UNIVERSIDAD CENTROAMERICANA

FACULTAD DE CIENCIA, TECNOLOGÍA y AMBIENTE

Estudio de diferentes procesos de coagulación para la remoción

de materia orgánica natural para disminuir la formación de trihalometanos en aguas de Puerto Díaz, Juigalpa

Monografía para obtener el Título de Ingeniera e Ingeniero en Calidad Ambiental

Autores: Br. María José Soriano López Br. Norman Enrique Lacayo Cuadra

Tutora: PhD. Indiana García

Managua, Nicaragua Diciembre, 2017

Dedicatoria

A Dios por darnos la vida, la paciencia, la tolerancia y las fuerzas necesarias para

llegar a la cima de esta etapa.

“No hay enseñanza sin investigación ni investigación sin enseñanza” -Paulo

Freire

A nuestra tutora, Indiana García, por brindarnos la posibilidad de culminar nuestra

carrera de la mano de sus conocimientos. Por su valioso tiempo y apoyo

incondicional.

A nuestros docentes, Romer Altamirano, Elizabeth Peña, Karina Sinclair, Daniel

Corrales, Reina Granados, Cipriano López, Claudio Wheelock y Urania Estrada,

por las herramientas que lograron crear en nosotros la posibilidad de construir y

reconstruir conocimientos para ser profesionales para Nicaragua.

“No le evitéis a vuestros hijos las dificultades de la vida, enseñadles más

bien a superarlas” -Louis Pasteur

A nuestras familias, por ser los cimientos de cariño y amor, los pilares de nuestra

educación y el sustento de nuestras necesidades.

Llegar juntos es el principio. Mantenerse juntos, es el progreso. Trabajar

juntos es el éxito”- Henry Ford.

A nuestros compañeros, porque la variedad de sus conocimientos complementan

los nuestros y nos alientan a superarnos.

Agradecimientos

Primeramente darle gracias a Dios, por haberme permitido llegar hasta esta etapa

de mi vida, por acompañarme en este largo camino y brindarme la fortaleza y

sabiduría suficiente en esos momentos que más lo necesité. A mi familia por su

apoyo y amor incondicional. A mi papá y a mi mamá, por el esfuerzo que ellos

hicieron conmigo, por haberme enseñado los valores y principios que me ayudaron

a ser mejor cada día, a mis hermanas por siempre estar para mí, por ser mis

consejeras y mejores amigas. A Fer porque también es parte de mi familia y porque

siempre estuvo en los momentos más difíciles dándome su apoyo y las palabras de

aliento que necesitaba escuchar para levantarme y seguir hacia adelante, toda esta

etapa fue más bonita a tu lado.

A mis compañeros de clase, con quienes compartí muchos momentos de estrés, de

desvelos, de preocupaciones, de llantos pero que también hubieron muchos

momentos de alegría, de compañerismo, de unión, momentos en los que nos tocó

animarnos unos a otros, gracias por su aliento y por las veces que de alguna u otra

manera me ayudaron. A mis amigos de estos cinco años de estudio y de los que

siguen Ofelia Sequeira, Josué Castillo, Norman Lacayo, Rubén Medina, Joseph

Ramos.

Y por último a cada uno de mis profesores por todas sus enseñanzas que serán de

mucha ayuda en la vida laboral, pero en especial muchas gracias a nuestra tutora

Indiana García por todo su apoyo y tiempo brindado a lo largo de esta

investigación.

-María José Soriano López

Agradecimientos

En los momentos más difíciles de nuestras vidas, cuando nos sentimos

desanimados, lastimados, preocupados, estresados, es Dios, la familia y los más

allegados los que nos animan a seguir trabajando para coronar nuestras metas y

nuestros propósitos de vida.

Por lo tanto, deseo dar gracias primero a Dios, porque sin Él nada fuese posible,

gracias padre por la vida, por la familia que me regalaste, por las fuerzas para

poder llegar hasta este punto. Espero no decepcionarte, con tu propósito para

conmigo.

Expreso gratitud a mis padres Carla y Alejandro, a mis hermanos Alejandro y

Sarah, porque aunque no seamos una familia perfecta, son parte del motor que

me impulsa todos los días para seguir luchando por mis metas. No seré el mejor

hijo, ni el mejor hermano, pero espero poder salir adelante para llegar a ser un

pilar importante de nuestra familia, para ayudarles en lo que me necesiten.

Así mismo, agradezco a Diana, por ser una de las personas que más me ha

brindado su apoyo para terminar mi carrera, gracias por tu compañía en las

noches de desvelos, por llorar conmigo en mis desilusiones, por hacer de mis

problemas sus problemas y por estar 100% para mí cuando necesité de su ayuda.

Gracias a los docentes que de la mano de sus conocimientos comprendí que lo

importante es utilizar nuestras habilidades para ayudar a alguien, para hacer el

bien contribuyendo al desarrollo de los menos favorecidos. También quiero

agradecer a mis compañeros, Josué, Ofelia, Joseph, Rubén y a mi compañera de

tesis por ser parte de esta aventura.

Quiero crecer, cognitiva y emocionalmente para lograr ser alguien para mi país,

para mi familia y para mí. Este es el primer paso para cumplir con el propósito que

le he dado a mi vida.

-Norman Lacayo

RESUMEN

El propósito de la presente investigación fue evaluar los diferentes procesos de

coagulación para reducir la carga de Materia Orgánica Natural (MON) antes del

proceso de desinfección utilizando agua de Puerto Díaz, Juigalpa, para disminuir

de esta forma la formación de subproductos de la desinfección (THM´s).

Para tal fin, se caracterizó el agua proveniente de Puerto Díaz, y a esta se

aplicaron los procesos de coagulación en estudio, que son, coagulación clásica,

doble coagulación y coagulación clásica con floculación emballestada (con lodos

como floculante orgánico y con silica gel como floculante inorgánico). Además, se

realizó el mismo procedimiento para agua sintética preparada en el laboratorio con

ácido húmico, para eliminar interferencias en los resultados por la presencia de

contraiones.

Tras haber aplicado los procesos de coagulación al agua de Puerto Díaz, y al

agua sintética, se procedió a realizar la determinación de los parámetros físico-

químicos para cada una de las muestras obtenidas, por cada proceso de

coagulación se obtuvieron seis muestras, que corresponden a las seis jarras de

esta prueba. En total se lograron obtener 48 muestras a las cuales se les

determinaron, pH, turbiedad, absorbancia a 254 nm, sulfatos, aluminio, sólidos

totales disueltos, carbono orgánico disuelto, conductividad; después se simuló el

proceso de desinfección con hipoclorito de sodio y se determinó la formación de

trihalometanos.

El proceso de coagulación clásica con floculación emballestada utilizando los

lodos como floculante orgánico fue según los resultados obtenidos, el más

eficiente en términos de remoción de MON, por lo tanto, también es el proceso en

el que se obtuvieron menores concentraciones de trihalometanos.

Palabras claves: coagulación, floculación emballestada, materia orgánica natural, desinfección,

trihalometanos.

ABSTRACT

The purpose of this investigation was evaluate the different coagulation processes

to reduce the load of Organic Natural Matter (MON) before the disinfection process

using water from Puerto Díaz, Juigalpa, to decrease the formation of disinfection

byproducts ( THM's).

Therefore, water from Puerto Diaz was characterized, and the coagulation

processes under study were applied, which are classic coagulation, double

coagulation and classic coagulation with emballested flocculation (with sludge as

organic flocculant and with silica gel as inorganic flocculant). Also, the same

procedure was carried out for synthetic water prepared in the laboratory with humic

acid, in order to eliminate interferences in the results due to the presence of

counterions.

After having applied the coagulation processes to the water of Puerto Diaz, and to

synthetic water, we proceeded to determine the physical-chemical parameters for

each of the samples obtained, for each coagulation process, we obtained six

samples, which correspond to the six jars of this test. In total, 48 samples were

obtained, which were determined, pH, turbidity, absorbance at 254 nm, sulfates,

aluminum, total dissolved solids, dissolved organic carbon, conductivity; then the

process of disinfection with sodium hypochlorite was simulated and the formation

of trihalomethanes was determined.

The classic coagulation process with emballested flocculation using sludge as an

organic flocculant was, according to the results obtained, the most efficient in terms

of removal of MON, therefore, it is also the process in which lower concentrations

of trihalomethanes were obtained.

Keywords: coagulation, emballested flocculation, organic natural matter, disinfection,

trihalomethanes.

TABLA DE CONTENIDO

I. INTRODUCCIÓN ................................................................................................. 1

II. OBJETIVOS ........................................................................................................ 3

2.1 Objetivo General ............................................................................................ 3

2.2 Objetivos Específicos..................................................................................... 3

III. MARCO CONCEPTUAL..................................................................................... 4

3.1 El Agua .......................................................................................................... 4

3.2 Calidad del Agua ........................................................................................... 4

3.3 Caracterización del Agua ............................................................................... 4

3.3.1 Parámetros físico-químicos ..................................................................... 5

3.4 Potabilización ............................................................................................... 13

3.4.1 Sistemas de tratamientos convencionales para potabilización ............. 15

3.5 Subproductos de la Desinfección ................................................................ 25

3.5 Normas de Calidad de Agua ........................................................................ 27

IV. MARCO METODOLÓGICO ............................................................................. 29

4.1 Caracterización físico-química del agua cruda ............................................ 30

4.1.1 Medición de los parámetros .................................................................. 30

4.2 Aplicación del proceso de coagulación clásica ............................................ 34

4.2.1 Preparación del reactivo Sulfato de aluminio ........................................ 34

4.2.2 Prueba de jarras .................................................................................... 35

4.2.3 Determinación de los parámetros físico-químicos ................................. 36

4.3 Aplicación del proceso de doble coagulación .............................................. 36

4.3.1 Prueba de jarras .................................................................................... 36

4.3.2 Determinación de los parámetros físico-químicos ................................. 36

4.4 Aplicación del proceso de coagulación clásica con floculación ................... 37

emballestada

4.4.1 Coagulación clásica con floculación emballestada utilizando ............... 37

lodos de la coagulación clásica como floculante orgánico

4.4.2 Coagulación clásica con floculación emballestada utilizando ............... 38

silica gel como floculante sintético

4.4.3 Determinación de los parámetros físico-químicos ................................. 38

4.5 Determinación de la Producción de Trihalometanos (THM’s) ...................... 38

4.5.1 Simulación del Proceso de Desinfección .............................................. 39

4.5.2 Preparación de los reactivos ................................................................. 39

4.5.3 Preparación de la curva absorbancia vs concentración ........................ 40

4.5.4 Determinación de los THM’s ................................................................. 40

4.6 Comparación de la Efectividad de Remoción de Materia Orgánica ............. 41 de los Procesos de Coagulación Aplicados

V. RESULTADOS Y DISCUSIONES ..................................................................... 42

VI. CONCLUSIONES ........................................................................................... 76

VII. RECOMENDACIONES ................................................................................... 78

VIII. ABREVIATURAS ........................................................................................... 80

IX. REFERENCIAS ............................................................................................... 80

ANEXO A. DETERMINACIONES ANALÍTICAS .................................................... 82

ANEXO B. MEMORIA DE FOTOS ...................................................................... 922

B.1 Pruebas de Jarras ....................................................................................... 92

B.2 Equipos e Instrumentos Utilizados .............................................................. 94

ANEXO C. MEMORIA DE CÁLCULO ................................................................... 95

C.1 Curva para la Determinación de Trihalometanos (THM’S) .......................... 95

C.2 Curva para Determinación de la Concentración de la Demanda ................ 98 Química de Oxígeno (DQO)

C.3 Curva para Determinación de la concentración de Color ............................ 99

ANEXO D. TABLAS DE RESULTADOS ............................................................. 102

ÍNDICE DE TABLAS

Tabla 1. Efectos de la MON en la calidad del agua y sus características ............. 12

Tabla 2. Parámetros organolépticos ...................................................................... 28

Tabla 3. Tabla de recolección de resultados ......................................................... 35

Tabla 4. Tabla de comparación de resultados....................................................... 41

Tabla 5. Caracterización del agua cruda de Puerto Díaz ...................................... 42

Tabla 6. Caracterización del agua del Lago Cocibolca ......................................... 44

Tabla 7. Resultados de los parámetros para el proceso de CC ............................ 45

Tabla 8. Resultados de los parámetros para la el proceso de DC ........................ 51

Tabla 9. Resultados de los parámetros obtenidos en el proceso de CC+L ........... 57

Tabla 10. Resultados de los parámetros obtenidos en el proceso de CC+S ........ 63

Tabla 11. Resultados de la formación de THM’s ................................................... 68

Tabla 12. Resultados de la comparación de los procesos de coagulación ........... 70

Tabla 13. Resultados obtenidos con el agua sintética .......................................... 73

ÍNDICE DE FIGURAS

Figura 1. Clasificación de la Materia Orgánica Natural. ........................................ 10

Figura 2. Neutralización de carga en la coagulación. ............................................ 16

Figura 3. Fases de la coagulación. ........................................................................ 19

Figura 4. Coagulación por adsorción. .................................................................... 20

Figura 5. Coagulación por barrido. ........................................................................ 20

Figura 6. Floculación emballestada. ...................................................................... 23

Figura 7. Prueba de jarras, coagulación clásica. ................................................... 45

Figura 8. Turbiedad vs absorbancia en la CC ....................................................... 46

Figura 9. pH en el proceso de CC. ........................................................................ 47

Figura 10. Comportamiento de los STD y la conductividad en el proceso. ........... 48 de CC

Figura 11. Aluminio en el proceso de CC. ............................................................. 48

Figura 12. Sulfatos en el proceso de CC. .............................................................. 49

Figura 13. Color en el proceso de CC. .................................................................. 50

Figura 14. COD en el proceso de CC. ................................................................... 50

Figura 15. Turbiedad vs absorbancia en el proceso de DC. ................................. 52

Figura 16. pH en el proceso de DC. ...................................................................... 53

Figura 17. Comportamiento de los STD y la conductividad en el proceso. ........... 53 de DC

Figura 18. Aluminio en el proceso de DC. ............................................................. 54

Figura 19. Sulfatos en el proceso de DC. .............................................................. 54

Figura 20. Color en el proceso de DC. .................................................................. 55

Figura 21. COD en el proceso de DC. ................................................................... 55

Figura 22. Prueba de jarras CC+L ........................................................................ 57

Figura 23. Turbiedad vs absorbancia en el proceso de CC+L. ............................. 58

Figura 24. pH en el proceso de CC+L . ................................................................. 59

Figura 25. Comportamiento de los STD y la conductividad en el proceso. ........... 59 de CC+L

Figura 26. pH en el proceso de CC+L. .................................................................. 60

Figura 27. Sulfato en el proceso de CC+L. ........................................................... 60

Figura 28. Color en el proceso de CC+L. .............................................................. 61

Figura 30. Prueba de jarras doble coagulación. .................................................... 51

Figura 29. COD en el proceso de CC+L. ............................................................... 62

Figura 31. Prueba de jarras CC+S. ....................................................................... 63

Figura 32. Turbiedad vs absorbancia en el proceso de CC+S. ............................. 64

Figura 33. pH en el proceso de CC+S. .................................................................. 65

Figura 34. Comportamiento de los STD y la conductividad en el proceso. ........... 65

de CC+S

Figura 35. Aluminio y sulfatos en el proceso de CC+S. ........................................ 66

Figura 36. Color en el proceso de CC+S. .............................................................. 67

Figura 37. COD en el proceso de CC+S. .............................................................. 67

Figura 38. Parte del proceso para la determinación de THM’s.............................. 69

Figura 39. Celdas para la medición de absorbancia, determinación de THM’S .... 69

Figura 40. Turbiedad vs absorbancia de los procesos de coagulación. ................ 70

Figura 41. Remociones de Turbiedad y Absorbancia de los procesos de. ............ 71 coagulación

Figura 42. Comparación del comportamiento de los STD. .................................... 72

Figura 43. Comparación de la remoción de la turbiedad de los diferentes ............ 74 procesos aplicados.

