patógenos u organismos productores de toxinas que pueden estar presentes en las aguas superficiales. Bacterias

Algas azules

2

3

4

6

5

7

1 Crisofíceas

11

10 Diatomeas

20

16 12

13

14

17 15

18

19

21

8

9

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Clorofíceas

27

25 22

24

23

Conyugadas

28

26

Amebas

Heliozoos

29 30 31

32

33

Ciliados

39

34 35

Rotíferos

36

37

38

Anélidos

41 40

Figura 2-1. Microorganismos en las aguas superficiales (3)

Bacterias: 1. Escherichia coli. Algas azules: 2. Microcystis flos-aquae. 3. Gloetrichia echinulata. 4. Aphanizomenon flos-aquae. 5. Nostoc carneum-Nostoc linckia. 6. Anabaena spiroides. 7. Spirulina platensis. 8. Oscillatoria rubescens-Oscillatoria agardhii. 9. Oscillatoria redeckei. Crisofíceas: 10. Synura uvella. 11. Uroglena volox. Diatomeas: 12. Melosira granulata-Melosira varians-Melosira italica. 13. Tabellaria fenestrata-Diatoma vulgare-Diatoma elongatum. 14. Fragilaria crotonensis-Fragilaria construens. 15. Synedra ulna-Synedra acus. 16. Asterionella formosa. 17. Rhoicosphenia curvataStauroneis phoenicenteron. 18. Navicula rhynchocephala. 19. Pinnularia major. 20. Cymbella ventricosa. 21. Gomphonema olivaceum-Epithemia turgida-Nitzchia acicularis-Nitzchia stagnorum-Cymatopleura solea-Cymatopleura elliptica-Surirella biseriata-Surirella ovata-Surirella tenera. Clorofíceas: 22. Pediastrum boryanum. 23. Dictyosphaerium pulchellum-Selenastrum bibraianum-Anikistrodesmus acicularis. 24. Scenedesmus acuminatus. 25. Scenedesmus quadricauda-Enteromorpha intestinalis. 26. Chaetophora elegans.

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2.2

Manual I: Teoría

Bacterias patógenas

Las bacterias son microorganismos unicelulares. Miden desde menos de un micrómetro hasta diez micrómetros de longitud y de 0,2 a un micrómetro de ancho. Hay algunas que tienen forma de bacilos como la Escherichia coli. Otras son esféricas, llamadas cocos, y otras espirales. Las bacterias se encuentran cubiertas por una pared celular fuerte y rígida y están provistas de una cápsula viscosa que representa una capa protectora adicional, lo que permite su supervivencia en el ambiente, según las condiciones ambientales, durante varias horas o días. Las bacterias patógenas de transmisión hídrica provienen de seres humanos y de animales de sangre caliente (animales domésticos, ganado y animales silvestres). Estos agentes microbianos llegan a los cursos de agua a través de las descargas de aguas residuales sin tratar o con tratamiento deficiente, drenaje de lluvias, descargas de plantas de procesamiento de carne de ganado y de aves, escorrentías que pasan por los corrales de ganado. En las zonas rurales la práctica de la defecación a campo abierto también constituye una fuente de contaminación de las aguas superficiales. En cambio, las aguas de origen subterráneo tienen una baja incidencia de contaminación bacteriana (4). Se ha demostrado la presencia de bacterias patógenas en aguas superficiales. Sin embargo, no todas las bacterias patógenas que se transmiten por el agua tienen igual significado para la salud. La presencia de algunas representa un serio riesgo y su eliminación del agua de consumo humano es de alta prioridad debido a que su ingestión podría ocasionar una epidemia con consecuencias graves para la salud de la población. Otras se presentan en forma natural en las aguas y normalmente no son patógenas, pero pueden causar enfermedades en personas con ciertas deficiencias orgánicas que facilitan la infección. Estos microorganismos se denominan bacterias patógenas oportunistas. Las bacterias patógenas que tienen un alto significado para la salud son el Vibrio cholerae, la Escherichia coli enteropatogénica, la Salmonella typhi, la Shigella, el Campylobacter jejune y la Yersinia enterocolitica, entre otras. Estas bacterias se transmiten por vía oral. La mayoría tiene un tiempo de persistencia en el agua que va de corto a moderado, baja resistencia al cloro y una dosis infectiva alta. Se ha demostrado que en algunas bacterias como la Salmonella, el reservorio animal cumple un papel importante. También se sabe que la mayoría de bacterias patógenas no se multiplican en el ambiente, pero algunas, como el Vibrio cholerae, pueden multiplicarse en aguas naturales.

Aspectos biológicos de la calidad del agua

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Uno de los factores que permiten la transmisión hídrica es el alto número de bacterias que elimina un individuo enfermo. En el caso de la Escherichia coli, elimina 108 por gramo de heces; en el de la Salmonella, 106; en el del Campylobacter, 107; y en el del Vibrio cholerae, 106. Otro factor importante es el tiempo de supervivencia en agua: la E. coli y la Salmonella viven 90 días, la Shigella se mantiene por 30 días; el Campylobacter, por 7 días; y el Vibrio cholerae, por 30 días. Con respecto a la dosis infectiva1 , factor que debe tenerse en cuenta cuando se trata de interpretar el significado de la presencia de las bacterias en el agua, la de E. coli está entre 102 y 109; la de Figura 2-2. Aislamiento de Vibrio Salmonella, en 10 7 ; y la de Vibrio cholerae en medio TSBS (5) 3 cholerae, en 10 (6). La Escherichia coli es una bacteria que habita en forma normal en el intestino de los mamíferos. Algunas cepas no son patógenas y otras causan enfermedades gastrointestinales a través de una variedad de mecanismos. Se presentan formas enteropatógenas, enteroinvasivas, enterotoxigénicas y las productoras de verocytoxina como la E. coli O157.

Figura 2-3. Bacilos de E. coli (3) 1

La epidemia del cólera ocurrida en América evidencia lo que puede suceder cuando un agua tiene calidad deficiente. Hasta 1991 no se habían detectado casos de cólera en América. En forma repentina se identificaron los primeros casos en Chimbote (Perú) y a los pocos días la enfermedad se había propagado hacia las ciudades de la costa y rápidamente a los países vecinos. Los principales agentes etiológicos del cólera son el Vibrio cholerae O1 y el V. cholerae O139. Aún está en estudio el rol que desempeñan el V. cholerae no O1 y el V. cholerae no O139 (7).

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

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Se han detectado brotes epidémicos de origen hídrico asociados con Salmonella typhi y con menos frecuencia con S. paratyphi B u otro tipo de Salmonella. La S. typhi es el agente de la fiebre tifoidea. Otros tipos de Salmonella pueden causar gastroenteritis. Se han detectado brotes de salmonelosis causados por el transporte de sedimentos contaminados en el sistema de distribución de agua. En algunos casos este ingreso se ha presentado por oscilaciones o intermitencias en el sistema. Se recomienda evitar las intermitencias, controlar la turbiedad y el cloro residual en el agua potable, así como el carbono orgánico asimilable. En la actualidad se reconoce la presencia de bacterias patógenas emergentes, como la Escherichia coli O157, enteropatógeno que causa diarreas, colitis hemorrágica y síndrome urémico hemolítico. Algunos brotes han sido atribuidos al agua de consumo; otros al consumo de carne poco cocida, leche y otros alimentos, así como a la transmisión de persona a persona (8, 9). Numerosos estudios han demostrado la transmisión hídrica de la E. coli O157. Isaacson (10) efectuó un estudio en aguas superficiales en una comunidad de Sudáfrica y detectó E. coli O157 en 18,4% de las muestras de agua y la relacionó con la ocurrencia de casos de diarrea hemorrágica en la población que se abastecía de dicha fuente. La identificación de E. coli O157 en el agua presenta una serie de dificultades. Una de ellas es que se encuentra en un bajo número de microorganismos en el agua; por este motivo, las evidencias epidemiológicas son esenciales para la investigación de un brote de E. coli O157 (8). 2.2.1 Escherichia coli Estudios recientes han considerado la importancia del Campylobacter como un agente causal de enteritis, gastritis y otras enfermedades en los seres humanos. Se han detectado situaciones de riesgo por la ingestión de agua sin desinfección y contaminada con residuos fecales de pájaros silvestres (6). En las aguas superficiales sin tratar se ha demostrado la presencia de las bacterias patógenas antes mencionadas. Es muy difícil demostrar que están en el agua tratada. Si se detectase su presencia, ello indicaría que se están presentando serias fallas en el diseño y el manejo del sistema y también la posible presencia de sedimentos en las redes de distribución del agua debido a fluctuaciones en la presión. Los tratamientos convencionales y la desinfección son eficaces contra las bacterias patógenas.

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Las bacterias patógenas oportunistas se presentan en forma natural en las aguas y pueden causar enfermedades cuando se exponen individuos en situaciones de riesgo, como ancianos, niños, pacientes que están recibiendo terapias que disminuyen las defensas, individuos inmunodeprimidos y con sida. El agente microbiano puede producir una variedad de infecciones que ingresan por la piel, las membranas mucosas de los ojos, los oídos y la nariz, por vía oral e inhalación. Estas bacterias pueden multiplicarse en el agua tratada, tienen Figura 2-4. Microfotografía electrónica de virus (11) resistencia entre leve y moderada al cloro y no tienen reservorio animal. Las bacterias hídricas patógenas oportunistas son Legionella, Pseudomonas aeruginosa, Aeromonas y Mycobacterium. Las bacterias patógenas se encuentran dispersas en los cuerpos de agua superficiales. Para su determinación, se requiere alguna técnica de concentración, antes de efectuar el aislamiento e identificación. El análisis se realiza con el auxilio de medios de cultivo y temperaturas específicas. 2.3

Virus entéricos

Los virus son moléculas de ácido nucleico que pueden penetrar en las células y replicarse en ellas. Son acelulares y están constituidos por ácido nucleico y por proteínas. Entre las familias de Enterovirus que se han detectado en el agua están los Picornavirus, que miden entre 27 y 28 nanómetros; los Reovirus, de 70 nanómetros; los Adenovirus, que tienen entre 65 y 80 nanómetros; y los Papovirus, de entre 45 y 55 nanómetros. Los virus entéricos se multiplican en el intestino del hombre y son excretados en gran número en las heces de los individuos infectados. Algunos virus entéricos sobreviven en el ambiente y permanecen infectivos. Es complicado encontrar la relación entre la ocurrencia de virus en el agua y el riesgo para la salud de la población, debido a que en el desarrollo de la enfermedad están involucrados muchos factores.

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Manual I: Teoría

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

El número de virus en los ambientes acuáticos es generalmente inferior, en varios órdenes de magnitud, que los coliformes termotolerantes. Los virus son excretados durante periodos cortos y en número elevado, hasta 1012 por gramo de heces. La estructura, la composición, la morfología y el tamaño de los virus difiere fundamentalmente del de las bacterias, lo que determina que el comportamiento y la supervivencia sean diferentes.

