Manual técnico del agua.
Barraque. Ch., y otros
ed. Degremont. 1979.
BASES TEÓRICAS DE LOS PRINCIPALES PROCESOS DE TRATAMIENTO
Para depurar el agua, generalmente es preciso combinar varios tratamientos elementales,
cuyas bases pueden ser físicas, químicas o biológicas, y cuyo
efecto es el de eliminar en primer lugar las materias en suspensión, a continuación
las sustancias coloidales, y después las sustancias disueltas (minerales u
orgánicas). Por último, deben corregirse ciertas características.
En cada etapa y dependiendo de los objetivos que se pretenda alcanzar, pueden aplicarse
diversos principios Examinemos, sucesivamente, los más importantes:
1. FENÓMENOS FISICO-QUÍMICOS
1.1. Eliminación de materia en suspensión y de coloides
1.1.1. GENERALIDADES
La presencia en el agua de diversas sustancias sólidas constituye, indudablemente,
la parte más importante y aparente de la contaminación.
Debe eliminarse esta parte sólida para evitar gran número de inconvenientes,
de los cuales los más importantes son: obstrucción de conducciones
o de refrigerantes, abrasión de bombas o de órganos de medida, desgaste
de materiales diversos, etc., que inciden notablemente en los costes de explotación
o de mantenimiento de las unidades de fabricación. En el caso de aguas de
abastecimiento o de vertidos, deben cumplirse, además, las exigencias de la
reglamentación.
La separación de las partículas sólidas del agua puede hacerse
de acuerdo con dos principios diferentes:
No obstante, la aplicación pura y simple de estos principios tropieza con
una dificultad debida a la gran dispersión del tamaño de las partículas,
incluso para un determinado tipo de contaminación.
En el cuadro siguiente, se relacionan ciertos materiales u organismos, con su tamaño
medio, así como el orden de magnitud del tiempo necesario para que estas partículas
recorran verticalmente un metro de agua, únicamente por la influencia de su
peso.
En efecto, un litro de agua de buena calidad puede contener varias decenas de
millones de partículas del orden de una micra, aunque estas partículas
pesen, en total, menos de 0,1 mg.
Se deduce de estas cifras que la calidad del agua es una noción relativa y
que, en función de las necesidades, debe precisarse cuál es la contaminación
residual que puede admitirse y, naturalmente, han de fijarse métodos de medida,
relacionados con los dos criterios de calidad que normalmente se emplean; la concentración
de materia en suspensión y la turbiedad del agua, que traduce la presencia
de partículas de pequeño tamaño, invisibles individualmente.
· Suspensiones coloida/es; su estabilidad en el agua
El cuadro 1 pone de manifiesto la escasa velocidad de decantación natural
de las partículas finas, llamadas coloidales, que constituyen una parte importante
de la contaminación, causa principal de la turbiedad. Todo tratamiento impone
un previo cambio de estado, que permita que las partículas se aglomeren y
formen corpúsculos de mayor tamaño, fáciles de eliminar. Este
engrosamiento no se produce de forma natural, puesto que existen fuerzas cuya acción
es específica de una suspensión coloidal, que la mantiene en estado
disperso a lo largo del tiempo, con una notable estabilidad.
Esta estabilidad es el resultado de una solvatación o de una acción
protectora debida a ciertos cuerpos adsorbidos, así como de la acción
preponderante de las fuerzas electrostáticas de repulsión entre las
partículas.
En las aguas naturales, los coloides se encuentran siempre cargados negativamente.
Lo mismo sucede, con frecuencia, en las aguas residuales.
Como consecuencia de la solvatación, debe considerarse la partícula
coloidal ionizada parcialmente en su superficie, pudiendo observarse, al microscopio,
que se desplaza bajo la acción de un campo eléctrico.
La interpretación teórica de los efectos electrocinéticos, especialmente
de la electroforesis, ha llevado a emitir la hipótesis de una doble capa iónica
en la interfaz sólido-liquido, y, seguidamente, a atribuir una estructura
definida a esta doble capa (fig. 12).