Figura 44. Comparación de la remoción de la absorbancia de los diferentes. ...... 74 procesos aplicados

Figura 45. Comportamiento del pH en los procesos de coagulación. ................... 74

Figura 46. Prueba de jarras CC+S en agua sintética. ........................................... 75

Figura B1. Prueba de jarras con agua de Puerto Díaz. ......................................... 92

Figura B2. Prueba de jarras con agua sintética. .................................................... 92

Figura B3. Prueba de jarras CC+S agua de Puerto Díaz. ..................................... 93

Figura B4. Prueba de jarras doble coagulación, agua de Puerto Díaz. ................. 93

Figura B5. HACH DRB200. ................................................................................... 94

Figura B8. Espectrofotómetro Génesis 10SUV.Vis. .............................................. 94

Figura B6. HACH DR900....................................................................................... 94

Figura B7. HACH 2100Q. ...................................................................................... 94

Figura C1. Curva absorbancia vs concentración para determinación de THM’s. .. 97

Figura C2. Curva para determinación de DQO. .................................................... 98

Figura C3. Curva para determinar la concentración de color. ............................... 99

1

I. INTRODUCCIÓN

El agua es el líquido vital para todo ser viviente, la presencia de la vida en la tierra

está limitada a la accesibilidad a este recurso. Para los seres humanos y animales,

el agua debe de estar disponible en cantidad y con la calidad óptima para poder

ser consumida. Esta calidad depende de sus propiedades físicas, químicas y

biológicas, que esta a su vez dependen del medio en el que se encuentran, y

sobre todo de la influencia de las actividades humanas sobre el recurso.

El agua ha sido y será un recurso indispensable para el desarrollo; después de la

revolución industrial y debido al crecimiento poblacional, la demanda del recurso

ha incrementado desenfrenadamente, tanto para consumo humano como para la

producción de productos o servicios. Al utilizar mayores cantidades, también se

producen grandes volúmenes de aguas residuales que son desechadas en sitios

de disposición final, que generalmente son cuerpos de agua naturales, ya sean

ríos, lagos, quebradas, o el mismo océano.

Además del uso desmedido del recurso hídrico para las actividades humanas que

conllevan al agotamiento del recurso, la deforestación, las sequías y el cambio

climático han incidido más en la falta de agua en muchos países a nivel mundial,

sobre todo, en los países en vías de desarrollo, donde el agua es fundamental

para los principales rubros económicos, como lo es la agricultura.

Como respuesta a la degradación de las fuentes de agua naturales y a los

problemas actuales de disponibilidad, se han desarrollado diversas tecnologías

que permiten mejorar la calidad del recurso que ha sido contaminado por cualquier

fuente antropogénica. Las tecnologías más eficientes y seguras han sido

concebidas en los países con gran potencial económico y con un alto poder

adquisitivo, a diferencia de los países sub-desarrollados donde estas tecnologías

de punta no se pueden utilizar porque su operación y mantenimiento es muy

costoso, además que es necesario contar con técnicos y especialistas en el

campo.

Nicaragua a pesar de ser un país tan privilegiado por los recursos hídricos que

posee, la contaminación y el mal uso de las fuentes hídricas ha conllevado a la

escasez, por lo tanto, ha sido necesario que los cuerpos de agua donde se realiza

el vertido final de las aguas residuales domésticas e industriales, como el Lago de

Nicaragua conocido como Lago Cocibolca sean utilizados para abastecer de agua

2

para potabilizar a Juigalpa y otros departamentos del país. Por la calidad del

recurso, y por las actividades que influyen en esta, se debe dar un tratamiento

adecuado para remover toda la contaminación a la que ha sido expuesta, para

evitar enfermedades en la población que está siendo servida.

En zonas rurales de Nicaragua se hace uso de la técnica de filtración en múltiples

etapas, cuando se trabaja con aguas superficiales. En las grandes plantas

potabilizadoras de la región central del país se utiliza el tratamiento convencional

que consiste en una serie de operaciones y procesos unitarios en los cuales se

encuentran: coagulación-floculación-sedimentación, filtración rápida y

desinfección.

Los suministros de agua potable requieren alguna forma de desinfección para

prevenir la transmisión de enfermedades causadas por bacterias, virus y

protozoarios, y efectos adversos debidos a la presencia de agentes químicos

contaminantes. Entre los desinfectantes utilizados se encuentran el cloro, las

cloraminas, el ozono o el dióxido de cloro. La mayoría de las aguas de Nicaragua

son desinfectadas con cloro, siendo el método más apropiado en términos de

costo y efectividad. Para desinfectar el agua se usan tres formas de cloro: cloro

líquido o gas (Cl2), hipoclorito de calcio (Ca(OCI)2) e hipoclorito de sodio (NaOCl)

(Sarmiento, Roja, Medina, Olivet, & Casanova, 2003).

La desinfección del agua mediante cloración es adecuada para la eliminación de

agentes infecciosos causantes de enfermedades, pero tiene el inconveniente de

originar una serie de subproductos tóxicos de la desinfección, siendo los más

abundantes los trihalometanos (THM’s). Estos se producen cuando el cloro

reacciona con la materia orgánica presente, formada por sustancias húmicas (SH)

y fúlvicas. Los THM originados mediante este proceso incluyen el cloroformo

(CHCl3), el bromodiclorometano (CHBrCl2), el clorodibromometano (CHClBr2) y el

bromoformo (CHBr3), todos ellos volátiles. Se ha observado una asociación

positiva entre la concentración de los productos de la cloración y el riesgo de

cáncer de vejiga, colon y recto (Sarmiento, Roja, Medina, Olivet, & Casanova,

2003).

La presente investigación tiene como objetivo principal aplicar diferentes procesos

de coagulación para la remoción de materia orgánica a agua natural de Puerto

Díaz y agua sintética preparada en laboratorio, y de esta manera evaluar cuál de

los procesos es más efectivo en términos de remoción de materia orgánica natural

y por consiguiente para la reducción en la formación de sub-productos de la

desinfección.

3

II. OBJETIVOS

2.1 Objetivo General

Evaluar los diferentes tipos de procesos de coagulación para la reducción de la

carga de materia orgánica antes de la desinfección utilizando agua del Puerto

Díaz, Juigalpa.

2.2 Objetivos Específicos

a. Caracterizar mediante los parámetros físico-químicos la presencia de

materia orgánica natural y otros compuestos en el agua cruda

proveniente de Puerto Díaz.

b. Aplicar el proceso de coagulación clásica para la remoción de

materia orgánica.

c. Demostrar la remoción de materia orgánica haciendo uso del proceso

de doble coagulación.

d. Valorar la remoción de materia orgánica después de la aplicación el

proceso de coagulación clásica con floculación emballestada

e. Determinar la concentración de trihalometanos que se forma después

de la remoción de materia orgánica utilizando los tres procesos de

coagulación estudiados previamente.

f. Valorar la efectividad de los procesos de coagulación en la remoción

de materia orgánica.

g. Comparar la eficiencia de los procesos de coagulación en la

remoción de materia orgánica natural en agua natural de Puerto Díaz

y en agua sintética preparada en el laboratorio.

4

III. MARCO CONCEPTUAL

En este capítulo se presentan cada una de las definiciones científico-técnicas

tomados en cuenta para hacer posible el desarrollo de esta investigación. Entre

los aspectos abordados está la caracterización físico-química y bacteriológica del

agua, las normativas nacionales e internacionales que rigen la calidad de agua

para consumo humano y los tratamientos convencionales, haciendo énfasis en la

técnica de coagulación y floculación.

3.1 El Agua

Graham, Parkinson, y Chahine (2010) explican que el agua está en todas partes

de la Tierra y es la única sustancia que naturalmente puede existir como gas,

líquido y sólido dentro de la gama relativamente pequeña de temperaturas y

presiones del aire encontradas en la superficie.

En total, el contenido de agua de la Tierra es de aproximadamente 1,39 millones

de kilómetros cúbicos, la mayor parte de ella, aproximadamente el 96,5%, está en

los océanos, aproximadamente el 1,7% se almacena en forma de hielo, glaciares y

nieve permanente, y otro 1,7% se almacena en aguas subterráneas, lagos, ríos,

arroyos y en el suelo. Finalmente, un milésimo del 1% existe como vapor de agua

en la atmósfera de la Tierra (Graham, Parkinson & Chahine, 2010).

3.2 Calidad del Agua

El agua se puede clasificar según sus propiedades físico-químicas y biológicas,

estas propiedades determinan el uso que se les puede dar, ya sea para consumo

humano, para riego, para recreación, etc. Además estas propiedades pueden

manifestar el peligro o los beneficios que significa un recurso hídrico para los

seres vivos.

3.3 Caracterización del Agua

El agua es clasificada según sus propiedades físicas, químicas (materia orgánica

e inorgánica) y biológicas, es importante la clasificación porque de ella depende si

es apta para consumo humano o para cualquier otra actividad, evitando de esta

forma los problemas de salud resultantes por el consumo de agua contaminada.

5

La clasificación aporta resultados cualitativos y cuantitativos relacionados a la

estética, calidad e inocuidad del recurso.

3.3.1 Parámetros físico-químicos

Turbiedad

La turbiedad es una medida general de la nubosidad del agua creada por las

partículas suspendidas. Se ha utilizado para evaluar la calidad del agua potable

durante más de un siglo y sigue siendo la medida más utilizada en el tratamiento

de agua potable. Estas partículas suspendidas pueden incluir arcilla, limo, materia

inorgánica y orgánica finamente dividida, compuestos orgánicos de color soluble y

plancton, además de otros organismos microscópicos. La turbidez excesiva, o

nubosidad, en el agua potable es estéticamente poco atractiva, y también puede

representar un problema de salud, ya que puede proporcionar alimento y refugio

para patógenos (Parsons & Jefferson, 2006).

Según Crittenden, et. al (2012), las partículas se definen como sólidos finamente

divididos más grandes que las moléculas, pero generalmente no se distinguen

individualmente por el ojo sin ayuda de un equipo como el microscopio. Las

partículas en el agua son importantes por una variedad de razones, incluyendo su

impacto en los procesos de tratamiento y los posibles impactos en la salud sobre

todo por las partículas asociadas con patógenos. Las partículas en agua pueden

clasificarse de acuerdo con su fuente, tamaño, estructura química, características

ade carga eléctrica y características de interfaz agua-sólido.

Las principales fuentes naturales de partículas en el agua son los procesos de

erosión del suelo y la actividad biológica. Las arcillas y limos son producidos por la

intemperie. Las algas, las bacterias y otros microorganismos superiores son los

tipos predominantes de partículas producidas biológicamente. Algunas partículas

tienen fuentes naturales y otras proceden de fuentes antropogénicas. Las

partículas pueden ser transportadas al agua a través de la erosión directa de los

ambientes terrestres, suspendidas por turbulencia y mezcladas en agua, o

formadas en la columna de agua durante la actividad biológica, la precipitación

química o mediante la deposición atmosférica (Crittenden, et. al, 2012).

6

Color

El color de un agua se debe a sustancias coloreadas existentes en suspensión o

disueltas en ella: materias orgánicas procedentes de la descomposición de

vegetales, así como de diversos productos y metabolitos orgánicos que

habitualmente se encuentran en ellas (coloraciones amarillentas). Además, la

presencia de sales solubles de Fe y Mn (aguas subterráneas y superficiales poco

oxigenadas) también produce un cierto color en el agua. En aguas naturales de

lagos y embalses suele existir una relación directa entre color y pH, de forma que

cuando aumenta el segundo lo hace el primero. El color de las aguas profundas de

lagos y embalses durante la época de estratificación térmica es marcadamente

superior al del agua superficial (Galvín, s.f.).

En este sentido, la importancia del color en el agua de consumo es

fundamentalmente, de carácter organoléptico: cuando se toma agua coloreada,

ineludiblemente se la asocia a agua "peligrosa" para la salud.

pH

El pH de un agua se debe sobre todo al equilibrio carbónico y a la actividad vital

de los microorganismos acuáticos. Respecto a lo primero, la secuencia de

equilibrios de disolución de CO2 en un agua, y la subsiguiente disolución de

carbonatos e insolubilización de bicarbonatos, alteran drásticamente el pH de

cualquier agua.

Según Crittenden, et. al (2012), el pH es una medida de las propiedades ácido-

base de una solución. El pH es un parámetro importante en el tratamiento del

agua, ya que influye directamente en las dosificaciones de sustancias químicas

que se añaden a la dureza y las partículas coaguladas. El pH se mide como el

logaritmo negativo de la concentración de iones hidrógeno:

pH=−log10[H+] (1)

Con relación al agua potable, el consumo de aguas con valores extremos de pH

puede provocar irritaciones de mucosas y órganos internos, e incluso procesos

ulcerosos. Además, aguas con pH<7 favorecen corrosiones en la red de

distribución de aguas potables, y la aparición de condiciones físico-químicas que

permiten la formación de H2S en casos extremos mediante concurso microbiano.

Por último, otro efecto asociado al pH de un agua potable es que valores altos

7

están generalmente asociados a la presencia de aguas coloreadas y por tanto, no

agradables para el consumo humano.

Conductividad

La conductividad es producida por los electrolitos que lleva disueltos un agua y es,

lógicamente, muy baja en el agua pura (unas pocas centésimas de μS/cm).

La conductividad del agua es la medida de la habilidad de una solución de

conducir una corriente eléctrica. Porque la corriente eléctrica es transportada por

los iones en solución, la conductividad incrementa si la concentración de iones

incrementa. En efecto, la medida de la conductividad eléctrica es utilizada como

un sustituto de la medida de la concentración total de los sólidos suspendidos. En

la actualidad la conductividad eléctrica del agua es uno de los parámetros más

importantes para determinar la solubilidad del agua para irrigación (Metcalf &

Eddy, 2003).

Sulfatos

Los sulfatos, sales solubles en agua a excepción de los de Plomo, Bario y

Estroncio, se hallan profusamente repartidos en todas las aguas. Las fuentes

primarias de sulfatos son rocas evaporitas, que se forman por evaporación de

agua y precipitación mineral, como yeso (CaSO4 • 2H2O) y anhidrita (CaSO4), roca

sedimentaria como la pirita (FeS2), precipitaciones y metabolismo bacteriano. La

concentración de sulfato en aguas oxidadas oscila típicamente entre 5 mg/L y 30

mg/L, indican que los sulfatos en un agua de bebida provocan sabores amargos.

Como efecto positivo, ha de destacarse que aguas con importante contenido en

sulfatos, insolubilizan los metales pesados allí presentes y minimizan su toxicidad

(Crittenden, et. al, 2005).

Carbón Orgánico Disuelto (COD)

Paolini (1990) señala que el carbono orgánico transportado por los ríos

generalmente se divide en la fracción disuelta (COD) y particulada en base a

filtración. Esta distinción es puramente operacional ya que entre ambas fracciones

existe un continuo intercambio.

El término se refiere a los compuestos disueltos en el agua que se derivan de la

materia orgánica. Las sustancias húmicas representan aproximadamente el 70 %

8

de la MON. Si la proporción de carbón orgánico disuelto y carbón orgánico total

(COD/COT) es relativamente baja (la mayor cantidad de material orgánico está en

forma de partículas), y puede esperarse que los procesos físicos como

sedimentación y filtración remuevan un fragmento significativo de MON. Del

mismo modo, las proporciones de COD/COT relativamente altas (> 0.5) indican

que la MON está en forma soluble. Por consiguiente, otro proceso como

coagulación, adsorción por carbón activado granular, y filtración de membrana son

requeridos para lograr una remoción adecuada (Krasner, Croue, Buffle & Perdue

1996). Generalmente se determina como mg/L de COD en la muestra.

Absorción Ultravioleta a 254 Nanómetros (UV254)

Para el análisis de la concentración de materia orgánica residual en los ensayos

de adsorción se ha utilizado el parámetro UV254 (Absorbancia Ultravioleta a 254

nm) en vez del COT (Carbono Orgánico Total): la UV254 es un parámetro que

también se usa como indicador del contenido orgánico total del agua y como

sustituto rápido del COT (Rodríguez, 2003).