En aguas superficiales sin tratar se ha detectado la presencia del grupo Picornavirus, que incluye al virus de la hepatitis A. Estos virus son sumamente resistentes a la inactivación por los factores ambientales. Esto ocurre cuando los virus se encuentran adheridos a los sedimentos y partículas propias de las aguas superficiales. Lucena et al. (12) identificaron Enterovirus, Poliovirus, Coxsakievirus, Echovirus y otros en muestras de agua de los ríos Besós y Llobregat en España. La presencia de Rotavirus en agua de abastecimiento tiene una alta relevancia para la salud pública y, en especial, para los niños, que pueden verse afectados por severos cuadros de diarrea. En aguas superficiales también se han detectado Adenovirus, que causan infecciones en la conjuntiva e infecciones respiratorias e intestinales; Norwalk virus, que causan infecciones en el yeyuno; y otros virus como los Reovirus, los Parvovirus y los Papovavirus. En general, los virus entéricos son capaces de producir una variedad de síndromes que incluyen gastroenteritis, fiebre, miocarditis, meningitis, enfermedades respiratorias y hepatitis. Aún no se conoce con certeza la relación entre la presencia de virus en el agua y el riesgo para la salud humana debido a la variedad de factores que influyen en su transmisión por vía hídrica. La dispersión de las infecciones virales se agrava por la posible transmisión secundaria y aun terciaria debido a otras rutas diferentes del agua, que en determinados casos constituye el origen de la infección. Un tratamiento apropiado y la desinfección del agua son pasos esenciales para la eliminación de los virus. Debido al riesgo que representa la presencia de virus en el agua de abastecimiento humano, es deseable que se incluya el análisis virológico en la vigilancia de la calidad del agua, pero debido al elevado costo de este tipo de

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análisis, a la complejidad del procedimiento y al tiempo que demanda, no es posible incluirlo como un parámetro de rutina en la vigilancia de la calidad del agua y aún se considera válida la vigilancia en función de la detección de indicadores bacteriológicos. Los métodos de detección de virus incluyen la recuperación de pequeñas cantidades de virus en volúmenes grandes de agua. Para su identificación, una de las técnicas más usadas es el PCR (13)2 . Sin embargo, se ha comprobado que algunos compuestos orgánicos e inorgánicos pueden interferir en las reacciones propias de la técnica de PCR, por lo cual se están introduciendo algunas variaciones en la técnica original como el uso de membranas de filtración electropositivas, que incrementan el nivel de eficiencia del método al favorecer la concentración de los virus y eliminar los niveles de citotoxicidad de los compuestos orgánicos e inorgánicos que pueden estar presentes en el agua (14). El PCR es un método sensible, específico y rápido, y ha sido utilizado para detectar virus que afectan a los seres humanos, enterovirus, adenovirus y virus de la hepatitis A en aguas de río, agua marina y aguas residuales, entre otros tipos de recursos hídricos (15). 2.4

Enteroparásitos

Las aguas superficiales están expuestas a un sinnúmero de factores que posibilitan la contaminación con enteroparásitos. En primer lugar, se presenta la falta de protección de las fuentes de agua. En muchos casos, los cursos de agua se convierten en cuerpos receptores de desagües evacuados de las ciudades, pueblos y caseríos; también reciben efluentes de camales y granjas. En las zonas rurales, donde es común que las personas defequen a campo abierto, las escorrentías arrastran las heces de humanos y animales y las incorporan a los cursos de agua. Además, es común observar letrinas mal diseñadas donde los residuos fecales son vertidos a las acequias que, a su vez, desembocan en los cursos de agua. Asimismo, en los ríos, lagos y lagunas habitan innumerables animales silvestres que son reservorios de enteroparásitos. El problema del enteroparasitismo en los países desarrollados está relacionado principalmente con la transmisión de protozoarios patógenos como Giardia y Cryptosporidium y en los países en vías de desarrollo, la población está parasitada con helmintos o gusanos como Ascaris, Trichuris, Uncinarias, 2

PCR son las siglas en inglés de “réplica en cadena de la polimerasa”, una técnica que en el campo de la microbiología ambiental se usa para la identificación de especies.

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Strongyloides; tenias como T. Solium, T. Saginata, Hymenolepis nana y protozoarios como Giardia, Cryptosporidium y Entamoeba histolytica, entre otros. El enteroparasitismo es una dolencia que contribuye a elevar el índice de desnutrición infantil y produce alteraciones en el crecimiento, interferencias con la absorción de nutrientes, cuadros de anemia y de ulceración de la mucosa intestinal, incremento de casos de alergias, pérdida de energía y letargo, lo que disminuye la capacidad de trabajo y la productividad y, en general, produce un deterioro de la calidad de vida en la población. El mecanismo de transmisión de los enteroparásitos es la ingestión de agua o alimentos contaminados, principalmente de productos agrícolas de consumo crudo. Algunas especies también se transmiten a través de la piel o de persona a persona. La transmisión de las enfermedades enteroparasitarias depende de factores ambientales, ecológicos y socioculturales. Se requiere una fuente de infección, la dispersión de los huevos y quistes en el ambiente, la ocurrencia de condiciones ambientales que favorezcan su supervivencia y la presencia de huéspedes susceptibles. Estudios procedentes de países desarrollados indican que la mayoría de aguas superficiales tienen niveles de contaminación parasitaria que deben ser considerados en los procesos de tratamiento y desinfección del agua de consumo humano. Se afirma que 60% de los casos de giardiasis ocurridos en Estados Unidos han sido transmitidos por vía hídrica. Diversos estudios epidemiológicos demuestran

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

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que existe una clara relación entre la aparición de los brotes de giardiasis y cryptosporidiosis y la presencia de quistes u ooquistes de Giardia y Cryptosporidium en el agua de abastecimiento. La Figura 2-6. Cápsula de muestreo de detección de tasas por encima enteroparásitos (17) de los niveles endémicos indica que la epidemia está significativamente ligada a una transmisión hídrica. Para la detección de quistes y ooquistes de protozoos3 y huevos de helmintos enteroparásitos en aguas superficiales crudas y tratadas, se requiere la concentración de un volumen de muestra mayor que el designado para los análisis microbiológicos debido a que los huevos y quistes de enteroparásitos se encuentran dispersos en los cuerpos de agua superficial y sistemas de agua potable. La mayoría de investigadores sugiere 10 litros para aguas sin tratamiento y 100 litros para aguas tratadas. Un procedimiento de concentración de enteroparásitos es el equipo de filtración de grandes volúmenes de agua, que cuenta con un cartucho de hilo de polipropileno de un micrómetro de porosidad nominal. Otra alternativa es el uso de cápsulas de muestreo. Para la identificación de los quistes, se están usando anticuerpos monoclonales4 y PCR y, en el caso de los huevos, la observación directa en el microscopio óptico. 2.4.1 Protozoarios patógenos Las aguas superficiales están expuestas a la contaminación con quistes de Giardia y ooquistes de Cryptosporidium y otros protozoarios enteroparásitos como Entamoeba histolytica y Balantidium coli.

3

4

Los quistes y los ooquistes son estadios evolutivos de los protozoarios que se caracterizan por tener una membrana protectora sumamente resistente a los factores ambientales. El trofozoíto es un estadio de los protozoarios; es vegetativo, se reproduce en el huésped y no es resistente a los factores ambientales. Anticuerpos monoclonales son anticuerpos específicos que permiten identificar especies.

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Manual I: Teoría

Asimismo, en las aguas superficiales pueden estar presentes las amebas patógenas de vida libre, como los géneros Naegleria y Acanthamoeba. Estas amebas se introducen por las vías nasales, al nadar o bucear en aguas dulces, especialmente en acequias estancadas o lagunas ubicadas en zonas de clima cálido o a finales de verano, en manantiales con agua caliente o en grandes masas de agua calentadas por el vertimiento de aguas industriales, o en agua caliente de tinas, pozas de aguas termales y piscinas públicas con deficiente mantenimiento sanitario. Los trofozoítos de Naegleria colonizan las vías nasales y después invaden el cerebro y las meninges. La Acanthamoeba puede llegar al cerebro por vía sanguínea y probablemente utiliza como punto de entrada lesiones en la piel o en la córnea. En personas que usan lentes de contacto blandos, la infección corneal con Acanthamoeba se ha relacionado con la contaminación de la solución salina casera que se usa como agente de limpieza o humedecimiento. La contaminación de las fuentes de agua de origen superficial por parásitos es un aspecto que está siendo evaluado a escala mundial. Estudios procedentes de países desarrollados indican que la mayoría de aguas superficiales tienen niveles de contaminación parasitaria que deben ser considerados en los procesos de tratamiento y desinfección. Diversos estudios demuestran los niveles de contaminación por parásitos en aguas superficiales. LeChevalier y colaboradores (18), que efectuaron una investigación en el este de Estados Unidos, encontraron en 86 muestras ooquistes de Cryptosporidium en el 87% y de Giardia en el 80%. LeChevalier (19) realizó un estudio en el Canadá y detectó quistes de Giardia en 81% de las muestras de agua superficial y de Cryptosporidium en 87%, y observó niveles de 2,4 quistes de Giardia por litro y 2,7 ooquistes de Cryptosporidium por litro. Rose (20) detectó ooquistes de Cryptosporidium en 91% de muestras de aguas residuales, en 77% de muestras de agua de río y de lago y en 83% de muestras de agua prístina5 . Chauret (21), en un estudio llevado a cabo en Ottawa en los ríos Ridean, Ottawa y Mississippi, reporta un promedio de 24 ooquistes de Cryptosporidium/ 100 L y de 8 quistes de Giardia/100 L. Detectó concentraciones más altas en lugares cercanos a zonas donde se realizaban actividades humanas. 5

Prístina es el tipo de agua que se encuentra en zonas aisladas de las actividades humanas; por lo tanto, su calidad no está influenciada por la contaminación de origen antropogénico.

Aspectos biológicos de la calidad del agua

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En los trabajos de Rose (22) y LeChevallier (19), en los cuales se analizaron muestras de aguas prístinas, se demostró la importancia del aporte de los mamíferos silvestres y del ganado vacuno que pasta en las cuencas, los que constituyen un reservorio importante de protozoos entéricos. Es difícil precisar el origen biológico de la contaminación por parásitos en aguas superficiales. Se ha demostrado la presencia de Giardia en el ganado vacuno, caballar, en ratas, ratones, castores, chinchillas y otros animales. Se piensa que existen varios reservorios naturales, tanto silvestres como domésticos. Ongerth (23) efectuó un estudio en el cual observó un menor nivel de contaminación por parásitos de un cuerpo de aguas prístinas que el nivel presente en aguas cercanas a zonas donde se desarrollaban actividades humanas. Giardia y Cryptosporidium son protozoarios parásitos de humanos y animales. Numerosos estudios epidemiológicos han demostrado que la vía hídrica es la ruta más importante de transmisión; la ruta a través de los alimentos ha sido demostrada en pocos casos. Giardia y Cryptosporidium están asociados con aguas de abastecimiento que provienen de fuentes de aguas superficiales. Para lograr la remoción de protozoarios mediante el tratamiento y la desinfección, se debe considerar lo siguiente: • • • • • • •

La remoción de partículas mediante coagulación, sedimentación, filtración y desinfección. El tratamiento combinado de coagulación con filtración convencional logra una remoción de 99 a 99,99% de quistes y ooquistes. La filtración es la mejor manera de optimizar el proceso (24). La filtración rápida no garantiza la remoción de Giardia y Cryptosporidium. Se ha demostrado la presencia de Cryptosporidium en el agua de retrolavado de los filtros, por lo que se considera que es una fuente potencial de contaminación. El ooquiste de Cryptosporidium es 30 veces más resistente al ozono que el quiste de Giardia. Los quistes de Giardia y los ooquistes de Cryptosporidium son extremadamente resistentes al cloro y demás desinfectantes en las concentraciones que comúnmente se usan en la desinfección del agua. El ozono y el dióxido de cloro son varias veces más efectivos para Giardia y Cryptosporidium que el cloro libre.

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Manual I: Teoría

Los reportes mencionan que al menor incremento de la turbiedad en el agua tratada, aumenta el riesgo de transportar partículas con las mismas dimensiones de la Giardia y el Cryptosporidium. Se observan las siguientes condiciones de riesgo: • • •

Aguas con turbiedad de 0,7 pueden indicar la presencia de quistes. Ideal es una turbiedad de 0,1 UNT. Deficiencias en los filtros. Deficiente control de la coagulación y remoción de sólidos.