Fig. 12
Una parte de la doble capa se adhiere a la pared, estando constituida la otra
por una nube difusa de iones. V es el potencial del liquido con relación al
electrodo de referencia.
· Potencial Zeta
Se da el nombre de potencial Z (Zeta) a la diferencia de potencial entre la superficie
que separa las partes fija y móvil, por una parte, y el seno del liquido,
por otra.
Z es un potencial electrocinético, por oposición al potencial termodinámico
E, calculable por la fórmula de Nernst, y que es igual a la diferencia de
potencial entre la pared y el seno del liquido.
Z depende a la vez de E y del espesor de la doble capa. Su valor determina la magnitud
de las fuerzas electrostáticas de repulsión entre las partículas,
y, por tanto, su probabilidad de adhesión.
Al aparato de medida correspondiente se le llama Zetámetro (ver página
948).
Cuando una partícula se encuentra sometida a un campo eléctrico, alcanza,
casi instantáneamente, una velocidad tal que se establece un equilibrio entre
la fuerza eléctrica de atracción y la fuerza de rozamiento debida a
la viscosidad del medio. El cálculo lleva a la relación siguiente entre
Z y la movilidad de la partícula;
Z = knµ/D
n viscosidad dinámica en dPa.s
D constante dieléctrica del medio
µ movilidad de la partícula en µs/(V.cm)
Z se expresa en mV.
El factor k es función de los valores relativos del diámetro de la
partícula y del espesor de la doble capa iónica.
La relación muestra que todas las partículas cuyo potencial electrocinético
sea idéntico, tendrán la misma movilidad, cualquiera que sea su radio.
Las curvas experimentales que se incluyen, correspondientes a aguas y fangos, indican
el porcentaje de las partículas que se desplazan en un campo de potencial
variable. El máximo de la curva da el potencial Zeta de los coloides contenidos
en las aguas o los fangos experimentados (Fig. 13).
Fig. 13.
1.1.2. COAGULACIÓN. FLOCULACIÓN
· Desestabilización de una suspensión coloidal:
Para permitir la separación de una suspensión coloidal en condiciones
de velocidad satisfactorias, por ejemplo, bajo la influencia de la pesantez, es necesario
aglomerar los coloides para formar partículas de tamaño mucho mayor.
Por lo tanto, la suspensión debe transformarse por medios artificiales. Esta
transformación es la resultante de dos acciones diferentes:
Entre los especialistas en el tratamiento del agua, se reserva el término
«coagulación» para denominar el fenómeno de desestabilización,
y el de «floculación» para la aglomeración de los coloides
descargados. A los reactivos correspondientes se les llama, respectivamente, coagulantes
y floculantes.
· Coagulantes y floculantes
a) Evoluci6n en su empleo:
El empleo sistemático de sales minerales de cationes polivalentes como
coagulantes data de los últimos años del siglo pasado. En esa época,
se establecieron sus leyes, que muestran que la acción coagulante es función
de la valencia del ion que posee una carga opuesta a la de las partículas.
La coagulación se efectúa tanto mejor cuanto mayor es esta valencia
(teoría de Schulze-Hardy).
Esta teoría explica, en parte, por qué las sales de hierro y de aluminio
trivalentes han sido, y continúan siendo, las más utilizadas en todos
los tratamientos de coagulación del agua.
Sin embargo, estos coagulantes, debido a la hidrólisis que experimentan, presentan
el inconveniente de modificar las características físico-químicas
del líquido separativo (pH-conductividad). En dosis fuertes, producen un exceso
de fangos que, generalmente, constituyen un problema. Por otra parte, estos agentes
no dan siempre un precipitado que posea las características deseadas para
una buena separación.
Por estas razones, se ha recomendado el empleo de floculantes; en primer lugar, productos
de origen natural mineral (sílice activada) u orgánico (almidones,
alginatos...), y más tarde productos de síntesis (polímeros
de masa molar elevada), denominados polielectrólitos.
b) Coagulantes minerales
Los coagulantes que se utilizan con más frecuencia son las sales de hierro
o de aluminio y principalmente, por razones económicas, el sulfato de aluminio
y el cloruro férrico.