Aluminio (Al3+)

El Aluminio (Al3+) presente en aguas naturales proviene de la disolución de

silicatos y filosilicatos, pudiendo encontrarse como sales solubles o compuestos

coloidales. La dinámica del Al en aguas naturales se inicia con la meteorización de

rocas silicatadas que generan en un principio aluminio coloidal, posteriormente

convertido en aluminio disuelto (Universidad de Jaén, 2005).

La existencia de Al3+ en aguas tratadas proviene del uso común de sales de

aluminio en coagulación de aguas destinadas a consumo doméstico. Respecto a

esto, durante mucho tiempo se consideró que existía relación entre alta incidencia

de la enfermedad de Alzheimer y el uso de agua de grifo rica en Al3+, en procesos

de diálisis a que se sometía a enfermos renales. Sin embargo, en la actualidad

este punto parece no confirmarse (Universidad de Jaén, 2005).

Sólidos Totales Disueltos (STD)

Los sólidos disueltos totales (STD) comprenden las sales inorgánicas

principalmente de calcio, magnesio, potasio y sodio, bicarbonatos, cloruros y

sulfatos) y pequeñas cantidades de materia orgánica que están disueltas en el

agua. Los STD presentes en el agua de consumo proceden de fuentes

9

naturales, aguas residuales, escorrentía urbana y aguas residuales

industriales. Las sales empleadas en algunos países para eliminar el hielo de

las carreteras también contribuyen a aumentar el contenido de STD en el agua

de consumo. Debido a las diferentes solubilidades de diferentes minerales, las

concentraciones de STD en el agua varían considerablemente de unas zonas

geológicas a otras (Organización Mundial de la Salud [OMS], 2006).

No se dispone de datos fiables sobre posibles efectos para la salud asociados

a la ingestión de STD presentes en el agua de consumo y no se propone

ningún valor de referencia basado en efectos sobre la salud. No obstante, la

presencia de concentraciones altas de STD en el agua de consumo puede

resultar desagradable para los consumidores (OMS, 2006).

3.3.2 Materia orgánica natural (MON)

La materia orgánica natural (MON), es el término utilizado para describir la

compleja matriz de productos químicos orgánicos procedentes de fuentes

naturales que están presentes en todas las masas de agua. La materia orgánica

natural se origina en un cuerpo de agua debido a la actividad biológica, incluyendo

secreciones de la actividad metabólica de algas, protozoos, microorganismos y

formas de vida superiores, decadencia de materia orgánica por bacterias y las

excreciones de peces u otros organismos acuáticos. Los cuerpos y el material

celular de plantas y animales acuáticos contribuyen a la MON. La materia orgánica

natural originada de muchas de las mismas actividades biológicas experimenta

diversas reacciones debido a la presencia del suelo y de diversos organismos

(Crittenden, et. al, 2005).

Históricamente, la importancia de la MON en el agua potable se ha relacionado

por su impacto en la calidad estética del recurso, ya que la MON produce un color

amarillento en el agua, que muchas personas encuentran desagradable.

Recientemente, la preocupación por la MON se ha centrado en su capacidad para

reaccionar con cloro y formar subproductos de desinfección, que a menudo son

cancerígenos (Crittenden, et. al, 2005).

Thurman and Malcolm (1981) citado por García (2011), explican que la MON

puede estar dividida en dos fracciones, la fracción hidrofóbica y la fracción

hidrofílica. La fracción hidrofóbica o húmica de alta aromaticidad es menos soluble

en el agua, debido a su alto peso molecular, es de color amarillo a negro marrón y

es pobre en nitrógeno. La fracción hidrofílica o no húmica, por otro lado, es

10

considerada como la menos reactiva y rica en nitrógeno, y consiste en

carbohidratos, lípidos, ácidos hidrofílicos y aminoácidos.

Según García (2011), la fracción húmica consiste mayormente en ácidos húmicos

y fúlvicos. El ácido húmico es más reactivo que el ácido fúlvico y puede ser

removido más fácilmente por coagulación debido a su mayor peso molecular, gran

tamaño y su baja solubilidad en el agua, por lo tanto, bajas dosis de coagulante

son suficiente para formar flóculos. El ácido húmico es caracterizado por su color

negro marrón a negro debido a sus dobles enlaces. El ácido fúlvico es menos

reactivo, y mayores dosis de coagulante son requeridas para su remoción debido

a su bajo peso molecular, pequeño tamaño y mejor solubilidad en el agua. Su

color varía desde amarillo, hasta negro marrón.

Ácido Húmico

Manahan (2007) expresa que la clase más importante de agentes formadores de

complejos que existe en la naturaleza son las sustancias húmicas. Éstos son

resistentes a la degradación y se forma durante la descomposición de la

vegetación depositada en el suelo, en sedimentos de los pantanos, turba, carbón,

lignito o en casi cualquier lugar donde se hayan deteriorado grandes cantidades

de vegetación. Las sustancias húmicas se clasifican normalmente según su

solubilidad. Si un material que contiene sustancias húmicas se extrae con una

Materia Orgánica Natural

Fracción Húmica (Hidrofóbica)

Ácidos Húmicos

Ácidos Fúlvicos

Fracción No-Húmica

(Menos hidrofóbica)

Ácidos Hidrofílicos

Proteínas

Carbohidratos

Aminoácidos

Figura 1. Clasificación de la Materia Orgánica Natural. Fuente: García, 2011.

11

base fuerte y se acidifica la disolución resultante, los productos son (a) un residuo

de panta no extraíble llamado humina (insoluble en álcali o ácido); (b) un material

que precipita del extracto acidificado, llamado ácido húmico (soluble en álcali); y

(c) un material orgánico que permanece en la disolución acidificada, llamado ácido

fúlvico (soluble en álcali o ácido). Debido a sus propiedades ácido-base, de

sorción y para formar complejos, las sustancias húmicas, tanto solubles como

insolubles tienen un fuerte efecto en las propiedades del agua. En general, el

ácido fúlvico se disuelve en el agua y ejerce sus efectos en disolución. La humina

y el ácido húmico permanecen insolubles y afectan la calidad del agua a través del

intercambio de especies, como cationes o materiales orgánicos, con el agua.

Las sustancias húmicas son macromoléculas polielectrolíticas de elevado peso

molecular. Sus masas moleculares varían desde unos poco cientos para el ácido

fúlvico a decenas de miles para las fracciones de ácido húmico y de humina. Estas

sustancias contienen un esqueleto de carbono con un elevado grado de

aromaticidad y con un alto porcentaje de peso molecular incorporado en grupos

funcionales, la mayoría de los cuales contiene oxígeno. Las sustancias húmicas se

conocen desde antes de 1800, pero sus características estructurales y químicas

todavía están siendo investigadas (Manahan, 2007).

Propiedades y Estabilidad de las Partículas en Agua

Las partículas en agua pueden clasificarse, en la práctica, como suspendidas y

coloidales, según el tamaño de partícula. Debido a que las pequeñas partículas

suspendidas y coloidales y los constituyentes disueltos no pueden eliminarse por

sedimentación en un periodo de tiempo razonable, se deben usar métodos

químicos (es decir, el uso de coagulantes químicos y auxiliares de floculantes)

para ayudar a conseguir la eliminación de estas partículas. Para apreciar el papel

de coagulantes químicos y auxiliares de floculantes, es importante comprender las

propiedades fisicoquímicas y eléctricas de las partículas coloidales que se

encuentran en el agua y las propiedades de la materia orgánica disuelta

(Crittenden, et. al, 2005).

Se requiere la eliminación de contaminantes en partículas porque pueden:

1. Reducir la claridad del agua a niveles inaceptables (es decir, provocar

turbidez) así como impartir color al agua (razones estéticas)

2. Ser agentes infecciosos (por ejemplo, virus, bacterias, y protozoos)

3. Tienen compuestos tóxicos adsorbidos a sus superficies externas.

12

La eliminación del MON disuelto es importante porque muchos de los

constituyentes disueltos que comprenden la MON son precursores de la formación

de subproductos de desinfección cuando se usa cloro para la desinfección.

Muchos de los componentes que componen la MON pueden también impartir color

al agua. La eliminación de componentes disueltos como el calcio y el magnesio,

que causan dureza (Crittenden, et. al, 2005).

El método más común utilizado para eliminar la materia particulada y una porción

del MON disuelto de las aguas superficiales es por sedimentación y / o filtración

después del acondicionamiento del agua por coagulación y floculación (Crittenden,

et. al, 2005).

Tabla 1. Efectos de la MON en la calidad del agua y sus características.

Parámetro Efecto de la materia orgánica natural

(MON)

Color

La materia orgánica natural puede

ocasionar un color amarillento en el

agua, siendo este un aspecto

estéticamente desagradable.

Metales orgánicos sintéticos

La MON puede reaccionar y hacer

complejos con metales y químicos

orgánicos hidrófobos (como plaguicidas),

haciéndolos más solubles. Una vez que

estos productos químicos son solubles,

pueden transportarse más fácilmente en

medios acuáticos y son más difíciles de

eliminar durante el tratamiento.

Sub-productos de la

desinfección

La MON reacciona con desinfectantes

químicos, formando subproductos de

desinfección. Muchos de estos

subproductos han demostrado ser

carcinógenos o tienen otros efectos

adversos para la salud pública.

Coagulación

La MON reacciona y consume

coagulantes, de manera que la dosis

requerida para lograr una eliminación

efectiva de la turbidez es mucho mayor

de lo que sería si estuviese ausente.

13

Parámetro Efecto de la materia orgánica natural

(MON)

Adsorción

La MON se adhiere al carbón activado,

agotando rápidamente la capacidad de

absorción del carbono. Las isotermas de

adsorción son mucho más difíciles de

predecir en la presencia de la materia

orgánica.

Membranas

La materia orgánica obstruye los poros

de la membrana y ensucia las

superficies, lo que conduce a una rápida

disminución del flujo a través de la

membrana.

Distribución

La MON puede ser biodegradable,

conduciendo a la corrosión y al

crecimiento de sistemas de distribución

(especialmente cuando se utilizan

oxidantes durante el tratamiento).

Fuente: Crittenden, et. al, 2005.

3.4 Potabilización

La potabilización del agua es la aplicación de un conjunto de tecnologías y

procesos con el fin de eliminar los constituyentes del agua que afectan a la salud y

bienestar de los seres humanos, animales y plantas. Se han desarrollado un sin

número de tecnologías alrededor del mundo para potabilizar el agua para

consumo humano, muchas de estas tecnologías tienen altos costos de operación

y mantenimiento, además que requiere personal altamente capacitado para

diseñar y operar las plantas, estas se han desarrollado en los países con buenas

economías, donde la población tiene las posibilidades para pagar el suministro de

agua en cantidad y calidad. No es el caso de algunas regiones, como en algunos

países de Centroamérica, donde se utilizan algunas tecnologías de bajo costo y

por lo tanto de baja eficiencia para tratar las aguas que serán suministradas a la

población (Organización Panamericana de la Salud [OPS], 2004).

Los sistemas de potabilización en Nicaragua, tales como plantas de filtración lenta

o rápida, se utilizan solo en las localidades del interior del país, donde las fuentes

14

de agua para esas zonas provienen de aguas superficiales (principalmente ríos).

En la zona del Pacífico, se explotan fuentes subterráneas, que presentan

excelente calidad: en consecuencia, todos los sistemas localizados en esta Región

solo disponen de desinfección con soluciones de cloro gas o líquido (OPS, 2004).

En Nicaragua, el uso de sistemas de tratamiento complejos para potabilización no

es una práctica común. Sin embargo los proyectos futuros de desarrollo de

sistemas de abastecimiento en la Zonas Atlántica, necesariamente demandarán el

diseño y construcción de plantas potabilizadoras, y por ende, capacitación del

personal y nuevos laboratorios (OPS, 2004).

Por otro lado, en el interior del país, principalmente en las zonas norte, central y

sur, operan sistemas de abastecimiento con tomas de agua en fuentes

superficiales, generalmente ríos, que requieren de tratamiento de potabilización.

En estos sistemas se han aplicado tanto las tecnologías de bajo costo como las de

tipo convencional. La capacidad conjunta de estas obras de tratamiento es del

orden de 532 L/s y están formadas en un 78% de plantas de filtración rápida y el

22% comprenden plantas de filtración lenta (OPS, 2004).

Estos sistemas de tratamiento no existen en la Región Atlántica, sin embargo, en

la medida que se aumente la cobertura de los servicios en esa zona, se prevé el

uso intenso de agua superficial. Esto conllevará a la necesidad de utilizar los

procesos de potabilización convencional (OPS, 2004).

El incremento de sistemas de tratamiento, necesariamente demandará acciones

de capacitación de personal, así como técnicos de laboratorio en las ciudades o

localidades en las cuales sean construidas. La Empresa Nicaragüense de

Acueductos y Alcantarillados [ENACAL], cuentan con un laboratorio central con

equipos modernos para determinaciones de análisis físico químicos y

bacteriológicos, así como equipos para detección de metales pesados, sin

embargo, no cuenta con los suficientes patrones y reactivos para el monitoreo de

estos últimos (OPS, 2004).

15

3.4.1 Sistemas de tratamientos convencionales para potabilización

La calidad del agua cruda oscila grandemente de una fuente a otra; por ello, el tipo

de tratamiento requerido para producir agua potable también varía. Dependiendo

de la calidad del agua cruda, el grado de complejidad del tratamiento es diferente.

El diseño de una planta de tratamiento eficiente y económico requiere un estudio

de ingeniería cuidadoso basado en la calidad de la fuente y en la selección

apropiada de los procesos y operaciones de tratamiento más adecuados y

económicos para producir agua de la calidad requerida. Como no existe una

norma o fórmula que permita determinar el tipo de planta requerido para valorar un

agua, es necesario realizar los estudios de tratabilidad. Se han formulado criterios

generales de tratamiento de agua cruda, según la calidad de la fuente, los cuales

sirven como guía (Rojas, 1999).

Típicamente, la materia orgánica encontrada en aguas naturales está presente en

una de tres formas: particulada, coloidal o disuelta. La materia orgánica disuelta se

define pragmáticamente por la industria del agua como aquellas moléculas que

pasan a través de un filtro de 0,45 μm. La materia particulada es mayor que ésta y

puede eliminarse fácilmente con un tratamiento de agua convencional que

comprende coagulación, floculación, sedimentación y filtración, de una manera

similar a la eliminación de otras partículas de turbidez (Nowack & Cannon, 1997).

Coagulación

Es un proceso de desestabilización química de las partículas coloidales que se

producen al neutralizar las fuerzas que los mantienen separados, por medio de la

adición de los coagulantes químicos y la aplicación de la energía de mezclado

(Vickers, Thompson, & Kelkar, 1995).

El uso de coagulante es necesario para lograr la neutralización de carga y facilitar

la agregación de partículas necesaria para que los procesos de sedimentación y

filtración funcionen correctamente. Las variaciones en la calidad del agua cruda,

tanto diaria como estacional, como el pH, la alcalinidad, el carbono orgánico total

(COT) y la temperatura determinan la dosis óptima de coagulante (Vickers,

Thompson, & Kelkar, 1995).

La coagulación es el tratamiento más eficaz pero también es el que representa un

gasto elevado cuando no está bien realizado. Es igualmente el método universal

16

porque elimina una gran cantidad de sustancias de diversas naturalezas y de peso

de materia que son eliminados al menor costo, en comparación con otros métodos

(Crittenden, et. al, 2005).

El proceso de coagulación mal realizado puede conducir a una degradación rápida

de la calidad del agua y representa gastos de operación no justificadas. Por lo

tanto que se considera que la dosis del coagulante condiciona el funcionamiento

de las unidades de decantación y que es imposible de realizar una clarificación, si

la cantidad de coagulante está mal ajustada (Crittenden, et. al, 2005).

En esta figura se muestra como las sustancias químicas anulan las cargas

eléctricas sobre la superficie del coloide, permitiendo que las partículas coloidales

se aglomeren formando flóculos.

La adición de un coagulante neutraliza las cargas, produciendo un colapso de la

“nube de iones” que rodean los coloides de modo que puedan aglomerarse.

Figura 2. Neutralización de carga en la coagulación.

Fuente: Vargas, 2004.