Existen suficientes pruebas de la transmisión hídrica de Giardia y Cryptosporidium. En los brotes epidémicos que han sido reportados se observó lo siguiente: • • • • • •

La mayoría de brotes se han presentado en zonas rurales. La fuente de agua fue de origen superficial y no agua de pozo. En todos los casos se había efectuado la desinfección del agua con cloro. Los brotes se presentaron en localidades con sistemas de filtración rápida e inadecuada floculación o reciclaje de agua de lavado. No había evidencia de contaminación del agua de abastecimiento con agua de desagüe. Se observó la presencia de ganado vacuno, castores y otros animales en las fuentes de agua.

Debido a que los quistes de Giardia y los ooquistes de Cryptosporidium se encuentran dispersos en los cuerpos de agua superficial y en los sistemas de agua potable, estos deben ser concentrados. La mayoría de investigadores sugieren de 100 a 1.000 galones de muestra (25); el volumen de muestra necesario para el análisis de Giardia y Cryptosporidium en el agua aún no está estandarizado. Uno de los procedimientos de concentración se realiza mediante el equipo de filtración de grandes volúmenes con un cartucho de hilo de polipropileno de un micrómetro de porosidad nominal. Actualmente, para la concentración de Giardia y Cryptosporidium, la firma Pall Gelman Sciences cuenta con una cápsula completa de muestreo Envirochek. Esto permite la captura y recuperación de Cryptosporidium y Giardia según el Protocolo ASTM P 229. Con características semejantes a Envirochek, la firma Hach tiene el sistema analítico ProNetic.

Aspectos biológicos de la calidad del agua

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Para la identificación, se están usando anticuerpos monoclonales y métodos moleculares muy sensibles, pero que tienen sus limitaciones cuando se emplean en muestras ambientales. Una de las limitaciones es el tamaño de muestra resultante de la extracción, así como el tiempo que toma el procedimiento y el costo. Recientes estudios han mostrado muy buenos resultados en la detección de protozoarios en muestras ambientales mediante la prueba de PCR combinada con la lisis, extracción, amplificación y detección. Es un método simple, específico y rápido; el sistema capturador da al método una alta sensibilidad y especificidad e incluso con un límite de detección muy bajo, el nivel de detección de la técnica de PCR es de un ooquiste/L (26, 27). El método 1622 de la EPA para la detección de ooquistes de Cryptosporidium involucra la filtración, concentración, separación inmuno-magnética, la detección mediante anticuerpos monoclonales y la evaluación en el microscopio de inmunofluorescencia (28, 29). Aún existe dificultad para determinar la infectividad de los quistes u ooquistes de Cryptosporidium. Carreno (30) demostró que varios de los reactivos utilizados en las pruebas —por ejemplo, el etanol— impiden la determinación de dicha capacidad. Recientes estudios a nivel molecular han hecho posible diferenciar los ooquistes patógenos procedentes de humanos de los que tienen otro origen (31). A continuación se describen los principales protozoarios que podrían ser transmitidos por vía hídrica. Entamoeba histolytica. Es un protozoario que produce la amebiasis, la disentería amebiana y la hepatitis amebiana. Presenta dos estadios evolutivos bien definidos: el estadio de quiste y el de trofozoíto. El quiste mide entre 3 y 5 micrómetros y es la única forma en la que se observa en aguas superficiales. Tiene forma redonda u oval, es hialino, con pared lisa. El estadio de trofozoíto mide entre 10 y 60 micrómetros y se lo encuentra alojado en el huésped definitivo, el hombre.

Figura 2-7. Quiste de Entamoeba histolytica (16)

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Manual I: Teoría

Figura 2-8. Trofozoíto de Entamoeba histolytica (16)

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

El trofozoíto es una ameba que tiene la capacidad de reproducirse en los tejidos humanos. En el intestino es capaz de lesionar la mucosa intestinal y migrar a otros órganos como el hígado, el pulmón y el cerebro. Los trofozoítos se ubican en el intestino y posteriormente se transforman en quistes y salen al exterior con las heces. Estos quistes se dispersan en el ambiente y contaminan las aguas superficiales, el suelo y los alimentos. La infección se realiza por ingesta de los quistes con el agua o los alimentos. Los quistes son sumamente resistentes a los factores ambientales; en cambio, el estadio de trofozoíto no es capaz de sobrevivir en el medio fuera del huésped. También es posible la transmisión directa de persona a persona. Balantidium coli. Es un protozoario ciliado6 que produce la enfermedad denominada balantidiasis, balantidiosis o disentería por balantidios. Presenta dos estadios evolutivos bien definidos: el estadio de quiste y el de trofozoíto. El quiste mide aproximadamente 55 micrómetros de diámetro. El quiste sin teñir es amarillo verdusco. Solo posee macronúcleo7 , vacuolas contráctiles8 y cilios9 . 6 7

8 9

Un protozoario ciliado posee cilios que le permiten moverse. El macronúcleo es un organelo que sirve para la reproducción y nutrición de los protozoarios ciliados. Vacuolas contráctiles: órganos excretores de los animales unicelulares. Cilios: pestañas vibrátiles localizadas en toda la superficie del ciliado; tienen función locomotora.

Aspectos biológicos de la calidad del agua

Figura 2-10. Quiste de Balantidium coli (33)

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Figura 2-11.Trofozoíto de Balantidium coli (33)

Se aloja en los huéspedes —el cerdo y el hombre— en el estado de trofozoíto. También se ha detectado en monos y ratas. La enfermedad humana es la menos frecuente. El trofozoíto es ciliado. Mide entre 50 y 200 micrómetros de largo por 41-70 micrómetros de ancho. Cuando infecta el intestino, ocasiona lesiones en la pared intestinal, produce úlceras, a veces perfora la pared intestinal. En el intestino, los trofozoítos se enquistan y los quistes salen al exterior con las heces. Estos quistes se dispersan en el ambiente y contaminan las aguas superficiales, los suelos y los alimentos. La infección se realiza mediante la ingesta de los quistes con el agua o alimentos. Los quistes son muy resistentes a los factores ambientales. El estadio de trofozoíto no es capaz de sobrevivir fuera del huésped. También es posible la transmisión directa de persona a persona. Giardia lamblia. Agente etiológico de la giardiasis, llamada también lambliasis. Es un

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

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Manual I: Teoría

protozoario flagelado10 que presenta dos estadios evolutivos: el quiste y el trofozoíto. El quiste es la forma en la que se presenta en aguas superficiales. Tiene forma elipsoide, mide de 9 a 12 micrómetros, su pared es lisa, tiene dos o cuatro núcleos, dos axostilos11 que se tiñen intensamente con colorantes como el lugol. El estadio de trofozoíto se encuentra en el huésped, que es el hombre. Mide de 12 a 15 micrómetros de largo, es piriforme12 , con simetría bilateral13 , el extremo anterior ancho y redondo y el extremo posterior termina en punta. En la parte ventral tiene un disco suctorio14 , dos núcleos, dos axostilos, dos cuerpos parabasales y cuatro flagelos. El trofozoíto se ubica en el duodeno y las primeras porciones del yeyuno. El parásito absorbe el alimento del contenido intestinal y de las células epiteliales del intestino. Produce inflamación y trastorna la absorción de la vitaminas y grasas. Tanto los trofozoítos como los quistes salen al exterior con las deposiciones del huésped, se dispersan en el ambiente y contaminan las aguas superficiales, los

Figura 2-13. Quiste de Giardia lamblia (16) 10

11 12 13 14

Figura 2-14. Trofozoíto de Giardia lamblia (16)

Un protozoario flagelado posee organelos en forma de látigo, que le sirven para el movimiento y para atraer partículas alimenticias. Axostilos son organelos rígidos que se encuentran en el citoplasma de los flagelados. Es decir, tiene forma de pera. Es decir, ambas mitades del parásito son iguales. El disco suctorio es un organelo de estructura muscular que funciona a manera de ventosa; tiene función de fijación.

Aspectos biológicos de la calidad del agua

Figura 2-15. Trofozoítos de Giardia lamblia en sondeo duodenal (Adaptación de [32])

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Figura 2-16. Quiste de Cryptosporidium parvum (34)

suelos y los alimentos. El trofozoíto muere rápidamente y los quistes sobreviven a las condiciones ambientales. Los quistes llegan hasta el hombre mediante la ingestión de agua o alimentos contaminados. Se ha demostrado que los quistes son sumamente resistentes a la desinfección con cloro y sobreviven en el ambiente durante varios meses. El tiempo de supervivencia de los quistes en el agua depende de la temperatura. Pueden sobrevivir por periodos mayores a 77 días a temperaturas de 20 °C. Se ha reportado como punto térmico letal 54 °C (35). Cryptosporidium. Agente etiológico de la cryptosporidiasis. Es un protozoario coccidio que presenta dos estadios evolutivos: el ooquiste, que mide de 5 a 6 micrómetros, es de pared gruesa y tiene cuatro esporozoítos15 , y el trofozoíto. El trofozoíto se reproduce asexual y sexualmente. Algunos zigotos16 evolucionan a ooquistes. El trofozoíto y las formas sexuales y asexuales del parásito se localizan en el intestino delgado.

15 16

Esporozoíto es un estadio de reproducción asexual. Zigoto es un estadio de reproducción sexual.

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Manual I: Teoría

Figura 2-17. Trofozoíto de Cryptosporidium parvum (34)

Figura 2-18. Esporozoítos de Cryptosporidium parvum en mucosa intestinal (34)

Produce infiltración mononuclear y atrofia de las vellosidades intestinales. La enfermedad es persistente en las personas inmunodeprimidas. Se ha demostrado que en pacientes con sida los cuadros clínicos persisten por muchos meses y pueden conducirlos a la muerte por deshidratación. Los ooquistes salen con las heces y contaminan el agua y los alimentos. Son persistentes en el ambiente y resistentes a la desinfección con cloro. La remoción por pretratamiento químico y la filtración son barreras importantes para remover los ooquistes del agua. Cuando falla una de estas medidas, se pueden ocasionar brotes de gran magnitud en la población. Se ha demostrado que el Cryptosporidium es resistente a las concentraciones de cloro que normalmente se usan para la desinfección de agua. Recientes investigaciones han concluido que el dióxido de cloro es más eficiente que el cloro libre residual para la inactivación de los ooquistes de Cryptosporidium (36). 2.4.2 Helmintos enteropatógenos Los helmintos son animales invertebrados, vermiformes17 , a los que comúnmente se les denomina gusanos. En las aguas superficiales se pueden presentar huevos de dos grupos de helmintos: Nematodos y Platelmintos. En el agua pueden estar presentes otros tipos de helmintos patógenos, pero su transmisión no ocurre a través del agua de bebida. 17

Vermiforme: de forma de gusano.

Aspectos biológicos de la calidad del agua

Figura 2-19. Adulto de Ascaris lumbricoides (16)

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Figura 2-20. Huevo de Ascaris lumbricoides (16)

Los Nematodos son gusanos redondos, como el Ascaris lumbricoides, y los Platelmintos son acintados, como la Taenia solium. Ascaris lumbricoides. Es el agente etiológico de la ascariasis. Es un Nematodo que presenta diferenciación sexual: la hembra mide aproximadamente 30 centímetros y el macho 15 centímetros. Tiene los extremos aguzados y es de color rosa nacarado. La hembra puede desovar aproximadamente 200.000 huevos por día. Los huevos son de color parduzco y los fecundados tienen forma elíptica, miden de 45 a 75 micrómetros de largo y de 35 a 50 micrómetros de ancho. Tienen una cubierta externa gruesa de superficie mamelonada18 y de color café. Los huevos deben madurar en el suelo antes de ser infectivos. El hombre se infecta con este helminto al ingerir agua y verduras contaminadas con huevos de Ascaris. En el organismo humano cumplen un complicado mecanismo de desarrollo hasta que los adultos se instalan en el intestino delgado. Las infestaciones masivas pueden causar síndrome de mala absorción con alteraciones en la absorción de grasas, proteínas e hidratos de carbono. En otros individuos se presentan cuadros de hipersensibilidad.