La acción coagulante de estas sales es el resultado de la hidrólisis
que sigue a su disolución, sin llevar inmediatamente a la formación
del hidróxido por ejemplo, AI(OH)3. Los compuestos intermedios
del aluminio, complejos hidróxido-aluminosos, no sólo aportan las cargas
necesarias para la neutralización de los coloides, sino que, según
ciertos autores, pueden polimerizarse, y, por lo tanto, crear puentes entre los coloides
cebando el proceso de floculación.
La dosis de coagulante se determina realizando ensayos con el agua considerada (ver
ensayo de floculación, página 949, que puede completarse con el estudio
del potencial Zeta de la suspensión).
La curva que representa la evolución del potencial Z en función de
la dosis de reactivo, puede tener características muy diferentes, según
el agua examinada.
En el caso de una curva próxima a la curva (1), figura 14, para obtener un
agua de buena calidad, basta adoptar una dosis A de reactivo, que permita alcanzar
un potencial comprendido entre - 3 y - 5 mV; por el contrario, para una curva del
tipo (2), es preciso adoptar la dosis B, que anula al potencial Z.
Fig. 14. - Determinación de la dosis del coagulante por el método del
potencial Z.
El pH desempeña un papel muy importante en el estudio de los fenómenos
de coagulación-floculación; es así como una parte de la carga
de las partículas coloidales que han adsorbido iones OH-
queda destruida por un aumento de la concentración en iones H+,
lo que disminuye la estabilidad de la suspensión coloidal.
Paralelamente, es preferible que el pH quede dentro de la zona correspondiente al
mínimo de la solubilidad de los iones metálicos del coagulante utilizado.
Para las sales de aluminio, el mínimo de iones Al3+
permanece en solución a un pH comprendido entre 6 y 7,4; fuera de este margen,
y según la mineralización del agua, existe el riesgo de volver a encontrar
en solución una proporción más o menos fuerte de aluminio.
En ciertos casos excepcionales, el agua a tratar contiene gran cantidad de materias
ricas en compuestos aluminicos. Una simple elevación del pH provoca la coagulación
de estos compuestos.
Para las sales de hierro, la zona de pH es mucho más amplia. Se alcanza el
mínimo de solubilidad cuando el pH es superior a 5.
c) Floculantes
- Sílice activada: la sílice activada está constituida por
una solución de ácido polisilicico (H2 Si O3)4 procedente de la polimerización
controlada del ácido silícico. Es poco estable, por lo que debe prepararse
«in situ». Sin embargo, durante mucho tiempo se le ha considerado como
el mejor floculante capaz de asociarse a las sales de aluminio, hasta el reciente
desarrollo de los polielectrólitos. Se sigue utilizando frecuentemente en
la producción de agua potable.
-Polímeros orgánicos: los polímeros orgánicos son macromoléculas
de cadena larga, de origen natural o conseguidas por asociación de monómeros
sintéticos, algunos de los cuales poseen cargas eléctricas o grupos
ionizables. La eficacia de los polimeros naturales es relativamente pequeña;
en cambio, mediante el empleo de los polímeros sintéticos se han conseguido
resultados notables. Su utilización en el tratamiento de aguas para el consumo
público es objeto de reglamentos sanitarios propios de cada país.
Según el carácter iónico de su grupo activo, los polímeros
sintéticos, normalmente denominados polielectrólitos, comprenden:
- polímeros no iónicos, casi exclusivamente poliacrilamidas de masa molar comprendida entre 1 y 30 millones.
Fórmula general de la poliacrilamida- polielectrólitos aniónicos de masa molecular de algunos millones, caracterizados por la coexistencia de grupos que permiten la adsorción, y grupos ionizados negativamente (grupos carboxílicos o sulfúricos), cuyo papel consiste en provocar la extensión del polímero. El más conocido es la poliacrilamida parcialmente hidrolizada por la sosa, cuya fórmula es:
- polielectrólitos catiónicos, que tienen en sus cadenas una carga eléctrica positiva, debida a la presencia de grupos amino, imino o amonio cuaternario.
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