17

Crittenden, et al, (2005) afirman que el objetivo del proceso de coagulación

depende de la fuente del agua y de la naturaleza de los componentes orgánicos

suspendidos, coloidales y disueltos. La coagulación mediante la adición de los

productos químicos hidrolizantes, tales como alúmina y sales de hierro y / o

polímeros orgánicos, puede implicar:

La desestabilización de pequeñas partículas suspendidas y coloidales

La adsorción y/o reacción de porciones del MON coloidal y disuelto a

partículas.

La creación de partículas floculantes que barrerán a través del agua que

se va a tratar, engrasando pequeños materiales suspendidos, coloidales y

disueltos a medida que se asientan.

Los mecanismos que pueden ser explotados para lograr la desestabilización de

partículas y según Vargas (2004) incluyen:

La compresión de la doble capa eléctrica

La adsorción y la neutralización de la carga

La adsorción y la interconexión de puente

El enmezclado en un precipitado o "floc de barrido".

Coagulantes Utilizados

Vargas (2004) dice que los componentes son productos químicos que al adicionar

al agua son capaces de producir una reacción química con los componentes

químicos del agua, para formar un precipitado voluminoso, muy absorbente,

constituido generalmente por el hidróxido metálico que se está utilizando.

Los principales coagulantes utilizados para desestabilizar las partículas y producir

el floc son:

Sulfato de Aluminio

Aluminato de Sodio

Cloruro de Aluminio

Cloruro Férrico

Sulfato Férrico

Sulfato Ferroso

Polielectrolitos

18

Siendo los más utilizados las sales de Aluminio y de Hierro; cuando se adiciona

estas sales al agua se producen una serie de reacciones muy complejas donde los

productos de hidrólisis son más eficaces que los iones mismos; estas sales

reaccionan con la alcalinidad del agua y producen los hidróxidos de aluminio o

hierro que son insolubles y forman los precipitados (Vargas, 2004).

Influencia de la Dosis de Coagulante

Vargas (2004) expresa que la cantidad de coagulante a utilizar tiene influencia

directa en la eficiencia de la coagulación, así:

Poca cantidad del coagulante, no neutraliza totalmente la carga de la

partícula, la formación de los microflóculos es muy escaso, por lo tanto la

turbiedad residual es elevada.

Alta cantidad de coagulante produce la inversión de la carga de la partícula,

conduce a la formación de gran cantidad de microflóculos con tamaños muy

pequeños cuyas velocidades de sedimentación muy bajas, por lo tanto la

turbiedad residual es igualmente elevada.

Para determinar la cantidad de coagulante necesario en una planta de tratamiento

se puede utilizar la prueba de jarra, que es una simulación, en la medida de lo

posible, de las condiciones esperadas o deseadas en las instalaciones de

coagulación-floculación. Generalmente, la prueba consiste en una fase de mezcla

rápida (alta intensidad de mezcla) con una adición simple del lote del coagulante o

coagulantes seguida de un período de lenta mezcla simular la floculación. Los

flóculos se dejan sedimentar y se toman muestras del sobrenadante. Estos

parámetros deben medirse como parte de la rutina de ensayo de jarra: (1)

eliminación de turbidez o eliminación de sólidos suspendidos; (2) extracción de

MON; (3) concentraciones residuales de coagulantes disueltos de coagulantes Fe

o Al3+; y (4) el volumen de lodo que se produce. Si se va a usar filtración directa, la

filtrabilidad debe ser evaluada usando una prueba de filtrabilidad (Crittenden, et.

al, 2005).

Se resumen los resultados de una serie de prueba de jarras para determinar la

dosis óptima de alúmina para la eliminación de turbidez para un agua dada. Sin

embargo, debe enfatizarse que la concentración de partículas de agua bruta y

MON varían con la estación y, por lo tanto, la dosis óptima de coagulante también

cambia con la estación (Crittenden, et. al, 2005).

19

Etapa o Fases de la Coagulación

Según Vargas (2004), el proceso de coagulación se desarrolla en un tiempo muy

corto (casi instantáneo), en el que se presentan las siguientes etapas:

Hidrólisis de los coagulantes y desestabilización de las partículas en

suspensión

Formación de compuestos químicos poliméricos

Adsorción de cadenas poliméricas por los coloides

Adsorción mutua de coloides

Acción de barrido

Figura 3. Fases de la coagulación. Fuente: Vargas, 2004.

20

Tipos de Coagulación

Se presentan dos tipos básicos de coagulación:

Coagulación por Adsorción: cuando el agua presenta una alta concentración de

partículas al estado coloidal; cuando el coagulante es adicionado al agua turbia los

productos solubles de los coagulantes son adsorbidas por los coloides y forman

los flóculos en forma casi instantánea (Vargas, 2004).

Coagulación por Barrido: Este tipo de coagulación se presenta cuando el agua

es clara (presenta baja turbiedad) y la cantidad de partículas coloides es pequeña;

en este caso las partículas son estampadas al producirse una sobresaturación de

precipitado de sulfato de aluminio o cloruro férrico (Vargas, 2004).

Figura 4. Coagulación por Adsorción. Fuente: Vargas, 2004.

Figura 5. Coagulación por barrido. Fuente: Vargas, 2004.

21

Mezcla Rápida

El diseño de mezcla rápida, radica en la importancia de dispersar uniformemente

el coagulante en el agua cruda de manera que se evite el sub-tratamiento o el

sobre-tratamiento. Consiste en hacer pasar el agua por turbulencia para que

permita la dispersión del coagulante en el agua, pueden utilizarse saltos

hidráulicos, canaletas, etc.

El tiempo y el grado de mezcla han sido considerados como los factores más

importantes en el diseño; sin embargo, consideraciones adicionales sobre el

mecanismo de la coagulación y la cinética de las reacciones de coagulación son

también necesarias. La coagulación en el agua, con alumbre, ocurre

predominantemente mediante dos mecanismos: adsorción de las especies

hidrolizadas solubles sobre el coloide, con la consecuente desestabilización de

éste, y coagulación de barrido, en la cual el coloide es entrapado dentro del

hidróxido de aluminio precipitante (Rojas, 1999).

Floculación

EI término floculación se refiere a la aglomeración de partículas coaguladas en

partículas floculentas; es el proceso por el cual, una vez desestabilizados los

coloides, se provee una mezcla suave de las partículas para incrementar la tasa

de encuentros o colisiones entre ellas sin romper o disturbar los agregados

preformados (Rojas, 1999).

De la misma manera que la coagulación, la floculación es influenciada por fuerzas

químicas y físicas tales como la carga eléctrica de las partículas, la capacidad de

intercambio, el tamaño y la concentración del flóculo, el pH, la temperatura del

agua y la concentración de los electrolitos. En partículas muy pequeñas el

movimiento Browniano provee cierto grado de transporte de ellas creando la

floculación pericinética, pero en partículas grandes, el movimiento Browniano es

muy lento y se requiere algún mecanismo de transporte que induzca la colisión de

las partículas creando la floculación ortocinética (Rojas, 1999).

Teniendo en cuenta que la influencia y magnitud del efecto de cada uno de los

factores que participan en la floculación no están aún definidas exactamente, es

importante conocer el comportamiento del agua mediante ensayos de jarras o

experiencias previas en plantas de tratamiento (Rojas, 1999).

22

En la floculación, una vez introducido y mezclado el coagulante, las partículas

diminutas coaguladas son puestas en contacto una con otra y con las demás

partículas presentes, mediante agitación lenta prolongada, floculación, durante la

cual las partículas se aglomeran, incrementan su tamaño y adquieren mayor

densidad (Rojas, 1999).

De acuerdo a Crittenden, et. al (2005), el objetivo de la floculación es producir

partículas, por medio de la agregación, que pueden eliminarse mediante

procedimientos posteriores de separación de partículas tales como sedimentación

por gravedad y/o filtración. Dependiendo del tamaño de las partículas y del método

de agregación, se pueden identificar dos tipos generales de floculación:

Microfloculación (también conocida como floculación pericinética) en la

que la agregación de partículas es provocada por el movimiento térmico

aleatorio de moléculas fluidas como movimiento Browniano) y

La macrofloculación (también conocida como floculación ortocinética) en la

cual la agregación de partículas se produce induciendo gradientes de

velocidad y mezclándose en el fluido que contiene las partículas a flocular.

Algunas consideraciones a tomar en cuenta son que la agitación del agua,

mediante mezcla hidráulica o mecánica, produce gradientes de velocidad cuya

intensidad controla el grado de floculación producido. El número de colisiones

entre partículas está directamente relacionado con el gradiente de velocidad. Se

puede determinar la potencia introducida al agua, necesaria para obtener un grado

particular de floculación, según un gradiente de velocidad específico.

El período de floculación debe ser inmediato al de mezcla rápida; en algunas

aguas, períodos largos tienden a aumentar la rotura del flóculo y producir

características pobres de sedimentación; por el contrario, períodos cortos pueden

no ser suficientes para una formación completa del flóculo. Aunque la floculación

no es siempre necesaria, por ejemplo en plantas de floculación por contacto, en

donde el coagulante se aplica directamente a la entrada del agua a los filtros de

lecho dual, se reconoce su importancia en aguas turbias y coloreadas (Rojas,

1999).

Los dos criterios principales que controlan el proceso de floculación son la

intensidad de la mezcla y el período de agitación (Rojas, 1999). La coagulación

típicamente ocurre en menos de 10 s cuando la floculación ocurre durante un

periodo de 20 a 45 minutos (Crittenden, et. al, 2005).

23

Coagulación con floculación emballestada

La Floculación de partículas mejorada se ha utilizado en Europa durante más de

15 años, pero solo se ha introducido recientemente en los Estados Unidos. En su

forma más básica, la floculación de partículas mejorada implica la adición de un

agente de lastre inerte (generalmente silica o lodo reciclado químicamente

acondicionado) y un polímero a una suspensión coagulada y parcialmente

floculada.

En la Figura 6 se puede observar que el polímero recubre las partículas de

lastrado y forma el "pegamento" que une el flóculo químico a las partículas

lastradas. Después del contacto con el agente de lastre, la mezcla se agita

suavemente en un tanque de maduración que permite que crezcan las partículas

del flóculo. Las partículas crecen a medida que las partículas más grandes y más

rápidas se apoderan y colisionan partículas de sedimentación lenta. El gradiente

de velocidad (G) para la floculación es importante ya que un gradiente alto

provocará una degradación en las partículas del flóculo y una agitación insuficiente

inhibirá la formación de flóculos (Metcalf & Eddy, 2003).

Sedimentación

Se designa por sedimentación la operación por la cual se remueven las partículas

salidas de una suspensión mediante la fuerza de gravedad; en algunos casos se

denomina clarificación o espesamiento. Dos son las formas de sedimentación

usadas la purificación del agua: sedimentación simple y sedimentación después

de coagulación y floculación o ablandamiento (Rojas, 1999).

Figura 6. Floculación emballestada. Fuente: Metcalf & Eddy, 2003.

24

La sedimentación simple es generalmente un tratamiento primario para reducir la

carga de sólidos sedimentables antes de la coagulación; en esos casos se le

conoce como pre-sedimentación (Rojas, 1999).

La sedimentación después de la adición de coagulantes y de la floculación se usa

para remover los sólidos sedimentables que han sido producidos por el

tratamiento químico, como en el caso de remoción de color y turbiedad o en el

ablandamiento con cal. La sedimentación puede ser precedida por pre-

sedimentación y aireación; generalmente va seguida de la filtración. En el

tratamiento de aguas residuales, la sedimentación se usa principalmente para

remover sólidos suspendidos sedimentables, tratamiento primario, y para la

remoción de material orgánico y biomasa preformada en los sistemas de

tratamiento secundario y para espesamiento de lodos (Rojas, 1999).

Filtración

La filtración remueve el material suspendido, medido en la práctica como

turbiedad, compuesto de flóculo, suelo, metales oxidados y microorganismos. La

remoción de microorganismos es de gran importancia puesto que muchos de ellos

son extremadamente resistentes a la desinfección y, sin embargo, son removibles

mediante filtración. Lo anterior indica por qué en la práctica se considera que el

propósito principal de la filtración es remover turbiedad e impedir la interferencia

de la turbiedad con la desinfección, al proveer protección a los microorganismos

de la acción del desinfectante (Rojas, 1999).

Desinfección

El método de desinfección del agua utilizado en el país es la cloración, mediante

cloro gas y soluciones de hipoclorito de sodio y de calcio. ENACAL tiene 273

unidades de cloración instaladas en sus sistemas. Las empresas de Matagalpa y

Jinotega reportan un 100% de clorinadores instalados en las ciudades principales,

sin embargo existen algunos problemas de continuidad en los acueductos del

interior. El índice de cloración a nivel nacional reportado es del 98%, lo cual es

muy alto, existiendo, sin embargo, equipos en malas condiciones (OPS, 2004).

Aunque no hay problemas de suministros y entregas de los productos químicos,

existen equipos en mal estado (actualmente son 42) siendo por tanto urgente la

adquisición de nuevos equipos (OPS, 2004).

25

El objetivo de la cloración del agua de consumo es eliminar la materia orgánica y

todos aquellos microorganismos patógenos presentes en ella. No cabe duda que

enfermedades de origen hídrico como el cólera, la fiebre tifoidea y la disentería

han disminuido radicalmente debido a la desinfección de las aguas con cloro

(Hernández, et. al, 2011).

Cuando el cloro libre reacciona con la materia orgánica existente en el agua, se

forman subproductos de desinfección (SPD) entre los que destacan los

trihalometanos (THMs), haloacéticos, haloacetonitrilos y halocetonas,

haloaldehidos, fenoles clorados, etc. (Hernández, et. al, 2011).

El principal precursor de los SPD es la MON, la concentración de MON puede

variar en función del origen de las aguas y afecta significativamente en algunos

aspectos del tratamiento de las aguas como el rendimiento de los procesos de

oxidación, coagulación y adsorción que son aplicados para la desinfección y

estabilidad biológica. Como resultado, la MON afecta a la calidad del agua potable

(Hernández, et. al, 2011).

Los niveles finales de SPD pueden ser minimizados por reacciones de oxidación,

por procesos de coagulación-floculación-sedimentación y filtración, por paso a

través de membranas o por adsorción sobre carbón activado (Hernández, et. al,

2011).

3.5 Subproductos de la Desinfección (SPD)

Según Rodríguez, et. al (2007) la desinfección del agua tiene como objetivo la

eliminación y la desactivación de microbios patógenos. Los desinfectantes

utilizados predominantemente en la potabilización del agua son el cloro y sus

derivados. Además de desactivar los organismos patógenos, el cloro reacciona

con la materia orgánica presente en el agua, lo que genera subproductos de

cloración, específicamente compuestos orgánicos sintéticos. Estos subproductos

pueden tener potencialmente efectos en la salud humana.

La formación de los SPD es el resultado de una reacción entre el agente

desinfectante (el cloro) y la materia orgánica natural (MON) constituida en gran

parte por sustancias húmicas y que está presente naturalmente en el agua bruta

(sin ningún tratamiento). La reacción entre cloro y MON se inicia desde la adición

del desinfectante y se mantiene hasta el agotamiento de los reactantes

(Rodríguez, et. al, 2007).

26

La MON es el precursor de los SPD en el agua potable. Está presente de manera

natural en el agua sin tratar pero su cantidad y reactividad varían de acuerdo con

las fuentes de agua (lagos, ríos, arroyos, agua subterránea). Resulta

principalmente de la degradación total o parcial de la fauna y flora circundantes

que conforman el sistema acuífero utilizado para captar el agua. Los indicadores

de la presencia de MON más utilizados son el carbono orgánico total (COT) o el

carbono orgánico disuelto (COD), y la absorbancia ultravioleta a 254nm (UV254).

Los parámetros COT y UV254 son complementarios entre sí; el COT informa sobre

la cantidad de MON existente y disponible para la reacción y la UV254 señala más

que todo su reactividad o tendencia a formar SPD, ya que es un indicador de los

vínculos aromáticos contenidos en las sustancias húmicas. En los dos casos, su

aumento tiende a favorecer la formación de SPD. Por otro lado, para ciertos tipos

de agua estos dos parámetros pueden estar estrechamente correlacionados

(Rodríguez, et. al, 2007).