18

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

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Manual I: Teoría

Trichuris trichiura. Es el agente etiológico de la tricocefalosis. Es un Nematodo blanquecino que presenta diferenciación sexual. La hembra mide de 35 a 50 milímetros de largo y el macho, de 20 a 25 milímetros.

Figura 2-21. Obstrucción intestinal de A. lumbricoides en un niño de 2 años (32)

Figura 2-22 Adulto de Trichuris trichiura (16)

Es delgado en la parte anterior y grueso en la parte posterior. Se ha calculado que cada hembra elimina entre 200 y 300 huevos por gramo de heces. Los huevos son elípticos de color parduzco, miden entre 40 y 50 micrómetros y presentan una gruesa envoltura de doble contorno. En ambos polos tienen tampones mucosos que confieren al huevo un aspecto típico de tonel. El huevo debe desarrollarse en el ambiente para ser infectivo, presenta una gran resistencia a las condiciones adversas del ambiente y puede conservar su viabilidad durante años.

Figura 2-23. Huevo de Trichuris trichiura (16)

Figura 2-24. Infección masiva con miles de adultos de Trichuris trichiura en el intestino grueso (32)

Aspectos biológicos de la calidad del agua

Figura 2-25. Escólex de Taenia solium (16)

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

El daño de la tricocefalosis es directamente proporcional al número de especímenes presentes en el intestino. La tricocefalosis masiva puede producir anemia e interfiere en la absorción intestinal. El único huésped es el hombre, quien se infecta al ingerir agua y alimentos contaminados con huevos de Trichuris trichiura. Taenia solium. La Taenia solium produce la teniasis y la cisticercosis. El cerdo es el huésped definitivo habitual. Es un Cestodo19 . El espécimen adulto mide de 3 a 5 metros de longitud, presenta un escólex20 armado con una corona de ganchos con los cuales se fija al intestino. El hombre se infecta al ingerir carne de cerdo mal cocida, pero también puede contaminarse con la ingestión de huevos de Taenia solium y adquirir la enfermedad llamada cisticercosis. Es esta forma la que puede ser transmitida por el agua de bebida. El hombre puede adquirir la cisticercosis por la ingestión de huevos de Taenia en el agua o en los alimentos. Los huevos miden entre 30 y 40 micrómetros de diámetro, son esféricos, de paredes gruesas y radiadas y en su interior encierran un embrión provisto de seis ganchos, llamado embrión hexacanto. Esta es la forma infectiva para el huésped intermediario.

19 20

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

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Manual I: Teoría

Una vez en el intestino, el embrión penetra en la mucosa intestinal, cae a los vasos sanguíneos y es conducido por la sangre a varios órganos. Los cisticercos se pueden ubicar, en el hombre, en el tejido celular subcutáneo, en la musculatura esquelética, en el sistema nervioso central y sus anexos, en el corazón, el hígado, el pulmón, etcétera. Los daños que causa una cisticercosis dependen del órgano afectado y de otros Figura 2-27. Cisticercosis cerebral (16) factores propios de la parasitosis. Cualquiera que sea su localización, los signos y los síntomas de la cisticercosis son los de un tumor que afecta al órgano comprometido. 2.5

Cyanobacterias (algas azul-verdes)

Las afloraciones de Cyanobacterias son muy comunes en los lagos y reservorios que sirven de fuente de agua. Estas bacterias son capaces de producir dos tipos de toxinas ampliamente conocidas, las microcystinas o hepatotoxinas, producidas por Microcystis, Oscillatoria y Anabaena, y las neurotoxinas producidas por Anabaena, Oscillatoria, Nostoc y Cylindrospermum. Las toxinas pueden producir gastroenteritis en la población y las hepatotoxinas pueden ocasionar muerte por shock. Las microcystinas son solubles en agua. Se han aislado aproximadamente 60 variedades de microcystinas en afloramientos y cultivos de Cyanobacterias, y se ha observado que con un pH neutro, la microcystina es estable y se pueden presentar remanentes después del hervido (37). El excesivo crecimiento de las Cyanobacterias es producido frecuentemente por el deterioro de la

Figura 2-28. Microcystis aeruginosa (3)

Aspectos biológicos de la calidad del agua

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calidad de las aguas. A menudo este deterioro se origina en las actividades antropogénicas y por el enriquecimiento de nutrientes de origen natural. Las toxinas, además de causar efectos adversos para la salud de los seres humanos y de los animales terrestres, pueden causar efectos crónicos y agudos en la fauna acuática (37). Hay un número no confirmado de reportes sobre problemas de salud causados por toxinas algales y relacionados con el agua de bebida. Estudios epidemiológicos y de casos aislados de gastroenteritis y hepatitis relacionados con Cyanobacterias han sido reportados en Norteamérica, África, Australia y América del Sur (38). Falconer también presenta evidencias acerca de la toxicidad de las Cyanobacterias. Este autor efectuó un estudio en una comunidad australiana en la que observaron lesiones en el hígado en un grupo de individuos que ingerían agua proveniente de un reservorio local en el que comúnmente ocurrían afloramientos de Microcystis aeruginosa.

Figura 2-29. Anabaena sp. (3)

En 1996 en Caruaro, Brasil, un grupo de pacientes en hemodiálisis experimentó una hepatitis severa después del tratamiento; más de 100 individuos presentaron un cuadro hepático grave y 50 de ellos murieron. Se efectuó una investigación y se demostró que había insuficiencias en la remoción de las microcystinas en el tratamiento del agua utilizada para la hemodiálisis (39). Algunos investigadores sugieren que la exposición crónica a través del agua de bebida a las microcystinas puede inducir al crecimiento de tumores o carcinogénesis. La Organización Mundial de la Salud propone 1.000 ng/L como valor guía para las microcystinas en el agua de consumo humano (40). Estudios efectuados por Karner (39) demuestran que con un tratamiento convencional que incluya sedimentación y filtración se logra una remoción de 1 a 3 log de la concentración de microcystinas. La adición de un pretratamiento químico con sulfato de cobre o permanganato de potasio reduce las microcystinas en un promedio de 61%. La coagulación con aluminio seguida de una sedimentación reduce un promedio de 96%. También se ha obtenido una buena remoción de toxinas con carbón activado. Estos estudios se han efectuado observando solo la

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Manual I: Teoría

remoción de microcystinas. Se requiere conocer el comportamiento de los otros tipos de toxinas producidas por las Cyanobacterias. El uso de alguicidas debe efectuarse con criterio técnico, debido a que, como su nombre lo dice, ocasionan la muerte masiva de algas y es posible que su uso inadecuado conduzca a la producción de olores desagradables y a una alteración del sabor del agua en los reservorios. 2.6

Organismos cuya presencia en el agua tratada origina reclamos en los usuarios

Frecuentemente, en las fuentes de agua y en los reservorios se presentan animales invertebrados de vida libre y algas que pueden pasar a los sistemas de distribución de agua tratada, generalmente debido a fallas en la filtración, y su presencia en el agua de consumo puede causar pánico en la población u originar un incremento de la turbiedad, alteraciones en el sabor y el olor o afectar la calidad estética del agua. Estos invertebrados no son patógenos, pero representan un riesgo de transporte de agentes microbianos. Una de las causas es que el cloro actúa en forma limitada sobre ellos y no ejerce ningún efecto sobre las partículas, en cuyos intestinos y otros órganos podrían podrían encontrarse incorporados microorganismos.

Anélidos Crustáceos

Larvas de dípteros

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

Aspectos biológicos de la calidad del agua

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Se han identificado dos grupos de invertebrados que deben ser controlados en un sistema de abastecimiento: los invertebrados que nadan libremente en el agua y los que se mueven a lo largo de la superficie o están adheridos a ellas, y los que viven en el limo. En el primer grupo están los Copépodos como el Cyclops y otros Crustáceos como el Gammarus. El segundo grupo incluye a los Bryozoos como la Plumatella, a los Nais, nemátodos de vida libre, y a las larvas de Chironomidos. En estaciones de verano los filtros de arena pueden tener problemas con la sobrepoblación de larvas de dípteros como Chironomidos y Culex. Su presencia puede causar problemas en los filtros debido a que los filtros pueden colapsar y causar un arrastre del agua no filtrada. La solución de este problema es compleja y debe tener en cuenta el hábitat de la especie predominante y su ciclo de vida, además de los riesgos ambientales y para la salud humana que pueden derivarse de la aplicación de biocidas. Se ha demostrado que las infestaciones por Bryozoos pueden ser tratadas con una dosis alta de cloro a 10 mg/L durante 24 horas, seguida de un enjuague de las paredes a presión. También se usa permetrina. La dosis no debe exceder de 10 mg/L por un lapso de 14 a 48 horas, pero el agua tratada no debe descargarse a los cursos de agua debido a que con esta concentración es tóxica para peces y otras formas de vida acuáticas. Antes de ser eliminada, el agua debe recibir tratamiento. También se debe tener en cuenta que las personas con diálisis renal no pueden ser atendidas con agua tratada con permetrina (6). 2.7

Indicadores microbiológicos de la calidad del agua

La gran variedad de microorganismos patógenos que pueden encontrarse en una muestra de agua, así como la complejidad de la mayor parte de las técnicas de enriquecimiento y aislamiento e identificación, hacen inviable el control rutinario de todos estos microorganismos. Por esta razón se hizo necesario elegir microorganismos indicadores, que deben cumplir con los siguientes requisitos básicos: • • •

Ser fáciles de cultivar en el laboratorio. Ser relativamente inocuos para el hombre y los animales. Su concentración debe tener relación con la cantidad de microorganismos patógenos presentes en el agua.

90

Manual I: Teoría

La evaluación de la calidad microbiológica del agua de abastecimiento humano se efectúa mediante la determinación de indicadores. Los que comúnmente se utilizan son los coliformes totales, los coliformes termotolerantes (fecales), la Escherichia coli y las bacterias heterotróficas mesófilas aerobias viables. Se han efectuado interesantes estudios con el objeto de conocer la relación que existe entre la presencia de determinados indicadores de contaminación en el agua de bebida y la prevalencia de enfermedades diarreicas. Moe y colaboradores (41) efectuaron un estudio epidemiológico en Cebu (Filipinas). Durante un año se realizó el control de la calidad del agua con cuatro indicadores bacterianos (coliformes termotolerantes, Escherichia coli, enterococos y estreptococos fecales) y se efectuó un seguimiento epidemiológico de los cuadros de diarrea en niños menores de 2 años. Se observó una tasa altamente significativa de enfermedades diarreicas solamente en los niños que bebían agua con Escherichia coli en concentraciones mayores a 100/100 mL. Esto sugiere que en los países en vías de desarrollo en los cuales la calidad del agua es de buena a regular —es decir, agua con ausencia o escaso número de Escherichia coli— y donde se presenta una alta tasa de enfermedades diarreicas producidas por microorganismos hidrotransmisibles, hay otros mecanismos que cumplen un rol importante en la transmisión de dichas enfermedades. Entre estos mecanismos están las condiciones de almacenamiento del agua y la forma de preparar y almacenar los alimentos que han estado en contacto con el agua contaminada. Estos factores favorecen la multiplicación de algunas bacterias patógenas procedentes del agua contaminada y la producción de toxinas, lo cual incrementa la tasa de enfermedades diarreicas. Grupo colifome. Los coliformes son bacterias que habitan en el intestino de los mamíferos y también se presentan como saprofitos en el ambiente, excepto la Escherichia, que tiene origen intestinal. Los coliformes tienen todas las características requeridas para ser un buen indicador de contaminación. Este grupo de microorganismos pertenece a la familia de las enterobacteriáceas. Se caracterizan por su capacidad de fermentar la lactosa a 35-37 °C en un lapso de 24-48 horas y producir ácido y gas. Los siguientes géneros conforman el grupo coliforme: • •

Klebsiella Escherichia

Aspectos biológicos de la calidad del agua

• • •

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Enterobacter Citrobacter Serratia

De este grupo, la Escherichia y ocasionalmente la Klebsiella tienen la capacidad de fermentar la lactosa no solo a las temperaturas indicadas, sino también a 44,5 °C. A los miembros de este grupo se les denomina coliformes termotolerantes (fecales). Coliformes totales. Los coliformes totales se caracterizan por su capacidad de fermentar la lactosa a 35-37 °C en 24-48 horas y producir ácido y gas. Tienen la enzima cromogénica B galactosidasa, que actúa sobre el nutriente indicador ONPG21 . Este nutriente sirve como fuente de carbono y su efecto consiste en un cambio de color en el medio de cultivo. La reacción se detecta por medio de la técnica de sustrato definido. Las técnicas de análisis más conocidas son la prueba de tubos múltiples y la de filtración con membrana. Los coliformes totales se reproducen en el ambiente, proporcionan información sobre el proceso de tratamiento y acerca de la calidad sanitaria del agua que ingresa al sistema y de la que circula en el sistema de distribución. No constituyen un indicador de contaminación fecal. Coliformes termotolerantes (fecales). Se sabe que la contaminación fecal del agua está relacionada con la transmisión de agentes patógenos por el agua. Por este motivo, se requieren métodos sensibles que permitan medir el grado de contaminación fecal. Se denomina coliformes termotolerantes a ciertos miembros del grupo de bacterias coliformes totales que están estrechamente relacionados con la contaminación fecal. Por este motivo, antes recibían la denominación de coliformes fecales; estos coliformes generalmente no se multiplican en los ambientes acuáticos. Los coliformes termotolerantes crecen a una temperatura de incubación de 44,5 °C. Esta temperatura inhibe el crecimiento de los coliformes no tolerantes. Se miden por pruebas sencillas, de bajo costo y ampliamente usadas en los programas de vigilancia de la calidad del agua. Las técnicas de análisis más

21

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

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Manual I: Teoría

conocidas son la prueba de tubos múltiples y la de filtración con membrana; actualmente el mercado ofrece otras técnicas más avanzadas, pero el empleo de las técnicas tradicionales está aprobado por los estándares internacionales. Escherichia coli. Es el principal indicador bacteriano en el Figura 2-31. Técnica de filtración con agua. Diversos estudios han membrana (42) demostrado que la E. coli está presente en las heces de los seres humanos y los animales de sangre caliente entre 108 y 109 por gramo de heces. No se multiplican en forma apreciable en el ambiente. La E. coli fermenta la lactosa y produce ácido y gas. Tiene la enzima cromogénica B glucuronidasa, que actúa sobre el nutriente indicador MUG22 . Este nutriente sirve como fuente de carbono y su efecto se visualiza por la fluorescencia en el medio de cultivo. La reacción se detecta mediante la técnica de sustrato definido. Con esta última técnica, es posible analizar E. coli directamente del agua. Su importancia como organismo indicador de contaminación fecal está adquiriendo más fuerza (43). Recuento en placa de bacterias heterotróficas mesófilas viables. El recuento en placa de bacterias heterotróficas detecta una amplia variedad de microorganismos, principalmente bacterias que son indicadoras de la calidad microbiológica general del agua.

22

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

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

Aspectos biológicos de la calidad del agua

Se ha comprobado que el conteo total es uno de los indicadores más confiables y sensibles del tratamiento o del fracaso de la desinfección. Para su determinación, se emplea una prueba sencilla y de bajo costo. Los métodos son vertido en placa, difusión en superficie y filtración con membrana. Se emplea un medio de cultivo rico en nutrientes, como el extracto de levadura. La incubación se realiza durante 48 horas a 35 °C.

93

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

Como se puede apreciar, la evaluación de la calidad microbiológica está basada en la determinación de indicadores bacterianos: coliformes totales y coliformes termotolerantes, los cuales son removidos con mayor facilidad que los quistes de protozoarios. Esto quiere decir que la ausencia de coliformes no indica en forma absoluta la ausencia de quistes. Ante un brote epidémico de enteroparásitos, no bastaría la determinación de coliformes, sobre todo cuando el agua es de origen superficial y ha sido sometida únicamente a la desinfección. A partir de numerosos estudios, se ha encontrado que en el agua superficial sin tratamiento existe una buena correlación entre la presencia de algas y la de protozoarios enteroparásitos y, en el agua tratada, entre la presencia de protozoarios y los niveles de turbiedad, así como con el conteo de partículas de 5 micrómetros (21).

3.

CRITERIOS BIOLÓGICOS DE CALIDAD PARA LA SELECCIÓN DE UNA FUENTE DE AGUA CRUDA

Es más seguro obtener un suministro de agua con calidad satisfactoria para el consumo humano cuando se utilizan fuentes de agua con baja o nula contaminación y se tiene en cuenta su variabilidad en caudal y calidad. La calidad bacteriológica del agua, relacionada con los niveles de contaminación fecal, es una de las variables que se tienen en cuenta para la selección de la fuente. Otra variable con igual importancia es el tipo de tratamiento que técnica y económicamente se puede adoptar.

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Manual I: Teoría

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

Cuadro 2-2. Contaminación por coliformes termotolerantes en los cursos de agua por regiones del mundo Número de coliformes termotolerantes por 100 mL

Número de ríos en cada región América del Norte

América Central y del Sur

Europa

AsiaPacífico

< 10

8

-

1

1

11-100

4

1

3

2

101-1.000

8

10

9

14

1.001-10.000

3

9

11

10

10.001-100.000

-

2

7

2

23

22

31

29

Total de ríos

Fuente: OPS/OMS, La calidad del agua en América Latina, Publicación Científica N.° 524, 1990.

Ante estos niveles de contaminación fecal de los cursos de agua, la Organización Mundial de la Salud recomienda la protección de las fuentes de agua y la adecuada selección del tipo de tratamiento para asegurar la ausencia de patógenos y evitar la transmisión de enfermedades hídricas. El grado de tratamiento requerido depende de la naturaleza del contaminante y del nivel de contaminación fecal de la fuente. Teniendo en cuenta solo los niveles de contaminación fecal, se recomiendan los siguientes tratamientos:

Aspectos biológicos de la calidad del agua

95

Cuadro 2-3. Tratamientos recomendados según el nivel de contaminación fecal Tipo de fuente de agua

Escherichia coli /100 mL

Tratamiento recomendado

Cuencas protegidas y libres de contaminación fecal

< 20

Desinfección

Cuencas no protegidas y con contaminación fecal

> 20 – 2.000

Filtración y desinfección

Alta contaminación fecal

> 2.000 – 20.000

Filtración, desinfección más la adición de un tercer proceso

Muy alta contaminación fecal

> 20.000

No recomendada como fuente de agua

Fuente: (6).

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

4.

EL AGUA POTABLE. ASPECTOS BIOLÓGICOS

El agua potable no debe contener agentes patógenos que puedan afectar la salud del consumidor. Específicamente, los indicadores de contaminación fecal, coliformes termotolerantes y Escherichia coli no deben estar presentes en 100 mL de muestra. Esta calidad debe mantenerse desde que el agua sale de la planta de tratamiento —o de la fuente de agua, en el caso de aguas de origen subterráneo— hasta llegar al consumidor. Las causas de la aparición de brotes epidémicos transmitidos por el agua de consumo son la falta de protección de las fuentes de agua, el tratamiento en plantas que carecen de una adecuada operación y mantenimiento, y deficiencias en las redes de distribución (45). La buena calidad microbiológica del agua potable debe mantenerse en toda la red de distribución y esto se logra mediante una adecuada presión en todo el sistema, el mantenimiento de la red y el control del nivel de cloro residual, un programa de vigilancia y control de la calidad del agua y la incorporación de

96

Manual I: Teoría

programas de control de las conexiones cruzadas que incluya inspecciones periódicas, entre otras actividades. Recientes evidencias han demostrado que la intrusión en el sistema de distribución es frecuente y es necesario considerar las variaciones que experimente la calidad del agua. Besner (46) propuso un modelo de simulación que identifica los factores responsables de las variaciones de la calidad del agua y al aplicarlo pudo deducir que a temperaturas mayores de 20 ºC y niveles de cloro entre 0,01 y 0,03 mg/L se pueden presentar coliformes en el agua de abastecimiento. Las probabilidades se incrementan si se presenta un flujo que produzca un arrastre de sedimento. En las últimas décadas se ha reportado una variedad de brotes epidémicos de enfermedades hídricas atribuidas a deficiencias en el sistema de distribución. Los patógenos que con mayor frecuencia se presentaron en estos brotes fueron Giardia, Salmonella, virus Norwalk, Shigella, Campylobacter, hepatitis A, E. coli O157:H7 y Cyclospora (45). La contaminación del agua potable ocurrió por dos causas: conexiones cruzadas y retrosifonaje debido a instalaciones inapropiadas y a un inadecuado mantenimiento.

5.

LAS GUÍAS DE CALIDAD DE LA OMS ASPECTOS MICROBIOLÓGICOS

Una de las metas de la OMS es que todas las personas logren, por derecho, tener acceso a un suministro adecuado de agua de bebida segura; es decir, que no represente ningún riesgo para la salud. Las enfermedades transmitidas por el agua o por medios afines figuran entre las tres causas principales de enfermedad y muerte en el mundo y contribuyen a la elevada mortalidad infantil, la reducida esperanza de vida y la mala calidad de vida. Estas enfermedades podrían prevenirse si se adoptaran medidas eficaces para evitar la transmisión. Entre estas medidas una de las más importantes es el suministro de agua potable en cantidad y calidad apropiada para el abastecimiento humano. Es difícil contar con estudios epidemiológicos que permitan conocer profundamente los riesgos para la salud que representa un determinado nivel de patógenos en agua, debido a que la infección depende de múltiples factores como

Aspectos biológicos de la calidad del agua

97

conocer el grado de infectividad del patógeno y el grado de inmunidad de los consumidores. Las Guías de Calidad para Aguas de Consumo Humano de la OMS indican que no es práctico monitorear cada agente patógeno que está en el agua y que el enfoque más lógico es detectar organismos que por lo general se encuentran en las heces de los seres humanos y de los animales de sangre caliente. En las guías se mencionan dos tipos de indicadores microbiológicos: los coliformes termotolerantes y los coliformes totales y, como organismo indicador de mayor precisión para detectar la contaminación fecal, la Escherichia coli. Las guías establecen que el agua de bebida no debe contener agentes patógenos que puedan ser transmitidos a los seres humanos mediante la ingestión del agua y propone que los coliformes termotolerantes o E. coli no deben estar presentes en 100 mililitros de muestra en el agua tratada, tanto la entubada como la transportada en camiones cisterna o almacenada en reservorios de agua potable. En el caso de sistemas de suministro en los cuales se cuenta con un programa de vigilancia que considera un número de muestras y una frecuencia adecuada, se acepta la presencia de coliformes totales en el sistema de distribución en un máximo de 5% de las muestras tomadas en un periodo de 12 meses. La vigilancia de la calidad del agua efectuada a través de la medición de los parámetros antes mencionados garantiza, con las limitaciones y el grado de incertidumbre que conlleva la aplicación de cualquier sistema de vigilancia, que el agua está libre de microorganismos infecciosos.