Trihalometanos (THM’s)

Los THM’s son compuestos derivados del metano donde tres de los cuatro átomos

de hidrógeno del metano se reemplazan por átomos de halógenos (CH-X),

normalmente cloro, bromo o incluso, una combinación de los dos. Al citar a los

THM’s nos referimos generalmente al triclorometano (cloroformo, CHCl),

bromodiclorometano (CHBrCl2), clorodibromometano (CHBr2Cl) y tribromometano

(CHBr3). Estos THM’s, generados involuntariamente durante el proceso de

cloración del agua, son volátiles y tóxicos y no fueron descubiertos en las aguas

de bebida hasta 1974. Entre todos ellos, destaca el cloroformo por ser el

compuesto que representa la fracción más importante (Hernández, et. al, 2011).

A pesar de que el cloro presenta muchos beneficios para la salud pública y el

tratamiento del agua, estudios recientes indican que también puede existir una

relación causal entre la desinfección del agua con cloro y efectos negativos a largo

plazo, como el cáncer (Sánchez, 2008).

Desde 1974 se han conducido en Estados Unidos una serie de estudios

descriptivo-geográficos y epidemiológico-analíticos (casos-controles), con el fin de

evaluar la relación entre cáncer y la calidad del agua potable (Sánchez, 2008).

La exposición a THM’s en mamíferos causa efectos tóxicos en el hígado, el riñón y

en los sistemas nervioso y reproductivo. Aunque los estudios epidemiológicos

27

asocian los THM’s con un riesgo de cáncer de vejiga urinaria, estos subproductos

de cloración también han sido asociados a cáncer colorrectal y defectos en

neonatos de madres expuestas. En animales de experimentación, diversos

estudios han demostrado que la exposición a THM’s puede dar lugar a la

formación de tumores en el hígado y el riñón, así como a abortos y disminución de

la motilidad espermática. La Agencia Internacional para la Investigación del

Cáncer (International Agency for Reasearch on Cancer, IARC) clasificó al

cloroformo y al bromodiclorometano en el grupo 2B que incluye a las sustancias

posiblemente carcinogénicas en humanos (Hernández, et. al, 2011).

El cloroformo es un sedante del sistema nervioso central, el efecto tóxico

inmediato del cloroformo es la pérdida de la conciencia, pudiendo después

sobrevenir la coma y la muerte. El cloroformo no presenta evidencias significativas

de teratogenecidad, pero sí de carcinogenicidad (Hernández, et. al, 2011).

Los THM’s bromados son considerados altamente tóxicos por ser mucho más

cancerígenos y mutagénicos que sus análogos clorados. Las dosis letales agudas

oscilan entre 450 mg/kg a 969 mg/kg para el bromodiclorometano; 800 mg/kg a 1

200 mg/kg para el dibromoclorometano y 1 388 mg/kg a 1 550 mg/kg para el

bromoformo (Hernández, et. al, 2011).

Aunque el mecanismo de acción sea diferente para cada THM, todos tienen en

común la acción genotóxica de los metabolitos. Los THM’s se absorben

fundamentalmente en el tracto gastrointestinal y el cloroformo también es

absorbido por los pulmones (Olmedo, 2008).

Así mismo, por su elevada lipofilidad, la acumulación de los THM’s es mayor en

los tejidos con alto contenido lipídico como la grasa corporal, también en el hígado

y en los riñones. La excreción de los compuestos no metabolizados tiene lugar

fundamentalmente a través del aire exhalado y una pequeña cantidad se excreta

por la orina (Olmedo, 2008).

3.5 Normas de Calidad de Agua

Para evaluar la calidad de la remoción de los contaminantes con los diferentes

procesos es necesario comparar con las normas establecidas:

En la siguiente tabla se presentan los parámetros y los valores máximos

permisibles de la calidad del agua para consumo humano de acuerdo al Comité de

28

Calidad de Agua para América Central y el Caribe (CAPRE, 2002) &

(Environmental Protection Agency, 2001).

Tabla 2. Parámetros organolépticos.

Parámetro Unidad

Normas CAPRE EPA

Valor

recomendado

Valor

máximo

admisible

Valor

máximo

admisible

Color mg/L (Pt-Co) 1 15 -

Turbiedad UNT 1 5 -

Concentración iones

hidrógeno (pH) Valor pH 6,5 a 8,5 (a) - 6,5 a 9,5

Conductividad µs/cm 400 - 2 500

Aluminio (Al3+) mg/L - - 0,2

Sulfatos (SO4-2) mg/L 25 250 250

Sólidos Totales

Disueltos (STD) mg/L - 1 000 -

Fuente: CAPRE, 2002 & EPA, 2001.

29

IV. MARCO METODOLÓGICO

Tipo de Investigación

La presente investigación experimental es a escala de laboratorio, donde se

evaluó la remoción de materia orgánica natural a partir del tratamiento del agua

con diferentes procesos de coagulación y floculación, y la formación

trihalometanos como sub-productos de la desinfección

Es una investigación aplicada, en la cual se utilizaron dos tipos de aguas: agua

preparada con ácido húmico en el laboratorio para simular la fracción hidrofóbica

presente en los cuerpos de agua naturales y agua de Puerto Díaz, Juigalpa. Se

aplicaron los procesos de coagulación involucrados en esta investigación y se

efectuaron los análisis de los parámetros físicos y químicos correspondientes. Con

los datos obtenidos se realizó una evaluación cuantitativa de los porcentajes de

remoción de Materia Orgánica Natural (MON) y la producción de sub-productos de

la desinfección.

Universo

El universo de esta investigación está constituido por muestras de aguas

preparadas en el laboratorio y muestras de aguas de Puerto Díaz, correspondiente

al agua del Lago de Nicaragua, fuente de abastecimiento de la Planta

Potabilizadora de Juigalpa.

Población y Muestra

Se tomaron las muestras de agua cruda proveniente de Puerto Díaz,

específicamente en la entrada de agua a la planta de tratamiento de Juigalpa.

Además, se preparó agua en el laboratorio para simular las fracciones de MON.

Los análisis se realizaron en su mayoría en el Laboratorio de la Universidad

Centroamericana.

30

Muestra de agua preparada en el laboratorio

Con el fin de tener una muestra representativa del grado de hidrofobicidad

presente en aguas naturales como Materia Orgánica Natural (MON), y para lograr

tener una unidad de comparación con respecto a la muestra de agua recolectada

en Puerto Díaz, se preparó agua sintética. Se utilizaron concentraciones de ácido

húmico para simular la fracción hidrofóbica. La concentración empleada fue de 0,5

g/L que corresponde a la concentración máxima encontrada en las aguas

naturales.

Muestra recolectada en Puerto Díaz, Juigalpa

Se recolectó una muestra representativa de agua cruda del Lago Cocibolca

proveniente de Puerto Díaz. Las muestras se tomaron en recipientes plásticos

previamente esterilizados, los cuales tienen una capacidad de 15 litros, se

recolectaron 45 litros aproximadamente.

Preservación de las muestras

Para la determinación de algunos de los parámetros físico-químicos del agua, es

necesario preservar y almacenar correctamente las muestras para evitar que el

pierda sus propiedades naturales y de esta forma que se obtengan valores

erróneos. Se mantuvieron las muestras de agua recolectada en refrigeración (1L

aprox.) y a temperatura ambiente los demás recipientes con agua.

4.1 Caracterización Físico-Química del Agua Cruda

Se realizó la caracterización físico-química del agua determinando los parámetros

físicos y químicos que cuantitativamente describen la calidad del agua, estos

parámetros son, pH, turbiedad, color, carbono orgánico disuelto, sólidos totales

disueltos, aluminio, sulfatos, absorbancia a 254 nm y la conductividad.

4.1.1 Medición de los parámetros

Para la caracterización del agua se utilizaron los siguientes métodos:

Medición del pH

La medición del pH se realizó con el pH-metro HACH, se colocó el electrodo

dentro de cada una de las muestras y se apuntó el valor leído (Anexo A.1),

31

Turbiedad

Este parámetro fue medido con el turbidímetro “HACH 2100Q”, se colocaron 10

mL de cada una de las muestras en las celdas de lectura del equipo y se anotó el

valor leído (Anexo A.2).

Sólidos Totales Disueltos (STD)

Los STD fueron medidos en el Conductivímetro Thermo Scientific Oron Star, se

colocó el electrodo dentro de cada una de las muestras y se anotó el valor medido

(Anexo A.6).

Aluminio (Al3+)

Para la determinación de la concentración de aluminio en cada una de las

muestras se utilizó el “Método HACH 8012” (Anexo A.8), se utilizó el DR900 como

equipo para la lectura de las concentraciones.

El procedimiento es el siguiente, primero se tomaron alícuotas de 50 mL de cada

una de las muestras y se colocaron en envases de dicha capacidad, se les añadió

el primer reactivo “Ácido Ascórbico” y se agitó para disolver todo el polvo.

Seguidamente se agregó el reactivo “AluVer® 3 Aluminum Reagent Powder

Pillow” y se agitó hasta disolver. Seguidamente se tomaron 20 mL de la mezcla y

se colocaron en dos celdas del equipo DR900, 10 mL en cada una. A una de las

celdas se le añadió el reactivo “Bleaching 3 Reagent Powder Pillow”, se agitó y se

dejó reaccionar por 15 minutos. Esta última celda es el blanco y la otra celda es la

muestra a la que se le midió la concentración de Al3+. Se colocó el blanco en el

equipo, se presionó el botón correspondiente para indicar que es el blanco y

seguidamente se colocó la otra celda que contenía la muestra, se leyó y anotó el

valor de la concentración.

Sulfato (SO42-)

Para la determinación de la concentración de sulfato se utilizó el “Método HACH

8051” (Anexo A.9), el que consistió en preparar un blanco y una muestra, esta

muestra fue preparada tomando 10 mL de cada una de las aguas en las celdas del

DR900, se le añadió el reactivo “SulfaVer® 4 Reagent Powder Pillows”, se agitó y

se dejó reaccionar por cinco minutos. El blanco consistió únicamente en verter 10

mL de las aguas en otra celda. Pasado los cinco minutos, se colocó el blanco en el

equipo y se presionó el botón que indica que es el blanco, seguidamente se colocó

la muestra en el equipo, se leyó y anotó en valor.

32

Color

Para la determinación del color se utilizó el “Método 2120B” del Standard Methods,

(2005).

Preparación de los reactivos

Se disolvieron 0,316 g de Cloroplatinato de Potasio y 0,25 g de cloruro de cobalto

cristalizado en 25 mL de Ácido Clorhídrico (HCl) concentrado, y se diluyó en 250

mL de agua destilada filtrada. Para lograr una disolución total del reactivo se agitó

hasta disolver totalmente antes de aforar completamente en el balón. Está

solución tiene un color de 500 mg/L Pt-Co.

Preparación de la curva de concentración vs absorbancia

Se tomaron seis alícuotas de 1, 2, 3, 6, 8 y 10 mL y se aforaron en balones de 100

mL, obteniendo concentraciones de 5, 10, 15, 25, 30 y 40 mg/L Pt-Co

respectivamente. Seguidamente se leyeron las absorbancias en el

espectrofotómetro a una longitud de onda de 455 nm, de esta forma se obtuvo la

curva y la ecuación para el cálculo del color para cada una de las muestras.

Determinación del color de las muestras

Se leyeron las absorbancias en el espectrofotómetro de cada una de las muestras

de agua previamente filtradas y con la ecuación anteriormente encontrada se

calculó la concentración de Pt-Co.

Absorbancia (UV254)

Para la determinación de la absorbancia a una longitud de onda de 254 nm fue

necesario utilizar el “Método 10054”, (Anexo A.3), en cual consiste en filtrar cada

una de las muestras, utilizando el equipo de filtración correspondiente. Después,

con las muestras filtradas se procedió a medir la absorbancia con el

espectrofotómetro “Génesis 10 SUV-Vis Thermo Scintific”. Se leyeron y anotaron

los valores en la tabla de recolección de la información.

33

Demanda Química de Oxígeno (DQO)

Preparación de los reactivos

Se disolvió 425 mg de Ftalato Ácido de Potasio (KC8H5O4) en un balón de un litro,

y se aforó cuidadosamente con agua destilada obteniéndose una con

concentración de 500 mg O2/L. Para lograr una disolución total del reactivo se

agitó hasta disolver totalmente antes de aforar completamente en el balón.

Preparación de la curva de concentración vs absorbancia

Se tomaron cinco alícuotas de la solución Ftalato Ácido de Potasio anteriormente

preparada y se aforaron en balones de 100 mL, obteniendo concentraciones de

12, 5, 25, 50, 125, 250 mg O2/L. Seguidamente se tomaron dos mL de cada uno

de los balones aforados a distintas concentraciones y se vertieron en los viales de

DQO, de rango 0-1500 mg/L. Después se digestaron por dos horas, se dejó enfriar

y se leyeron las absorbancias en el espectrofotómetro a una longitud de onda de

420 nm, de esta forma se obtuvo la curva y la ecuación para el cálculo de la

concentración de DQO para las muestras.

Determinación de la DQO de las muestras

Se utilizaron dos mL de cada una de las muestras previamente filtradas, se

vertieron en los viales de DQO y se digestaron por dos horas. Después de las dos

horas se sacaron del equipo de digestión y se dejó enfriar. Se leyeron las

absorbancias en el espectrofotómetro y con la ecuación anteriormente encontrada

se calculó la concentración de DQO.

Carbono Orgánico Disuelto (COD)

Para la determinación del COD, se utilizaron las siguientes ecuaciones, tomando

en cuenta la materia orgánica presente en el agua natural y sintética:

Para agua de Puerto Díaz

𝐶5𝐻7𝑁𝑂2 + 5𝑂2 → 5𝐶𝑂2 + 𝑁𝐻3 + 2𝐻2𝑂 (2)

𝐷𝑄𝑂 =160

𝑚𝑔

𝐿𝑂2

113𝑚𝑔

𝐿𝐶5𝐻7𝑁𝑂2

= 1,42 (3)

34

𝐶𝑂𝑇 =60

𝑚𝑔

𝐿𝐶

113𝑚𝑔

𝐿𝐶5𝐻7𝑁𝑂2

= 0,53 (4)

𝐶𝑂𝑇 = 0,37𝐷𝑄𝑂 (5)

𝐶𝑂𝐷 = 0,90𝐶𝑂𝑇 (6)

Para agua sintética preparada con ácido húmico,

𝐶187𝐻186𝑂89𝑁9𝑆 + 181 𝑂2 → 187𝐶𝑂2 + 75𝐻2𝑂 + 9𝑁𝐻4+ + 𝑆𝑂2 (7)

𝐷𝑄𝑂 =5792

𝑚𝑔

𝐿𝑂2

4012𝑚𝑔

𝐿𝐶187𝐻186𝑂89𝑁9𝑆

= 1,44 (8)

𝐶𝑂𝑇 =2244

𝑚𝑔

𝐿𝐶

4012𝑚𝑔

𝐿𝐶187𝐻186𝑂89𝑁9𝑆

= 0,56 (9)

𝐶𝑂𝑇 = 0,39𝐷𝑄𝑂 (10)

𝐶𝑂𝐷 = 0,90𝐶𝑂𝑇 (11)

Conductividad

La conductividad fue medida utilizando el Conductivímetro Thermo Scientific Oron

Star, se colocó el electrodo dentro de cada una de las muestras y se anotó el valor

medido (Anexo A.7).

4.2 Aplicación del Proceso de Coagulación Clásica

Se aplicó el proceso de coagulación clásica a través de la prueba de jarras,

utilizando como coagulante sulfato de aluminio.

4.2.1 Preparación del reactivo sulfato de aluminio

Para la preparación del sulfato de aluminio [Al2(SO3)3 * 14H2O] se pesaron 20 mg

de sulfato de aluminio y se colocaron en un balón aforado de 1 L. Después se

aforó cuidadosamente con agua desionizada y se agitó para asegurar la disolución

del reactivo en el agua. Con este procedimiento se obtuvo una concentración

equivalente a 20 mg de Sulfato de Aluminio por cada L de solución.

35

4.2.2 Prueba de jarras

El siguiente proceso descrito se utilizó para los dos tipos de agua estudiadas, para

el agua preparada en el laboratorio y para el agua cruda de Puerto Díaz, Juigalpa.

Se vertieron 1 L de agua en cada uno de los seis beakers.

Se colocaron los seis beakers en el equipo de prueba de Jarras y se

adicionaron diferentes dosis del coagulante (Sulfato de aluminio) en cada

uno, en el caso de la coagulación clásica para agua cruda del Lago

Cocibolca las dosis fueron, 10, 20, 30, 40, 50, 60 mg/L de Al2(SO3)3. En el

caso del agua sintética las dosis fueron, 40, 50, 60, 70, 80, 90 mg/L de

Al2(SO3)3 14H2O.

Se encendió el equipo y se controló para que el mezclador trabajara a 150

rpm (revoluciones por minuto) y se dejó un minuto, esto con el fin de

dispersar todo el coagulante en el agua.

Seguidamente, se reguló para que el mezclador mecánico trabajara a 20

rpm por un tiempo de 30 minutos para lograr aglomerar los flóculos.

Para finalizar, después de los 30 minutos, se dejó el agua sin agitación

por 20 minutos para que los flóculos se sedimentaran.

4.2.3 Determinación de los parámetros físico químicos

Para la determinación de los parámetros físico-químicos se utilizaron los métodos

descritos en la Sección 4.1.1 y se elaboró la siguiente tabla donde se recolectó la

información generada.

Tabla 3. Tabla de recolección de resultados.

Parámetro Unidad de Medida Agua Cruda Jarras 1 2 3 4 5 6

Dosis

pH Unidad de pH

Turbiedad NTU

Sólidos Totales Disueltos

(STD) mg/L

Aluminio (Al3+

) mg/L

Sulfatos (SO42-

) mg/L

Color mg/L Pt-Co

Absorbancia (UV254) 1/cm

Carbono Orgánico Disuelto

(COD) mg/L

Conductividad µS/cm

36

4.3 Aplicación del Proceso de Doble Coagulación

Se aplicó el proceso de doble coagulación, utilizando agua a la que se le había

aplicado el proceso de coagulación clásica anteriormente descrito. Igualmente se

utilizó como coagulante el sulfato de aluminio.

4.3.1 Prueba de jarras

El siguiente proceso descrito se utilizó para los dos tipos de agua estudiadas, para

el agua preparada en el laboratorio y para el agua cruda de Puerto Díaz, Juigalpa.

Se tomaron 600 mL del agua que fue anteriormente coagulada en la

coagulación clásica y se colocaron en beakers de 1 L (seis beakers).

Se colocaron los seis beakers en el equipo de prueba de Jarras y

nuevamente se adicionaron diferentes dosis del coagulante (Sulfato de

aluminio, mismo reactivo utilizado en la Sección 4.2.1) al agua previamente

coagulada. En el caso de la doble coagulación para agua cruda del Lago

Cocibolca las dosis fueron, 40, 80, 120, 160, 200, 240 mg/L de Al2(SO3)3

14H2O. En el caso del agua sintética las dosis fueron, 20, 30, 40, 50, 60 y

70 mg/L.

Se encendió el equipo y se controló para que el mezclador trabajara a 150

rpm (revoluciones por minuto) y se dejó un minuto, esto con el fin de

dispersar todo el coagulante en el agua.

Seguidamente, se reguló para que el mezclador mecánico trabajara a 20

rpm por un tiempo de 30 minutos para lograr aglomerar los flóculos.

Para finalizar, después de los 30 minutos, se dejó el agua sin agitación por

20 minutos para que los flóculos se sedimentaran.

4.3.2 Determinación de los parámetros físico-químicos

Para la determinación de los parámetros físico-químicos se utilizaron los métodos

descritos en la Sección 4.1.1 y se utilizó la tabla presentada en la Sección 4.2.3

para la recolección de los datos.

37

4.4 Aplicación del Proceso de Coagulación Clásica con Floculación

Emballestada

El proceso de coagulación clásica con floculación emballestada consiste en agregar un agente lastre inerte (generalmente silica o lodo reciclado) al cual se adhieren las partículas coloidales que contiene el agua. Para esta investigación se utilizó silica gel y los lodos obtenidos en la coagulación clásica. Se aplicó la prueba de jarras a como se describe a continuación:

4.4.1 Coagulación clásica con floculación emballestada utilizando lodos de la

coagulación clásica como floculante orgánico

El siguiente proceso descrito se utilizó para los dos tipos de agua estudiadas, para

el agua preparada en el laboratorio y para el agua cruda de Puerto Díaz.

Se vertieron 1 L de agua en cada uno de los seis beakers.

Se colocaron los seis beakers en el equipo de prueba de Jarras y se

adicionaron diferentes dosis del coagulante (Sulfato de aluminio, mismo

reactivo utilizado en la Sección 4.2.1) en cada uno, en el caso de la

coagulación clásica (CC) para agua cruda del Lago Cocibolca las dosis

fueron, 10, 20, 30, 40, 50, 60 mg/L de Al2(SO3)3 14H2O. En el caso del

agua sintética las dosis fueron, 40, 50, 60, 70, 80, 90 mg/L.

Inmediatamente después de la adición del coagulante se vertieron los

lodos obtenidos en la CC. Las concentraciones de coagulantes utilizadas

en esta coagulación fueron las mismas que las utilizadas en la CC, por lo

tanto los lodos fueron vertidos en el mismo orden, es decir, los lodos

obtenidos en la CC en la jarra 1 fueron vertidos en la jarra 1 de esta

coagulación con floculación emballestada. Los volúmenes de lodos fueron,

para agua de Puerto Díaz 1,0 mL y para el agua sintética 4,5 mL.

Se encendió el equipo y se controló para que el mezclador trabajara a 150

rpm (revoluciones por minuto) y se dejó un minuto, esto con el fin de

dispersar todo el coagulante en el agua.

Seguidamente, se reguló para que el mezclador mecánico trabajara a 20

rpm por un tiempo de 30 minutos para lograr aglomerar los flóculos.

Para finalizar, después de los 30 minutos, se dejó el agua sin agitación por

una hora para que los flóculos se sedimentaran.

38

4.4.2 Coagulación clásica con floculación emballestada utilizando silica gel

como floculante sintético

El siguiente proceso descrito se utilizó para los dos tipos de agua estudiadas, para

el agua preparada en el laboratorio y para el agua cruda de Puerto Díaz.

Se vertieron 1 L de agua en cada uno de los seis beakers.

Se colocaron los seis beakers en el equipo de prueba de Jarras y se

adicionaron diferentes dosis del coagulante (Sulfato de aluminio) en cada

uno, en el caso de la coagulación clásica (CC) para agua cruda del Lago

Cocibolca las dosis fueron, 10, 20, 30, 40, 50, 60 mg/L de Al2(SO3)3

14H2O. En el caso del agua sintética las dosis fueron, 40, 50, 60, 70, 80,

90 mg/L.

Se encendió el equipo y se controló para que el mezclador trabajara a 150

rpm (revoluciones por minuto) y se dejó un minuto, esto con el fin de

dispersar todo el coagulante en el agua.

Después del minuto se vertió la silica gel a cada jarra. Las cantidades

utilizadas de este floculante sintético fueron, para agua de Juigalpa lo

equivalente a 1,0 mL de lodos y para el agua sintética lo equivalente a 4,5

mL.

Seguidamente, se reguló para que el mezclador mecánico trabajara a 20

rpm por un tiempo de 30 minutos para lograr aglomerar los flóculos.

Para finalizar, después de los 30 minutos, se dejó el agua sin agitación por

una hora para que los flóculos se sedimentaran.

4.4.3 Determinación de los parámetros físico-químicos

Para la determinación de los parámetros físico-químicos se utilizaron los métodos

descritos en la Sección 4.1.1 Y se utilizó la tabla presentada en la Sección 4.2.3

para la recolección de los datos.

4.5 Determinación de la Formación de Trihalometanos (THM’s)

La formación de trihalometanos se da cuando la materia orgánica presente en el agua reacciona con el cloro que es utilizado para la desinfección. Por lo tanto, se simulo este proceso, se adicionó el cloro y se procedió a determinar cuántos trihalometanos se formaron como se describe en las Secciones 4.5.1 y 4.5.4.

39

4.5.1 Simulación del proceso de desinfección

Para la simulación del proceso de desinfección fue necesario realizar disoluciones

para poder obtener una concentración adecuada para poder obtener 2 mg/L para

de cloro para las muestras que es la dosis empleada por ENACAL y normada por

INAA. Se utilizó cloro comercial con una concentración de 3,8625% de hipoclorito

de sodio (NaClO), que corresponde a una concentración de 42 000 mg/L. De esta

solución se tomó una alícuota de 1 mL y se aforó en 100 mL, obteniéndose una

solución con una concentración de 420 mg/L. Seguidamente, se tomaron 4,76 mL

y se aforó en 100 mL, obteniéndose una concentración de 20 mg/L.

Teniendo esta concentración se procedió a realizar la cloración de cada una de las

muestras de agua obtenidas en los procesos de coagulación, para esto se

tomaron 10 mL de cada una de las muestras de agua, y se les añadieron 1 mL de

cloro a cada una para tener una concentración de 2 mg/L. Se dejó reaccionar por

1h, pasado este tiempo se procedió a realizar el proceso de determinación de los

trihalometanos explicado a continuación.

El proceso de determinación de trihalometanos corresponde al “Método HACH

10132” (Anexo-A6).

4.5.2 Preparación de los reactivos

Reactivo 1. Hidróxido de potasio y tiosulfato de sodio (KOH + Na2S2O3)

Se prepararon 100 mL del reactivo 1, relación 1:1, es decir, se utilizaron 50 mL de

hidróxido de potasio (KOH) y 50 mL de tiosulfato de sodio (NaS2O3), en un balón

de 100 mL, se agitó para homogenizar.

Reactivo 2. Dietiléter (C4H10O), solución estándar de laboratorio.

Reactivo 3. H3PO4 + H2SO4

Se prepararon 100 mL, en un balón de 100 mL se vertieron 40 mL de ácido

fosfórico (H3PO4), 30 mL de ácido sulfúrico (H2SO4) y 30 mL de agua destilada.

40

Reactivo 4. Naftaleno C10H8, reactivo estándar de laboratorio

4.5.3 Preparación de la curva absorbancia vs concentración

La curva se realizó con una solución estándar de cloroformo a 10 ppm. Para

obtener dicha concentración fue necesario realizar disoluciones, la concentración

madre del cloroformo era de 12,31 M. A partir de los cálculos estequiométricos se

obtuvo que para obtener la concentración de 10 ppm, fue necesario realizar tres

disoluciones, primero se tomaron 35 mL de la solución madre y se aforó en un

balón de 1L, obteniendo una concentración de 0,431 M. Seguidamente, se

tomaron 23,21 mL de la concentración diluida y se aforó en un balón de 1L

obteniéndose una concentración de 0,01 M. Para finalizar, se tomaron 10 mL de

esta disolución a 0,01 M y se aforó a 1L, obteniendo una concentración de 0,0001

M.

Luego, se tomaron alícuotas de 0,9, 10, 20, 30, 40, 50 mL de la solución de

cloroformo a 0,0001 M en seis balones de 1L, y se aforó cuidadosamente. De esta

manera se obtuvieron distintas concentraciones de cloroformo para poder construir

la curva, dichas concentraciones son, 10,74; 119,31; 238,62; 357,90; 477,20;

596,90 ppm respectivamente.

Se realizó el proceso de determinación de THM’s que se explica en la Sección

4.5.10.3, y se leyó la absorbancia en el espectrofotómetro para cada una de estas,

con estos datos y con las concentraciones previamente conocidas, se construyó la

curva y se obtuvo la ecuación de la recta utilizada para la determinación de la

concentración de THM’s para cada una de las muestras en estudio.

4.5.4 Determinación de los THM’s

Para la determinación de THM’s se tomaron alícuotas de 10 mL de cada una de

las muestras de agua de cada uno de los procesos de coagulación, en las celdas

correspondientes, se adicionaron tres gotas del Reactivo 1, se agitó para

homogenizar. Seguidamente, se adicionaron tres mL del Reactivo 2. Después se

colocaron las celdas en agua caliente (100°C) por cinco minutos, pasados este

tiempo, se colocaron las celdas en agua que se encontraba a temperatura entre

15°C-25°C por tres minutos. Luego, se añadió un mL del Reactivo 3, y se

colocaron nuevamente las celdas en el agua fresca por tres minutos. Pasados

estos tres minutos, se adicionó a cada celda el Reactivo 4 en pequeñas

41

cantidades, se agitó vigorosamente para disolver y se dejó reaccionar por 15

minutos. Para finalizar, se leyeron las absorbancias para cada una de las

muestras en el espectro a una longitud de onda de 515 nm y se calculó la

concentración de THM’s, sustituyendo el valor de la absorbancia en la ecuación de

la recta encontrada al construir la curva.

4.6 Comparación de la Efectividad de Remoción de Materia Orgánica de los

Procesos de Coagulación Aplicados

Para realizar la comparación de la efectividad de la remoción de materia orgánica

se elaboró una tabla en la que se seleccionaron los mejores valores de remoción

de materia orgánica en términos de UV254 y turbiedad.

Tabla 4. Tabla de comparación de resultados.

Parámetro Unidad de

Medida

Agua

Cruda

Proceso de

coagulación

CC

DC

CC+L

CC+S

Jarras

Dosis

pH Unidad de pH

Turbiedad NTU

STD mg/L

Al3+

mg/L

SO42- mg/L

Color mg/L Pt-Co

UV254 1/cm

COD mg/L

Conductividad µS/cm

4.7 Comparación de la eficiencia de los procesos de coagulación en la

remoción de materia orgánica natural en agua natural de Puerto Díaz y

en agua sintética preparada en el laboratorio

Se preparó agua sintética, agregando 0,5 g/L de ácido húmico. Se aplicaron los

procesos de coagulación descritos anteriormente y se midieron los parámetros

físico-químicos con los mismos métodos que se utilizaron para el agua de Puerto

Díaz. Seguidamente se comparó el comportamiento del agua natural con el agua

sintética para verificar cuál de los procesos de coagulación es más efectivo

eliminando la influencia de co-iones y contra-iones que se encuentran en las

aguas naturales y que pueden influenciar los procesos de coagulación aplicados.

42

V. RESULTADOS Y DISCUSIONES

En este capítulo se presentan los resultados de la caracterización físico-química

obtenidos del agua cruda proveniente de Puerto Díaz, del agua sintética y de

cada uno de los procesos de coagulación aplicados, así mismo la producción de

trihalometanos de cada una de estas muestras. También se presenta la discusión

con respecto al comportamiento de las variables según cada proceso. Al finalizar

se hace una discusión, a través de una comparación para la selección del proceso

de coagulación más efectivo en la remoción de materia orgánica natural.

5.1 Caracterización físico-química del agua cruda

5.1.1 Medición de los parámetros

En la Tabla 5, se muestran los resultados de la caracterización del agua cruda de

Puerto Díaz mediante los parámetros físico-químicos obtenidos en las

mediciones.

Tabla 5. Caracterización del agua cruda de Puerto Díaz.

Parámetro Unidad de Medida Agua Cruda

pH Unidad de pH 7,77

Turbidez NTU 15,30

Sólidos Totales Disueltos

(STD) mg/L 141,00

Aluminio (Al3+) mg/L 0,08

Sulfatos (SO42-) mg/L 6,00

Color mg/L Pt-Co 37,00

Absorbancia (UV254) 1/cm 0,16

Carbono Orgánico Disuelto

(COD) mg/L 6,33

Conductividad µS/cm 287,30

Como se puede observar el pH del agua está muy cerca de la neutralidad y se

encuentra dentro del rango establecido por las normas CAPRE (2002) y EPA

(2001) citadas en la investigación, cuyo rango de pH se encuentra entre 6,5-9. En

cambio, la turbidez y el color del agua están sobre el rango establecido, lo que

43

indica alta presencia de MON y la necesidad de darle un tratamiento adecuado

para evitar efectos perjudiciales en la salud.