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Manual I: Teoría

REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS

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Manual I: Teoría

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Aspectos biológicos de la calidad del agua

101

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102

Manual I: Teoría

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CAPÍTULO 3 PROCESOS UNITARIOS Y PLANTAS DE TRATAMIENTO Ing. Lidia de Vargas

Procesos unitarios y plantas de tratamiento

1.

105

INTRODUCCIÓN

Las diversas actividades agrícolas, ganaderas, industriales y recreacionales del ser humano han traído como consecuencia la contaminación de las aguas superficiales con sustancias químicas y microbiológicas, además del deterioro de sus características estéticas. Para hacer frente a este problema, es necesario someter al agua a una serie de operaciones o procesos unitarios, a fin de purificarla o potabilizarla para que pueda ser consumida por los seres humanos. Una operación unitaria es un proceso químico, físico o biológico mediante el cual las sustancias objetables que contiene el agua son removidas o transformadas en sustancias inocuas. La mayor parte de los procesos originan cambios en la concentración o en el estado de una sustancia, la cual es desplazada o incorporada en la masa de agua. Este fenómeno recibe el nombre de transferencia de fase. Son ejemplos de ello la introducción de oxígeno al agua (transferencia de la fase gaseosa a la líquida) y la liberación de anhídrido carbónico contenido en el agua (transferencia de la fase líquida a la gaseosa) mediante el proceso de aereación.

2.

PRINCIPALES OPERACIONES UNITARIAS EMPLEADAS EN EL TRATAMIENTO DEL AGUA

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

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

Procesos unitarios y plantas de tratamiento

2.1

106

Transferencia de sólidos

Se consideran en esta clasificación los procesos de cribado, sedimentación, flotación y filtración. •

Cribado o cernido Consiste en hacer pasar el agua a través de rejas o tamices, los cuales retienen los sólidos de tamaño mayor a la separación de las barras, como ramas, palos y toda clase de residuos sólidos. También está considerado en esta clasificación el microcernido, que consiste básicamente en triturar las algas reduciendo su tamaño para que puedan ser removidas mediante sedimentación.

•

Sedimentación Consiste en promover condiciones de reposo en el agua, para remover, mediante la fuerza gravitacional, las partículas en suspensión más densas. Este proceso se realiza en los desarenadores, presedimentadores, sedimentadores y decantadores; en estos últimos, con el auxilio de la coagulación.

•

Flotación El objetivo de este proceso es promover condiciones de reposo, para que los sólidos cuya densidad es menor que la del agua asciendan a la superficie de la unidad de donde son retirados por desnatado. Para mejorar la eficiencia del proceso, se emplean agentes de flotación. Mediante este proceso se remueven especialmente grasas, aceites, turbiedad y color. Los agentes de flotación empleados son sustancias espumantes y microburbujas de aire.

•

Filtración Consiste en hacer pasar el agua a través de un medio poroso, normalmente de arena, en el cual actúan una serie de mecanismos de remoción cuya eficiencia depende de las características de la suspensión (agua más partículas) y del medio poroso.

Procesos unitarios y plantas de tratamiento

107

Este proceso se utiliza como único tratamiento cuando las aguas son muy claras o como proceso final de pulimento en el caso de aguas turbias. Los medios porosos utilizados además de la arena —que es el más común — son la antracita, el granate, la magnetita, el carbón activado, la cáscara de arroz, la cáscara de coco quemada y molida y también el pelo de coco en el caso de los filtros rápidos. En los filtros lentos lo más efectivo es usar exclusivamente arena; no es recomendable el uso de materiales putrescibles. 2.2

Transferencia de iones

La transferencia de iones se efectúa mediante procesos de coagulación, precipitación química, absorción e intercambio iónico. •

Coagulación química La coagulación química consiste en adicionar al agua una sustancia que tiene propiedades coagulantes, la cual transfiere sus iones a la sustancia que se desea remover, lo que neutraliza la carga eléctrica de los coloides para favorecer la formación de flóculos de mayor tamaño y peso. Los coagulantes más efectivos son las sales trivalentes de aluminio y fierro. Las condiciones de pH y alcalinidad del agua influyen en la eficiencia de la coagulación. Este proceso se utiliza principalmente para remover la turbiedad y el color.

•

Precipitación química La precipitación química consiste en adicionar al agua una sustancia química soluble cuyos iones reaccionan con los de la sustancia que se desea remover, formando un precipitado. Tal es el caso de la remoción de hierro y de dureza carbonatada (ablandamiento), mediante la adición de cal.

•

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

Procesos unitarios y plantas de tratamiento

108

constituido por zeolitas de sodio. Cuando la resina se satura de iones de calcio y magnesio, se regenera introduciéndola en un recipiente con una solución saturada de sal. •

Absorción La absorción consiste en la remoción de iones y moléculas presentes en la solución, concentrándolos en la superficie de un medio adsorbente, mediante la acción de las fuerzas de interfaz. Este proceso se aplica en la remoción de olores y sabores, mediante la aplicación de carbón activado en polvo.

2.3

Transferencia de gases

Consiste en cambiar la concentración de un gas que se encuentra incorporado en el agua mediante procesos de aereación, desinfección y recarbonatación. •

Aereación La aereación se efectúa mediante caídas de agua en escaleras, cascadas, chorros y también aplicando el gas a la masa de agua mediante aspersión o burbujeo. Se usa en la remoción de hierro y manganeso, así como también de anhídrido carbónico, ácido sulfhídrico y sustancias volátiles, para controlar la corrosión y olores.

•

Desinfección Consiste en la aplicación principalmente de gas cloro y ozono al agua tratada.

•

Recarbonatación Consiste en la aplicación de anhídrido carbónico para bajar el pH del agua, normalmente después del ablandamiento.

2.4

Transferencia molecular

En el proceso de purificación natural del agua. Las bacterias saprofitas degradan la materia orgánica y transforman sustancias complejas en material

Procesos unitarios y plantas de tratamiento

109

celular vivo o en sustancias más simples y estables, incluidos los gases de descomposición. También los organismos fotosintéticos convierten sustancias inorgánicas simples en material celular, utilizando la luz solar y el anhídrido carbónico producto de la actividad de las bacterias y, a la vez, generan el oxígeno necesario para la supervivencia de los microorganismos aeróbicos presentes en el agua. Este tipo de transferencia se lleva a cabo en la filtración, en la cual los mecanismos de remoción más eficientes se deben a la actividad de los microorganismos. 2.5

Otros procesos utilizados

Además de los procesos de transferencia expuestos, también se utilizan en el tratamiento del agua para consumo humano la estabilización de solutos, la desalinización y la fluoruración. •

Estabilización de solutos La estabilización de solutos consiste en transformar un soluto objetable en una forma inocua, sin llegar a su remoción. Son ejemplos de este proceso la transformación del anhídrido carbónico contenido en el agua en bicarbonato soluble mediante la adición de cal o el pasar el agua a través de lechos de mármol. También se puede citar la transformación de ácido sulfhídrico en sulfato.

•

Desalinización Proceso mediante el cual se remueve el exceso de cloruros en el agua, transformando las aguas salobres en dulces. Este proceso se puede realizar mediante destilación, ósmosis inversa, etcétera.

•

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

Procesos unitarios y plantas de tratamiento

3.

110

PLANTAS DE TRATAMIENTO DE AGUA O PLANTAS POTABILIZADORAS

Una planta de tratamiento es una secuencia de operaciones o procesos unitarios, convenientemente seleccionados con el fin de remover totalmente los contaminantes microbiológicos presentes en el agua cruda y parcialmente los físicos y químicos, hasta llevarlos a los límites aceptables estipulados por las normas. 3.1

Tipos de plantas de tratamiento de agua

Las plantas de tratamiento de agua se pueden clasificar, de acuerdo con el tipo de procesos que las conforman, en plantas de filtración rápida y plantas de filtración lenta. También se pueden clasificar, de acuerdo con la tecnología usada en el proyecto, en plantas convencionales antiguas, plantas convencionales de tecnología apropiada y plantas de tecnología importada o de patente. 3.1.1 Plantas de filtración rápida Estas plantas se denominan así porque los filtros que las integran operan con velocidades altas, entre 80 y 300 m3/m2.d, de acuerdo con las características del agua, del medio filtrante y de los recursos disponibles para operar y mantener estas instalaciones. Como consecuencia de las altas velocidades con las que operan estos filtros, se colmatan en un lapso de 40 a 50 horas en promedio. En esta situación, se aplica el retrolavado o lavado ascensional de la unidad durante un lapso de 5 a 15 minutos (dependiendo del tipo de sistema de lavado) para descolmatar el medio filtrante devolviéndole su porosidad inicial y reanudar la operación de la unidad. De acuerdo con la calidad del agua por tratar, se presentan dos soluciones dentro de este tipo de plantas: plantas de filtración rápida completa y plantas de filtración directa.

Procesos unitarios y plantas de tratamiento

•

111

Planta de filtración rápida completa

Una planta de filtración rápida completa normalmente está integrada por los procesos de coagulación, decantación, filtración y desinfección. El proceso de coagulación se realiza en dos etapas: una fuerte agitación del agua para obtener una dispersión instantánea de la sustancia coagulante en toda la masa de agua (mezcla rápida) seguida de una agitación lenta para promover la rápida aglomeración y crecimiento del floculo (etapa de floculación). La coagulación tiene la finalidad de mejorar la eficiencia de remoción de partículas coloidales en el proceso de decantación (sedimentación de partículas floculentas). El proceso final de filtración desempeña una labor de acabado, le da el pulimento final al agua. De acuerdo con las investigaciones realizadas por la Agencia de Protección Ambiental (EPA) de los Estados Unidos, el filtro debe producir un efluente con una turbiedad menor o igual a 0,10 UNT para garantizar que esté libre de huevos de parásitos (Giardia, Cryptosporidium, etcétera). Para lograr esta eficiencia en la filtración, es necesario que los decantadores produzcan un agua con 2 UNT como máximo. Finalmente, se lleva a cabo la desinfección, proceso común a los dos tipos de plantas, las de filtración rápida completa y las de filtración directa. La función principal de este proceso es completar la remoción de microorganismos patógenos que no quedaron retenidos en el filtro y servir de protección contra la contaminación que el agua pueda encontrar en el sistema de distribución. La desinfección, en la forma en que normalmente se aplica (esto es, con residual libre de 1 mg/L a la salida de la planta y tiempo de contacto mínimo de 30 minutos), solo tiene la capacidad de remover bacterias. Como se verá detalladamente en el capítulo sobre desinfección, para remover huevos de parásitos se necesitarían aplicar dosis altísimas y disponer de tiempos de contacto muy largos, que hacen impracticable el proceso. Como los huevos de parásitos son grandes, un filtro que opere eficientemente y reciba agua con no más de 2 UNT puede producir un efluente exento de huevos de parásitos. Las altas tasas con las que operan estos sistemas, así como el empleo de la coagulación (proceso cuya operación requiere sumo cuidado), demandan recursos

Procesos unitarios y plantas de tratamiento

112

humanos capacitados, por lo que debe estudiarse con detenimiento la posibilidad de utilizarlos fuera de la zona urbana, en zonas marginales, rurales o, en general, en zonas económicamente muy deprimidas. En los casos en que las características del agua cruda o el terreno disponible para construir la planta obliguen a adoptar este tipo de sistema, se deberán desarrollar las condiciones locales necesarias para asegurar una buena eficiencia en calidad y cantidad. En el cuadro 3-1 se indican los rangos de calidad del agua en los que puede considerarse esta alternativa de tratamiento. Cuadro 3-1. Límites de calidad del agua aceptables para el tratamiento mediante filtración rápida completa (1) Parámetros

90% del tiempo

80% del tiempo

Turbiedad (UNT)

< 1.000

< 800

< 150 < 600

< 70

Color (UC) NMP de coliformes termotolerantes/100 mL

•

Esporádicamente < 1.500; si excede, considerar presedimentación Si excede de 600, se debe considerar predesinfección

Filtración directa

Es una alternativa a la filtración rápida, constituida por los procesos de mezcla rápida y filtración, apropiada solo para aguas claras. Son ideales para este tipo de solución las aguas provenientes de embalses o represas, que operan como grandes presedimentadores y proporcionan aguas constantemente claras y poco contaminadas. Cuando la fuente de abastecimiento es confiable —caso de una cuenca virgen o bien protegida—, en la que la turbiedad del agua no supera de 10 a 20 UNT el 80% del tiempo, y no supera 30 UNT ni 25 UC el 90% del tiempo, puede considerarse la alternativa de emplear filtración directa descendente.