El color es un indicador del alto grado de conjugación de las moléculas de MON

que tienen múltiples enlaces sustituidos con grupos aromáticos. El color está

ligado a moléculas de MON de alto peso molecular (Newcombe et. al, 1997). El

color presente en el agua cruda de Puerto Díaz es de 37 mg/L Pt-Co, el cual

excede los valores recomendados por las normas CAPRE que es de 1 mg/L Pt-

Co y de igual forma excede el valor máximo admisible de 15 mg/L Pt-Co, esto

indica presencia de materia orgánica en el agua cruda.

La UV254 también es un indicador de la alta presencia de materia orgánica en el

agua cruda a través de las concentraciones de moléculas orgánicas con grupos

aromáticos.

El aluminio en el agua de Puerto Díaz se encuentra a una concentración menor

que los valores máximos admisibles normados por la EPA, de 0,2 mg/L de Al3+.

Así mismo, la concentración de los sulfatos, la conductividad y los sólidos totales

disueltos se encuentran bajo el valor recomendado y/o admisible.

La DQO indica la presencia de compuestos disueltos en el agua que se derivan

de la materia orgánica. Las sustancias húmicas representan aproximadamente el

70 % de la MON. Si la proporción de carbón orgánico disuelto y carbón orgánico

total (COD/COT) es relativamente baja (la mayor cantidad de material orgánico

está en forma de partículas), y puede esperarse que los procesos físicos como

sedimentación y filtración remuevan un fragmento significativo de MON. Del

mismo modo, las proporciones de COD/COT relativamente altas (> 0.5) indican

que la MON está en forma soluble. Por consiguiente, otro proceso como

coagulación, adsorción por carbón activado granular y filtración de membrana son

requeridos para lograr una remoción adecuada (Krasner et.al, 1996).

En el caso del agua cruda de Puerto Díaz, la relación COD/COT es de 0,90 lo que

indica que el tipo de materia orgánica encontrada en el agua del Lago Cocibolca

es mayormente hidrofóbica, indicando así mayor presencia de compuestos

aromáticos o compuestos conjugados los cuales son reactivos con el cloro.

44

García (2011) realizó los análisis de turbidez, pH, conductividad, color, sólidos

totales disueltos (STD), carbono orgánico disuelto (COD) tomando muestras del

Lago Cocibolca y obtuvo los siguientes resultados:

Tabla 6. Caracterización del agua del Lago Cocibolca.

Parámetro Unidad de Medida Agua Cruda

pH Unidad de pH 7,1 - 7,8

Turbidez NTU 15,5 - 29,1

STD mg/L 99,8 – 101,2

Color mg/L Pt-Co 44,8 – 60,8

COD mg/L 2,7 – 4,5

Conductividad µS/cm 201,9 – 202,0

Fuente: García, 2011.

Al realizar una comparación de los datos que se obtuvieron en esta investigación

con los obtenidos por García (2011), se puede observar que los parámetros como

los STD y conductividad no coinciden. La concentración de STD y conductividad

obtenidas resultaron mayores (141 mg/L y 287,3 µS/cm respectivamente) esto

podría deberse al diferente comportamiento de este invierno, con respecto al

muestreado por García en el año 2011. En el caso del color y la turbidez los datos

obtenidos en esta investigación están fuera del rango presentado por García, sin

embargo, los valores no están tan alejados a dicho rango (37 mg/L Pt-Co y 15,3

NTU respectivamente). En el caso del pH si se encuentra en el rango presentado

por García (2011), siendo el valor obtenido de 7,77.

5.2 Aplicación del proceso de coagulación clásica (CC)

Se aplicó el proceso de coagulación clásica al agua cruda mediante la prueba de

jarras. Se le aplicaron diferentes dosis de coagulante (Sulfato de Aluminio) y se

seleccionó la dosis que presentó la mayor remoción de contenido aromático en

términos de UV254 y turbidez.

45

5.2.1 Determinación de los parámetros físico-químicos

La tabla de abajo muestra la caracterización físico-química del agua obtenida en

la primera coagulación

Tabla 7. Resultados de los parámetros para el proceso de CC.

Parámetro Unidad de

Medida

Agua

Cruda

Coagulación clásica

Jarras 1 2 3 4 5 6

Dosis

(mg/L) 10 20 30 40 50 60

pH Unidad de

pH 7,77 7,94 7,78 7,77 7,39 7,35 7,26

Turbiedad NTU 15,30

3,84 3,49 2,02 1,70 1,48 1,07

STD mg/L 141,00

148,00 148,00 149,00 151,00 151,00 152,00

Al3+

mg/L 0,08

0,32 0,30 0,19 0,18 0,16 0,08

SO42-

mg/L 6,00

10,00 11,00 21,00 24,00 24,00 30,00

Color mg/L Pt-

Co 37,00

10,00 7,50 7,50 5,00 2,50 2,50

UV254 1/cm 0,16

0,13 0,12 0,11 0,11 0,10 0,09

COD mg/L 6,330 5,080 4,040 3,410 3,210 3,210 2,997

Conductividad µS/cm 287,30

315,00 316,00 318,00 320,00 321,00 325,00

Figura 7. Prueba de jarras, coagulación clásica.

46

Materia Orgánica Aromática (UV254) y Turbidez

De la Figura 8, se puede concluir que existe una relación entre el comportamiento

de los valores de UV254 y turbidez del agua cruda tratada con diferentes dosis de

coagulante. Al añadir mayores dosis, la turbiedad y la UV tienden a disminuir. Se

puede observar que la jarra en la que se obtuvo una mayor remoción de materia

orgánica natural en términos de UV254 y turbidez del agua cruda tratada por

coagulación clásica fue a la que se le aplicó una dosis de 60 mg/L Al2(SO4)3 . 14

H2O. Los valores recomendados por las Normas CAPRE (2002) y EPA (2001)

dicen que la turbidez debe ser de 1 NTU y el valor de turbidez de la jarra con

dosis de 60 mg/L, se encuentra dentro del límite con 1,07 NTU.

pH

Cada molécula de sulfato de aluminio consume seis moléculas de iones

bicarbonato para producir dióxido de carbono e hidróxido de aluminio, el cual es

insoluble y es el compuesto que actúa como coagulante. El consumo de iones

bicarbonato en el agua para producir dióxido de carbono provoca reducción del

pH del agua. Sin embargo, si el agua tiene suficiente alcalinidad el pH no

disminuirá drásticamente (Davis & Masten, 2005). Por lo tanto, mientras más

coagulante se utilice, mayor será el descenso del pH.

Figura 8. Turbiedad Vs Absorbancia en la CC.

47

Las reacciones químicas que explican este comportamiento son las siguientes,

Al2(SO4)3 . 14H2O → 2Al3+ + 3SO42− + 14H2O (1)

2Al3+ + 12H2O ←⃗⃗⃗ 2Al(OH)3 + 6H3O+ (2)

6H3O+ + 6HCO3

− ←⃗⃗⃗ 6CO2 + 12H2O (3)

Con respecto a las pruebas de coagulación clásica realizadas, el comportamiento

del pH se puede observar en la Figura 9. Donde a la mayor concentración de

coagulante utilizada (60 mg/L), el agua bajó a un pH de 7,26. Sin embargo, el

valor del pH no salió del rango admisible por las normas de calidad de agua

(CAPRE), que oscila entre 6,5-8,5.

Sólidos Totales Disueltos (STD) y Conductividad

Los STD suelen aumentar a medida que se adiciona mayor dosis de coagulante,

este comportamiento se debe a la adición de sales, a través del coagulante lo que

provoca la liberación de iones al agua. Con respecto a la conductividad, el

aumento de iones hace que el agua se vuelva mejor conductora de la electricidad,

por lo tanto, la conductividad al igual que los STD aumenta. Este comportamiento

se puede observar en la Figura 10.

Figura 9. pH en el proceso de CC.

48

Aluminio y Sulfato

Se puede observar en la figura de arriba, que la concentración de aluminio

disminuye mientras se aumenta la dosis de coagulante, esto se debe a que el

aluminio en mayores dosis reacciona con el agua y forma el hidróxido de aluminio

(Al(OH)3 . 14H2O), siendo este el compuesto al cual se adhiere la MON

aumentando de tamaño y cuando los flóculos son suficientemente pesados

precipitan. Cuando la dosis es muy baja no se logra la desestabilización completa

de las cargas negativas de los coloides, por lo que el proceso de coagulación es

poco eficiente y el aluminio no logra cumplir su función como agente floculante, ya

que no se adhiere suficiente MON quedando el aluminio disuelto en el agua. La

reacción química que explica lo anteriormente mencionado es la siguiente:

Al2(SO4)3 . 14H2O → 2Al3+ + 3SO42− + 14H2O (4)

2Al3+ + 12H2O ←⃗⃗⃗ 2Al(OH)3 + 6H3O+ (5)

Figura 11. Aluminio en el proceso de CC.

Figura 10. Comportamiento de los STD y la conductividad en el proceso de CC.

49

De acuerdo a las normas CAPRE citadas en esta esta investigación, las dos

primeras jarras a las cuales se le agregó una dosis de 10 y 20 mg/L de sulfato de

aluminio sobrepasan la concentración de aluminio recomendada que es de 0,2

mg/L.

Al comparar las figuras de aluminio con la de los sulfatos, se concluye que hay

una gran diferencia y esto se debe a que el comportamiento de ambos

parámetros es inversamente proporcional, por lo tanto, cuando el aluminio

decrece, los sulfatos aumentan de forma proporcional a la dosis. La explicación

química es que el aluminio se une al agua y forma el hidróxido de aluminio al cual

se adhiere la MON, mientras que los sulfatos quedan libres en el agua.

Color

De la Figura 13, se puede concluir que el color que indica la presencia de materia

orgánica disminuye con respecto a la dosis de coagulante que se utiliza.

Obteniendo a una dosis de 60 mg/L de coagulante un color de 2,5 mg/L Pt-Co,

esto representa una remoción de 93% con respecto al color del agua cruda que

era de 37 mg/L Pt-Co.

Figura 12. Sulfatos en el proceso de CC.

50

Carbono Orgánico Disuelto (COD)

El comportamiento del COD, es similar al del color, mientras se utiliza una mayor

dosis de coagulante, hay una mayor remoción de los compuestos disueltos en el

agua. A una dosis de 60 mg/L, la COD es de 2,99 mg/L, lo que representa una

remoción del 53% con respecto al agua cruda (6,33 mg/L).

Figura 13. Color en el proceso de CC.

Figura 14. COD en el proceso de CC.

51

5.3 Aplicación del proceso de doble coagulación (DC)

Se aplicó el proceso de doble coagulación con diferentes dosis al agua cruda

proveniente de Puerto Díaz.

5.3.1 Determinación de los parámetros físico químicos

Los valores de los parámetros obtenidos en proceso de doble coagulación se

presentan en la siguiente tabla:

Tabla 8. Resultados de los parámetros para la el proceso de DC.

Parámetro

Unidad

de

Medida

Agua

Cruda

Doble Coagulación

Jarras 1 2 3 4 5 6

Dosis

(mg/L) 40 80 120 160 200 240

pH Unidad

de pH 7,77 7,24 6,86 6,30 3,84 3,71 3,65

Turbiedad NTU 15,30

0,62 0,37 0,84 0,88 1,61 3,39

STD mg/L 141,00

145,00 153,00 156,00 183,00 215,00 251,00

Al3+

mg/L 0,082

0,307 0,113 0,200 3,070 3,745 3,955

SO42-

mg/L 6,00

42,00 65,00 80,00 100,00 150,00 200,00

Color mg/L

Pt-Co 37,00

2,50 2,50 2,50 5,00 5,00 7,50

UV254 1/cm 0,158

0,096 0,084 0,087 0,089 0,102 0,106

COD mg/L 6,330

1,956 1,956 2,831 2,997 3,205 4,454

Conductividad µS/cm 287,30

297,00 331,30 348,00 374,00 438,00 513,00

Figura 15. Prueba de jarras doble coagulación.

52

Materia Orgánica Aromática (UV254) y Turbidez

El comportamiento de la materia orgánica aromática con respecto a UV254 y

turbidez es diferente al presentado en la coagulación clásica, en el cual se

explicaba que a mayor dosis de coagulante la turbidez y la absorbancia

disminuían proporcionalmente, contrario a esto, el comportamiento que se

presentó en la doble coagulación, es similar en las primeras dos jarras, luego se

observa que los valores empiezan a aumentar a mayor dosis, esto se debe a que

altas concentraciones de coagulante se produce una inversión de la carga de la

partícula (dicho comportamiento se observa en la Figura 15). Por lo tanto, se

demuestra que en el proceso de coagulación es importante determinar la dosis

adecuada de coagulante.

Según los valores recomendados establecidos por CAPRE (2002) y EPA (2001) la

turbidez debe ser de 1 NTU o menor. Tomando en cuenta los valores de la

Norma, se concluye que en el proceso de doble coagulación aplicado no se

obtuvieron turbiedades dentro del valor admisible.

pH

El pH disminuye a mayor dosis de coagulante debido a que hay mayor consumo

de los iones bicarbonatos presentes en el agua. Se puede observar que en las

últimas tres jarras se redujo notablemente de un pH de 6,3 (dosis de 120 mg/L) en

la jarra tres a un pH de 3,65 en la jara seis (dosis 240 mg/L)

Figura 16. Turbiedad vs absorbancia en el proceso de DC.

53

Según las Normas CAPRE (2002) y EPA (2001) el pH recomendado esta entre un

rango de 6,5 a 8,5 por lo que a partir de una dosis de 120 mg/L el pH decrece

demasiado y no cumple con la norma.

Sólidos Totales Disueltos (STD) y Conductividad

Los STD y la conductividad muestran el mismo comportamiento que el presentado

en la coagulación clásica, debido a que mientras mayor dosis de coagulante se

utilice, mayores cantidades de sales se les añade al agua por lo que causa un

aumento de los sólidos y la conductividad.

Los valores de STD se encuentran dentro del valor recomendado por las Normas

CAPRE (2002) y EPA (2001). En cambio, la conductividad de las dos últimas

jarras con dosis de 200 y 240 mg/L de sulfato de aluminio respectivamente,

sobrepasan el valor recomendado que es de 400 µs/cm.

Figura 17. pH en el proceso de DC.

Figura 18. Comportamiento de los STD y la conductividad en el proceso de DC.

54

Aluminio y Sulfato

En la Figura 18, se puede observar que el comportamiento del alumino no es igual

al presentado en la coagulación clásica, esto se debe a que se añadieron

mayores dosis de coagulante, lo que provocó una inversión de carga de las

partículas.

Además, el exceso de coagulante ocasionó que los iones de Al3+ residuales

queden disueltos. Conforme a las normas de calidad de agua, el aluminio supera

los rangos admisibles en las últimas jarras donde las concentraciones de

coagulante añadidas estaban dentro de los 160 mg/L-240, mg/L del coagulante.

En el caso de los sulfatos, se comportaron de igual forma que en la coagulación

clásica. A mayor dosis de coagulante, mayor concentración de sulfatos en el agua

tratada por el proceso de doble coagulación. Para los sulfatos el valor

recomendado por las normas de calidad de agua es de 25 mg/L, por lo que se

Figura 20. Sulfatos en el proceso de DC.

Figura 19. Aluminio en el proceso de DC.

55

puede concluir que al aplicar este proceso de doble coagulación ninguna de las

jarras cumple con el valor dicho valor.

Color

El color indica la presencia de materia orgánica en el agua y disminuye con

respecto a la dosis de coagulante que se utiliza, como se presentó en el proceso

de coagulación clásica. En la doble coagulación el comportamiento es similar en

las primeras dosis, sin embargo, los valores del color empiezan a aumentar a

dosis altas de coagulante, esto se debe a la inversión de carga de las partículas,

que reduce la eficiencia y funcionalidad del proceso de coagulación. En la jarra

donde se añadió la mayor dosis de coagulante (240 mg/L de Al2(SO4)3 . 14 H2O)

la remoción del color fue de 79%, tomando en cuenta que el color del agua cruda

es de 37 mg/L de Pt-Co, y se obtuvo 13% menos de remoción en comparación a

lo mencionado en la coagulación clásica.