Procesos unitarios y plantas de tratamiento

113

Cuando el agua viene directamente del río y aunque clara la mayor parte del año, presenta frecuentes fluctuaciones de turbiedad, normalmente se considera una floculación corta, generalmente de no más de 6 a 8 minutos, para obtener un efluente de calidad constante, aunque con carreras de filtración más cortas. Esta es la alternativa más restringida de todas en cuanto a la calidad de agua que se va a tratar. En el caso de aguas que el 90% del tiempo no sobrepasan los 100 UNT y las 60 UC y alcanzan esporádicamente hasta 200 UNT y 100 UC, podrían ser tratadas mediante filtración directa ascendente. La tercera alternativa disponible para aguas relativamente claras es la filtración directa ascendente–descendente. Esta alternativa es aplicable a aguas que el 90% del tiempo no sobrepasan las 250 UNT ni las 60 UC, y alcanzan esporádicamente más de 400 UNT y 100 UC. El cuadro 3-2 sintetiza los rangos de calidad de agua óptimos para cada alternativa de tratamiento mencionada. Este tipo de soluciones requieren un amplio estudio de la fuente, para estar bien seguros de su comportamiento estacional, sobre todo durante los ciclos lluviosos. Cuadro 3-2. Límites de calidad del agua para plantas de filtración directa (1) Alternativa

Parámetros Turbiedad (UNT)

Filtración directa

Color verdadero (UC)

descendente

NMP de coliformes totales/100 mL

90% del 80% del Esporádicamente tiempo tiempo 25 - 30

< 50

< 50

< 200

< 2.500

Concentración de algas (unidades/mL)

< 200

Filtración directa

Turbiedad (UNT)

< 100

ascendente

Color (UC)

< 60

Filtración directa

Turbiedad (UNT)

< 250

ascendente–

Color (UC)

< 60

descendente

0.30 m

Lodo flotante Cilindro intermedio Cilindro externo

Abertura inferior del cilindro intermedio > 10 cm (todo el perímetro es hueco) Agua floculada

Entrada de recirculación presurizada

Figura 8-12. Cámara de flotación circular

4.4

La cámara de flotación, independientemente de la forma que tenga, es proyectada para un tiempo medio de retención comprendido entre 10 y 20 minutos y una tasa de escurrimiento superficial de 100 a 300 m3/ m2/d. La calidad del agua cruda y las condiciones de pretratamiento influyen tanto en el tiempo de retención como en la tasa de escurrimiento superficial, razón por la cual es fundamental realizar una investigación antes de elaborar el proyecto definitivo.

Pretratamiento

La eficiencia de la flotación depende del pretratamiento realizado y este, a su vez, está relacionado con la calidad del agua cruda. La realización de investigaciones piloto, aunque no sean de escurrimiento continuo, pueden proporcionar información fundamental en cuanto al tipo de coagulante primario, la dosis y el pH de coagulación, el tipo y la dosis de polímero. Además de la mezcla rápida, un tiempo de floculación comprendido entre 5 y 20 minutos puede ser necesario para que los flóculos alcancen un tamaño de 0,5 y 1 mm, considerado ideal para la flotación. En la figura 8-13 se muestran los resultados de unos trabajos realizados en Inglaterra (2) en que la eficiencia de remoción de color verdadero y de algas fue superior a 85%. En la figura 8-14 se muestran los resultados obtenidos en ensayos de coagulación–floculación–sedimentación en una instalación piloto de flotación para un agua cruda con turbiedad del orden de 22–24 UNT (2).

Flotación

77

En el cuadro 8-1 se muestra la eficiencia de remoción de algas de los decantadores comparativamente con la eficiencia de la flotación, usando sulfato ferroso clorado como coagulante (3). La planta de flotación fue operada a una tasa ascensional de 12 m/h, mientras que el decantador de manto de lodos no pudo ser operado con más de un m/h, aun con la adición de polielectrolitos.

Figura 8-13. Remoción del color

Figura 8-12. Remoción de turbiedad

Cuadro 8-1. Comparación de la eficiencia de remoción de algas en decantación y flotación usando sulfato ferroso clorado (3)

Tipo de alga

Agua cruda (células/mL)

Tratamiento por sedimentación (células/mL)

Tratamiento por flotación (células/mL)

Aphanizomenon

179.000

23.000

2.800

Microcystis*

102.000

24.000

2.000

Stephanodiscus

53.000

21.900

9.100

Chlorella

23.000

3.600

2.200

*Se usó sulfato de aluminio como coagulante.

En el cuadro 8-2 se presentan resultados de evaluaciones realizadas en algunos sistemas de flotación por aire disuelto utilizados en el abastecimiento de agua en diferentes comunidades en Inglaterra (3).

78

Manual I: Teoría

Cuadro 8-2. Resultados de la operación de sistemas de flotación en plantas de tratamiento de agua (3) Agua cruda

Agua flotada

Sistema

Color verdadero (µH)

Turbiedad UNT

Color verdadero (µH)

Turbiedad UNT

A B C D E F

— 6 – 44 6 – 22 12 – 27 2 – 60 22 – 240

— 1–7 0,5 – 6,4 1 – 9,5 0,6 – 3,6 0,5 – 29

— — 0,5 – 8,0 0 -3,0 4 (med) 4,5 – 35,0

— — 0,2 – 3,0 0,6 – 4,0 0,6 (med) 0,5 – 8,5

A veces el uso de un polímero resulta benéfico, especialmente para evitar la desagregación del material flotado. Véase la figura 8-10 (2). La remoción del material flotado, a través de raspadores con funcionamiento continuo o intermitente, es común en las instalaciones de flotación por aire disuelto.

Turbiedad del agua flotada

Parece existir un tiempo máximo entre raspados sucesivos en la operación intermitente (del orden de 2 horas), que permite el 5 espesamiento del material 4 flotado hasta una concentración de 3%. En cámaras 3 de flotación circulares, la 2 rotación del equipo de raspado recomendada es infe1 rior a 0,5 rpm mientras que 0 en los rectangulares, la ve7,5 8,0 8,5 9,0 9,5 locidad de desplazamiento pH coagulación no debe ser mayor de 0,5 S. de aluminio S. A. + 0,14 mg/L polímero m/min. Se efectuaron evaluaciones de filtración direc-

Figura 8-15. Efecto del polímero en la calidad del efluente flotado

Flotación

79

ta con y sin preozonización y flotación con aire disuelto y filtración para la clarificación del almacenamiento de aguas de alta calidad en Greenville, Carolina del Sur, en 1995 (4). Las metas del estudio incluyeron la producción de agua filtrada de baja turbiedad, control de algas, hierro, manganeso y subproductos de la desinfección. El tren de flotación con aire disuelto dio carreras de filtración más largas que la filtración directa. Se alcanzó en ambos casos la meta de 0,10 UNT de calidad de agua filtrada. El empleo de preozonización fue beneficioso para la filtración directa. La remoción de carbón orgánico total, de productos de la desinfección y de hierro y manganeso fue similar en ambos. El uso de cloruro férrico no presentó ventajas sobre el sulfato de aluminio como coagulante primario. Como se utilizaron dosis similares, el empleo de sulfato de aluminio sería más económico en las plantas.

80

Manual I: Teoría

REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS

(1)

Degrémont. Manual técnico del agua. Cuarta edición. Bilbao,1979.

(2)

Di Bernardo, Luiz. Métodos y técnicas de tratamiento de agua. Volumen 1. Rio de Janeiro, 1993.

(3)

Zabel, Thomas. The advantages of disolved–air flotation for water treatment. Journal AWWA, mayo, 1985.

(4)

Ferguson, C.; Logsdon, G. S. y Curley, D. Comparison of dissolved air flotation and direct filtration. Water Scientific Technology, vol. 31, 3-4, 1995, pp.113-124.

BIBLIOGRAFÍA ADICIONAL

Edzwald, J. Principles and applications of dissolved air flotation. Water Scientific Technology, vol. 31, 3-4, 1995, pp. 1-23. Fukushi, K.; Tambo, N. y Matsui, Y. A kinetic model for dissolved air in water and wastewater treatment. Water Science Technology, vol. 31, 3-4, 1995, pp. 37-47. Reali, M. A. y Marchetto, M. Clarificación de agua cruda con color moderadamente elevado. ABES, 1997. Richter, C. y Cristar, F. Clarificación de agua por flotación con aire disuelto. Aplicaciones realizadas en Uruguay y Brasil. S. d. Sartori, L. y Reali M. A. Disminución de la dosis de coagulante primario a través de la aplicación de polímetros sintéticos en la flotación de aguas para abastecimiento. ABES, 1997. Van Puffelen, J.; Buijs, P.; Nuhn, P. y Hijnen W. Dissolved air flotation in potable water treatment: the Dutch experience. Water Science Technology, vol. 31, 3-4, 1995, pp. 149-157.

CAPÍTULO 9 FILTRACIÓN Ing. Víctor Maldonado Yactayo

Filtración

1.

83

INTRODUCCIÓN

La filtración consiste en la remoción de partículas suspendidas y coloidales presentes en una suspensión acuosa que escurre a través de un medio poroso. En general, la filtración es la operación final de clarificación que se realiza en una planta de tratamiento de agua y, por consiguiente, es la responsable principal de la producción de agua de calidad coincidente con los estándares de potabilidad. El avance logrado por la técnica de filtración es el resultado de un esfuerzo conjunto dirigido a lograr que la teoría exprese los resultados de las investigaciones experimentales, de tal modo que sea posible prever, en el diseño, cómo va a operar la unidad de filtración en la práctica.

2.

MECANISMOS DE LA FILTRACIÓN

Como las fuerzas que mantienen a las partículas removidas de la suspensión adheridas a las superficies de los granos del medio filtrante son activas para distancias relativamente pequeñas (algunos ángstroms), la filtración usualmente es considerada como el resultado de dos mecanismos distintos pero complementarios: transporte y adherencia. Inicialmente, las partículas por remover son transportadas de la suspensión a la superficie de los granos del medio filtrante. Ellas permanecen adheridas a los granos, siempre que resistan la acción de las fuerzas de cizallamiento debidas a las condiciones hidrodinámicas del escurrimiento. El transporte de partículas es un fenómeno físico e hidráulico, afectado principalmente por los parámetros que gobiernan la transferencia de masas. La adherencia entre partículas y granos es básicamente un fenómeno de acción superficial, que es influenciado por parámetros físicos y químicos. Los mecanismos que pueden realizar transporte son los siguientes: a) b)

cernido; sedimentación;

84

Manual I: Teoría

c) d) e) f) g)

intercepción; difusión; impacto inercial; acción hidrodinámica, y mecanismos de transporte combinados.

Los mecanismos de adherencia son los siguientes: a) b) c)

fuerzas de Van der Waals; fuerzas electroquímicas; puente químico.

Cuál de estos mecanismos es el que controla el proceso de filtración ha sido asunto de largos debates. Es indudable que no todos necesariamente tienen que actuar al mismo tiempo y que, en algunos casos, la contribución de uno o varios de ellos para retener el material suspendido es quizás desdeñable. Pero hay que tener en cuenta que dada la complejidad del fenómeno, más de un mecanismo deberá entrar en acción para transportar los diferentes tamaños de partículas hasta la superficie de los granos del medio filtrante y adherirlas. 2.1

Mecanismos de transporte

Los distintos mecanismos que pueden realizar transporte de las partículas dentro de los poros del medio filtrante están esquematizados en la figura 9-1. En ella se ve cómo simultáneamente pueden actuar varias causas para aproximar el material suspendido hasta los granos del medio filtrante. Es interesante destacar que estas causas varían si la filtración se produce en las capas superficiales o en la profundidad del medio filtrante. En el primer caso, la acción física de cernido es el factor dominante, mientras que en el segundo caso es el de menor importancia. 2.1.1 Cernido Resulta evidente que cuando la partícula es de tamaño mayor que los poros del lecho filtrante, puede quedar atrapada en los intersticios.

Filtración

85

El cernido, en general, actúa solo en las capas más superficiales del lecho y con partículas relativamente fuertes, capaces de resistir los esfuerzos cortantes producidos por el flujo, cuya velocidad aumenta en las constricciones. A partir de las consideraciones geométricas, Hall considera que la probabilidad de remoción de una partícula por cernido (Pr) está dada por la siguiente fórmula: ⎡ d ⎤ Pr = ⎢ ⎣ Dc ⎥⎦

3/2

(1)

Donde: d Dc

= =

diámetro de la partícula diámetro del medio filtrante

2.1.2 Sedimentación El efecto de la gravedad sobre las partículas suspendidas durante la filtración fue sugerido hace más de 70 años, cuando Hazen consideró los poros de los filtros lentos de arena como pequeñas unidades de sedimentación. Sin embargo, durante mucho tiempo la contribución de este mecanismo no se consideró significativa, pues la velocidad de sedimentación de las partículas suspendidas y, especialmente, la de los pequeños flóculos, es mucho más pequeña en comparación con la velocidad intersticial. La sedimentación solo puede producirse con material suspendido relativamente grande y denso, cuya velocidad de asentamiento sea alta y en zonas del lecho donde la carga hidráulica sea baja. Ives (1965) sugiere que algunas partículas más pequeñas y floculentas pueden quedar retenidas en regiones donde la velocidad de escurrimiento sea pequeña debido a la distribución parabólica de velocidad en el régimen laminar. 2.1.3 Intercepción Normalmente, el régimen de escurrimiento durante la filtración es laminar y, por lo tanto, las partículas se mueven a lo largo de las líneas de corriente. Debido a que las partículas suspendidas tienen una densidad aproximadamente

86

Manual I: Teoría

igual a la del agua, ellas serán removidas de la suspensión cuando, en relación con la superficie de los granos del medio filtrante, las líneas de corriente están a una distancia menor que la mitad del diámetro de las partículas suspendidas. 2.1.4 Difusión Se ha observado que las partículas relativamente pequeñas presentan un movimiento errático cuando se encuentran suspendidas en un medio líquido (figura 9-1). Este fenómeno, resultado de un bombardeo intenso a las partículas suspendidas por las moléculas de agua, es conocido como movimiento browniano, y se debe al aumento de la energía termodinámica y a la disminución de la viscosidad del agua.

Cernido

Tamaño de grano (500 µ) Tamaño de poro (100-200 µ) Tamaño microflóculo

Intercepción 30 µ

Tamaño esferoidal (30 µ)

Impacto inercial

Partícula de sílice (20 µ) Tamaño de bacteria (1=2µ)

Difusión Sedimentación Difusión 500

Figura 9-1. Diferentes mecanismos que pueden realizar transporte

La eficiencia del filtro debida a la difusión es directamente proporcional a la temperatura e inversamente proporcional al diámetro de la partícula del grano. 2.1.5 Impacto inercial

Figura 9-2. Mecanismo de impacto inercial

Durante el escurrimiento, las líneas de corriente divergen al estar cerca de los granos del medio filtrante, de modo que las partículas suspendidas, con cantidad de movimiento suficiente para mantener su trayectoria, colisionan con los granos, según se muestra en la figura 9-2.

Filtración

87

2.1.6 Acción hidrodinámica La remoción de partículas floculentas de tamaño relativamente grande (~ 10 µm) es atribuida a la acción hidrodinámica, según se muestra en la figura 9-3. La comprensión de este mecanismo se facilita cuando se considera un escurrimiento en el que el gradiente de velocidad es Figura 9-3. Mecanismo de acción hidrodinámica constante. Una partícula suspendida en un fluido que escurre en estas condiciones estará sometida, como muestra la figura 9-4, a velocidades tangenciales variables en dirección perpendicular a la del escurrimiento. La diferencia entre Va y Vb tiende a hacer que la partícula gire y produzca una diferencia de presión en dirección perpendicular al escurrimiento, lo que hará que la partícula sea conducida a una región de velocidad más baja. A pesar de no teVa ner exactamente las condiVa > Vb ciones descritas anteriorVb mente, en la práctica de la filtración, el fenómeno es análogo y es válido para exFigura 9-4. Acción de la tensión de cizallamiento plicar la remoción de partículas de un tamaño del orden de 10 µm. 2.1.7 Mecanismos de transporte combinados Es probable que todos los mecanismos actúen simultáneamente durante la filtración; sin embargo, el grado de importancia de cada uno de ellos depende de las características de la suspensión y del medio filtrante. Normalmente se ha dado poca importancia a los efectos de la acción física de cernido y de impacto inercial durante la filtración.

Filtración

88

Yao y sus colaboradores estudiaron el efecto combinado de la sedimentación, intercepción y difusión y verificaron que, para las partículas de densidad igual a 1,05 g/cm3, la eficiencia de colección de un grano aislado presenta un valor mínimo cuando el tamaño de las partículas suspendidas es del orden de 1,4 µm, como se muestra en la figura 9-5.

Eficiencia de colección de un gramo = Ff 1

La eficiencia del medio filtrante para remover partículas de la suspensión por acción de los mecanismos de transporte puede expresarse adecuadamente como una función de la intercepción, difusión, sedimentación y acción hidrodinámica. 10

--1

10

--2

Difusión, intercepción y sedimentación

10--3

10--4

Solamente difusión 10--5 0.01

0.1

1

10

Tamaño de la partícula suspendida (µm)

Figura 9-5. Eficiencia del transporte de partículas

De un modo general, se puede concluir que la eficacia de colección de las partículas suspendidas es inversamente proporcional a la velocidad de aproximación V, al diámetro de los granos del medio filtrante D y a la viscosidad µ, y que la eficiencia de colección es una función de las características de la suspensión. 2.2

Mecanismos de adherencia

La adherencia entre las partículas transportadas y los granos está gobernada, principalmente, por las características de las superficies de las partículas suspendidas y de los granos. Las partículas se pueden adherir directamente tanto a la superficie de los granos como a partículas previamente retenidas. La importancia de las características de las superficies es evidente cuando se considera la filtración de una suspensión de arcilla en un lecho de arena con una velocidad de aproximación del orden de 1,5 mm/s. La eficiencia de remoción es inferior a 20% cuando no se emplea coagulante; por lo tanto, la filtración de la misma suspensión coagulada con una sal de Al+++ o Fe+++ puede producir una eficiencia de remoción superior a 95%. En el primer caso, se tiene una cantidad elevada de partículas estables, en tanto que, en el segundo caso, la mayor parte de las partículas fueron desestabilizadas.

Filtración

89

La adherencia se atribuye a dos tipos de fenómenos: interacción entre las fuerzas eléctricas y las de Van der Waals, y al enlace químico entre las partículas y la superficie de los granos de un material intermediario. Se ha sugerido, inclusive, que la filtración no es más que un caso especial de la floculación, donde algunas partículas son fijas (aquellas adheridas inicialmente a los granos) y otras suspendidas. 2.2.1 Interacción combinada de las fuerzas electrostáticas y las de Van der Waals De un modo general, las partículas sólidas sumergidas en agua presentan cargas en sus superficies, debido a una o más de las siguientes razones:

•

•

•

Disociación de iones en la superficie de las partículas. Cargas no balanceadas debido a las imperfecciones de la estructura del cristal. Reacciones químicas con iones específicos de la suspensión, con formación de enlaces químicos. Sustitución isomórfica en la estructura del cristal.

Plano de cizallamiento

Superficie exterior de doble capa

Superficie de fase sólida Partícula electronegativa Límite de la capa compacta Superficie interior de doble capa Capa compacta Capa difusa Potencial electrostático

•

Plano de cizallamiento Potencial zeta

Distancia

Atracción

Fuerza

Repulsión

Fuerza repulsiva En la interfaz sólido-líquido electrocinética existe una capa de iones de carga Barrera de energía opuesta a la del sólido, conocida Fuerza resultante como capa estacionaria o comDistancia entre las pacta, y otra de iones esparcidos, dos superficies también de carga opuesta, denominada capa difusa. Esta capa Fuerza de Van der Waals electroquímica doble establece un potencial de repulsión entre las Figura 9-6. Potencial zeta según partículas de la suspensión con Johnson Alexander cargas eléctricas semejantes. La magnitud de este potencial de repulsión y la distancia a la cual se extiende su campo de acción son afectadas por la composición química de la suspensión.

Filtración

90

Las características de la interfaz sólido-líquido han sido evaluadas en términos del potencial zeta, que es la media de la energía requerida para llevar una carga unitaria desde el infinito hasta un plano que separe el resto de la dispersión, a la sección de la capa difusa que se mueve junto con las partículas (figura 9-6).

VR 300

200

(VR-VA) máx

-100 Vt

x -100

VA

-200

-300

Figura 9-7. Variación del potencial de atracción o repulsión en función de la distancia entre dos esferas

Las fuerzas de atracción entre los átomos y entre las partículas fueron postuladas por Van der Waals para explicar la diferencia entre los gases ideales, los reales, y los vapores. Estas fuerzas son resultantes de varias acciones diferentes, como el efecto de Keeson, la inducción y la dispersión. Entre las partículas sólidas es posible que se produzcan interacciones por cualquiera de estos dos o tres efectos mencionados; por lo tanto, solamente la contribución debida a la dispersión se adiciona y hace efectiva a una distancia inferior a 500 ángstroms (A°). Por ese motivo, la interacción de las fuerzas de Van der Waals entre las partículas sólidas es, en muchas ocasiones, referida como interacción de dispersión.

Si en una dispersión coloidal, las únicas fuerzas entre las partículas fueran las de atracción de Van der Waals y las de repulsión eléctrica, se podría calcular el efecto global de interacción por la adición de ambas como contribuciones. La figura 9-7 representa la variación de la energía de repulsión y atracción, y el efecto global entre dos partículas esféricas de radio igual a 1 µm. Con el fin de reducir la estabilidad de los coloides para que se adhieran entre sí con las partículas suspendidas y los granos del medio filtrante, el valor de la resultante, (VR - VA)máx, debe reducirse o, preferentemente, anularse. La interacción entre las partículas suspendidas y los granos del medio filtrante puede entenderse mejor a través del análisis de las figuras 9-8, 9-9 y 9-10.

La figura 9-8 muestra el caso de una partícula de arcilla cargada negativamente y de forma no redondeada. La barrera de energía, (VR - VA)máx, evita que ocurra adherencia entre las partículas y los granos del medio filtrante; por lo tanto, si se considerara que algunas arcillas, como la caolinita, pueden tener tanto regiones positivas como negativas cuando el pH de la suspensión es bajo, es de esperar que algunas partículas sean removidas de la suspensión. En el caso de la figura 9-9, la arcilla en forma de placas es representada

Repulsión

Fuerzas electrostáticas

Fuerza de Van der Waals -3