Carbono Orgánico Disuelto (COD)

Figura 21. Color en el proceso de DC.

Figura 22. COD en el proceso de DC.

56

El comportamiento del COD, es proporcional al del color, mientras se utiliza una

mayor dosis de coagulante, debería de haber una mayor remoción de los

compuestos disueltos en el agua. Sin embargo, a como se mencionó

anteriormente, el proceso de coagulación con altas dosis de coagulante es

ineficiente, por lo tanto, del COD, como el color tiende a aumentar por la inversión

de la carga de las partículas. A una dosis de 240 mg/L de Al2(SO4)3 . 14 H2O la

concentración de COD es de 4,47 mg/L, obteniendo una remoción de 29% con

respecto a la concentración de COD en el agua cruda (6,33 mg/L).

57

5.4 Aplicación del proceso de coagulación clásica con floculación

emballestada

Se aplicó el proceso de coagulación clásica con floculación emballestada a

diferentes dosis al agua cruda proveniente de Puerto Díaz utilizando un floculante

orgánico y un floculante sintético.

5.4.1 Coagulación clásica con floculación emballestada utilizando lodos de

la coagulación clásica como floculante orgánico (CC+L)

El floculante orgánico utilizado en esta coagulación clásica con floculación

emballestada fueron los lodos obtenidos de la primera coagulación realizada.

5.4.1.1 Determinación de los parámetros físico-químicos

En la siguiente tabla se presentan los parámetros obtenidos del proceso de

coagulación clásica con floculación emballestada utilizando como floculantes los

lodos de la primera coagulación realizada en estos análisis.

Tabla 9. Resultados de los parámetros obtenidos en el proceso de CC+L.

Parámetro Unidad de

Medida

Agua

Cruda

Coagulación Clásica + Floculación con lodos

Jarras 1 2 3 4 5 6

Dosis

(mg/L) 10 20 30 40 50 60

pH Unidad de pH 7,77 6,58 6,55 6,39 6,34 6,24 6,20

Turbiedad NTU 15,30

1,27 0,72 0,36 0,34 0,22 0,19

STD mg/L 141,00

138,00 140,00 142,00 142,00 144,00 144,00

Al3+

mg/L 0,082

0,246 0,201 0,167 0,133 0,085 0,065

SO42-

mg/L 6,00

9,00 17,00 25,00 26,00 32,00 43,00

Color mg/L Pt-Co 37,00

10,00 5,00 2,50 2,50 2,50 2,50

UV254 1/cm 0,158

0,020 0,010 0,009 0,008 0,002 0,002

COD mg/L 6,33

2,58 1,54 1,33 1,33 1,28 1,28

Conductividad µS/cm 287,30

282,20 286,50 288,90 290,80 293,40 295,30

Figura 23. Prueba de jarras CC+L.

58

Materia Orgánica Aromática (UV254) y Turbidez

De la Figura 23, se puede concluir que existe una relación al igual que en la

coagulación clásica entre la turbiedad y la absorbancia, cuyo comportamiento es

decreciente conforme se aumenta la dosis de coagulante aplicado a cada una de

las jarras. Es notable que los valores de turbidez y UV254 obtenidos en este

proceso (CC+L) son menores que los que se obtuvieron en la CC y se debe al

aporte de los lodos, los cuales mejoran la eficiencia del proceso de coagulación

convencional.

El valor recomendado para la turbidez es de 1 NTU según las Normas CAPRE

(2002) y EPA (2001) y a como se puede observar en la Figura todas las jarras a

las que se le aplicó este proceso CC+L, cumplen a excepción de la primera jarra a

la cual se le aplicó una dosis de 10 mg/L de coagulante.

En términos de turbiedad y absorbancia se obtuvo que la dosis más adecuada

para este proceso de coagulación con agua de Puerto Díaz es de 50 mg/L de

Al2(SO4)3, con los cuales se obtuvieron porcentajes de remoción de 98,9% en el

caso de la turbiedad y 98,7% para la absorbancia, en comparación con los valores

del agua cruda que eran de 15,3 NTU la turbiedad y 0,158 cm-1 la absorbancia.

Figura 24. Turbiedad vs absorbancia en el proceso de CC+L.

59

pH

En la figura de abajo se puede observar que el pH sigue teniendo el mismo

comportamiento que en los procesos de coagulación clásica y el doble. El pH

disminuye a mayor dosis de coagulante, porque al igual que en los demás

procesos se consumen iones bicarbonatos en la formación del hidróxido de

aluminio.

Sin embargo, los valores de pH no son tan bajos como los que se obtuvieron en la

doble coagulación. Según las Normas CAPRE (2002) y EPA (2001) el pH

recomendado es entre 6,5-9,0, bajo este rango únicamente se encuentran en la

primera y segunda jarra, en las cuales se utilizaron 10 mg/L y 20 mg/L de

Al2(SO4)3 respectivamente, para las demás jarras, el pH descendió más del valor

admisible, por lo que es necesario realizar un ajuste de pH, a la salida del

proceso.

Sólidos Totales Disueltos (STD) y Conductividad

Figura 26. Comportamiento de los STD y la conductividad en el proceso de CC+L.

Figura 25. pH en el proceso de CC+L .

60

Los STD y la conductividad aumentan de forma proporcional a la dosis de

coagulante aplicado. En la Figura 25, se puede observar este comportamiento.

Según las Normas CAPRE (2002) y EPA (2001) la concentración de STD

recomendada es de 1 000 mg/L y para la conductividad es de 400 (µS/cm). Los

valores obtenidos en este proceso de coagulación aplicado no exceden los

admisibles por dichas normas.

Aluminio y Sulfato

A como se observa en la figura anterior, el aluminio no se ve afectado por la

adición de los lodos ya obtenidos de la primera coagulación, al contrario, estos

permiten una mejor remoción de materia orgánica sin tener que agregar mayor

cantidad de coagulante. Para la mejor dosis, que fue de 50 mg/L de Al2(SO4)3 se

obtuvo una concentración de aluminio de 0,002 mg/L. Esta concentración es baja

porque los lodos contribuyeron a una mejor formación de hidróxido de aluminio,

compuesto al cual se adhiere la materia orgánica.

Figura 27. pH en el proceso de CC+L.

Figura 28. Sulfato en el proceso de CC+L.

61

Para el caso de los sulfatos el comportamiento sigue siendo el mismo que para

los otros procesos. La concentración de sulfatos aumenta a medida que la dosis

de coagulante es mayor. Los sulfatos sobrepasan el valor recomendado por las

normas de calidad de agua CAPRE (2002) y EPA (2001) que es de 25 mg/L, a

partir de la tercera jarra con dosis de coagulante de 30 mg/L. Para el caso de la

jarra en la cual se obtuvo una mejor remoción de MON, la jarra cinco en la que se

utilizó una dosis de 50 mg/L, la concentración de sulfatos fue de 32 mg/L, sin

embargo, este valor no sobrepasa el máximo admisible por las normas que es de

250 mg/L.

Color

El comportamiento del color resulto similar al obtenido en el proceso de CC, en el

cual la materia orgánica presente en el agua disminuye con respecto a la dosis de

coagulante que se utiliza. La jarra que se escogió como la mejor por su eficiencia

en la remoción de MON, fue la jarra cinco a la que se le añadió una dosis de 50

mg/L de Al2(SO4)3, la remoción del color fue de 93%, tomando en cuenta que el

color del agua cruda es de 37 mg/L de Pt-Co.

Carbono Orgánico Disuelto (COD)

El comportamiento del COD, es similar al del color, mientras se utiliza una mayor

dosis de coagulante, hay una mayor remoción de los compuestos disueltos en el

agua. A una dosis de 50 mg/L, la COD es de 1,74 mg/L, lo que representa una

remoción del 73% con respecto al agua cruda (6,33 mg/L). Este porcentaje de

remoción es menor que el obtenido en la coagulación clásica y la coagulación

doble.

Figura 29. Color en el proceso de CC+L.

62

Figura 30. COD en el proceso de CC+L.

63

5.4.2 Coagulación clásica con floculación emballestada utilizando silica gel

como floculante sintético (CC+S)

Se aplicó el proceso de coagulación clásica con floculación emballestada

utilizando silica gel como floculante sintético a diferentes dosis de coagulante al

agua cruda de Puerto Díaz.

5.4.2.1 Determinación de los parámetros físico químicos

En la siguiente tabla se presentan los parámetros físico-químicos obtenidos del

agua cruda tratada:

Tabla 10. Resultados de los parámetros obtenidos en el proceso de CC+S.

Parámetro Unidad de

Medida

Agua

Cruda

Coagulación clásica + Floculación con sílica gel

Jarras 1 2 3 4 5 6

Dosis 10 20 30 40 50 60

pH Unidad de

pH 7,77 6,81 6,81 6,71 6,70 6,70 6,57

Turbiedad NTU 15,30

1,73 1,21 0,82 0,51 0,46 0,45

STD mg/L 141,00

143,00 144,00 145,00 146,00 147,00 148,00

Al3+

mg/L 0,082

0,192 0,148 0,135 0,125 0,102 0,094

SO42-

mg/L 6,00

11,00 18,00 22,00 29,00 33,00 33,00

Color mg/L Pt-

Co 37,00

7,50 15,00 2,50 2,50 5,00 5,00

UV254 1/cm 0,158

0,046 0,027 0,016 0,012 0,011 0,007

COD mg/L 6,33

3,83 1,54 1,54 1,33 1,33 1,30

Conductividad µS/cm 287,30

291,40 293,20 295,00 298,00 301,00 302,00

Figura 31. Prueba de jarras CC+S.

64

Materia Orgánica Aromática (UV254) y Turbidez

En la figura anterior se puede observar la relación entre la turbidez y la

absorbancia como en el caso de los demás procesos de coagulación aplicados,

en la cual los valores de estos parámetros decrecen conforme se aumenta la

dosis de coagulante utilizada. La jarra que presenta mejor remoción de MON en

términos de turbiedad y UV254 es la jarra seis, en la cual se utilizó una dosis de 60

mg/L de Al2(SO4)3 . 14H2O los valores de turbiedad y absorbancia obtenidos en

esta jarra fueron, 0,45 NTU y 0,007 cm-1, respectivamente. Los valores de

turbidez de la primera y segunda jarra con dosis de sulfato de aluminio de 10 y 20

mg/L no cumplen con el valor recomendado por las Normas CAPRE (2002) y EPA

(2001) el cual es de 1 NTU. Sin embargo, los valores de estos parámetros para la

jarra más eficiente para la remoción de MON, están dentro del rango admisible

por estas normas.

pH

El pH tiende a decrecer conforme se aumenta la dosis de coagulante. Sin

embargo, se puede observar en la Figura 32, que a pesar de que disminuye cada

vez más todas la jarras de este proceso de coagulación cumplen con el valor

recomendado por las Normas CAPRE (2002) y EPA (2001) el cuál debe estar

entre 6,5-8,5.

Figura 32. Turbiedad vs absorbancia en el proceso de CC+S.

65

Sólidos Totales Disueltos (STD) y Conductividad

Al igual que en todos los procesos de coagulación descritos anteriormente, el

comportamiento de los STD y la conductividad aumentan de forma proporcional a

la dosis de coagulante aplicado. En las siguientes figuras se puede observar dicho

comportamiento.

Según las Normas CAPRE (2002) y EPA (2001) la concentración de STD

recomendada es de 1 000 mg/L y para la conductividad es de 400 (µS/cm). Los

valores obtenidos en este proceso de coagulación aplicado no exceden los

admisibles por dichas normas.

Figura 34. Comportamiento de los STD y la conductividad en el proceso de CC+S.

Figura 33. pH en el proceso de CC+S.

66

Aluminio y Sulfatos

Se puede observar en las siguientes figuras que el aluminio y los sulfatos se

comportan de forma similar a la coagulación clásica a mayor concentración de

coagulante, la concentración de aluminio disminuye y la de los sulfatos aumenta.

Según las Normas CAPRE (2002) y EPA (2001) el aluminio debe tener una

concentración de 0,2 mg/L y los sulfatos 25 mg/L. En la Figura 35, se puede

observar que todos valores obtenidos del aluminio se encuentran debajo de la

concentración de 0,2 mg/L. En cambio, los sulfatos solo cumplen las tres primeras

jarras con dosis de 10, 20 y 30 mg/L de Al2(SO4)3, ya que a partir de la jarra

cuatro con dosis de 40 mg/L los valores son mayores de 25 mg/L, sin embargo,

no sobrepasan el máximo admisible que es de 250 mg/L.

Color

El comportamiento del color resulto similar al obtenido en el proceso de CC, en el

cual la materia orgánica presente en el agua disminuye con respecto a la dosis de

coagulante que se utiliza. La jarra que se escogió como la mejor por su eficiencia

en la remoción de MON, fue la jarra seis a la que se le añadió una dosis de 60

mg/L de Al2(SO4)3, la remoción del color fue de 93%, tomando en cuenta que el

color del agua cruda es de 37 mg/L de Pt-Co, este porcentaje de remoción se

aproxima al obtenido en el proceso de CC y en el proceso de CC+L.

Figura 35. Aluminio y sulfatos en el proceso de CC+S.

67

Carbono Orgánico Disuelto (COD)

El comportamiento del COD, es similar al del color, mientras se utiliza una mayor

dosis de coagulante, hay una mayor remoción de los compuestos disueltos en el

agua. A una dosis de 60 mg/L, la COD es de 1,29 mg/L, lo que representa una

remoción del 79% con respecto al agua cruda (6,33 mg/L). Este porcentaje de

remoción es mayor que el obtenido en todos los procesos de coagulación

aplicados al agua de Puerto Díaz.

Figura 36. Color en el proceso de CC+S.

Figura 37. COD en el proceso de CC+S.

68

5.5 Producción de Trihalometanos (THM’s)

La formación de trihalometanos está fuertemente relacionada a la reacción del

cloro con la materia orgánica natural por lo que cuando el agua tiene mayor MON

formara mayores cantidades de trihalometanos al momento de aplicar la

desinfección. En la siguiente tabla se puede observar una comparación de los

rangos de formación de trihalometanos en cada uno de los procesos de

coagulación realizados para esta investigación.

Tabla 11. Resultados de la formación de THM’s.

Formación de THM's para cada Proceso de Coagulación

Agua cruda 1299,97 µg/L

Proceso de Coagulación

Unidad de medida CC DC CC+L CC +

S

Máxima producción

µg/L THM's 1133,31 533,31 199,98 566,64

Dosis mg/L Al2(SO4)3.14

H2O 20 200 10 50

Mínima producción

µg/L THM's 33,31 99,98 30,50 99,98

Dosis mg/L Al2(SO4)3.14

H2O 60 240 60 40

De la Tabla 11, se puede concluir que el proceso de coagulación que presenta un

menor rango de formación de trihalometanos es la coagulación clásica con

floculación emballestada utilizando como floculante orgánico los lodos reciclados

de otra coagulación. Así mismo, se puede observar que la mayor formación de

trihalometanos fue obtenida por la CC, seguida por CC+S y luego la CD.

Estos valores son lógicos si se comparan estos resultados con los valores de

MON contenida en las aguas tratada, con respecto a la turbiedad, la UV254, y el

COD. El proceso de CC+L fue el más eficiente removiendo MON del agua cruda

de Puerto Díaz, por lo tanto, es el proceso en el que se producen los

subproductos de la desinfección en menores concentraciones.

Los valores máximos admisibles de trihalometanos en la Norma CAPRE (2002) es

de 460 µg/L, de todos los procesos de coagulación aplicados al agua de Puerto

Díaz, se obtuvo que la coagulación clásica utilizando los lodos como floculantes

69

presentan una menor formación de THM’s, estos valores de máxima y mínima

formación se encuentran en la Tabla 11. En dicha tabla se puede observar que los

rangos de este proceso de coagulación no sobrepasan los normados, caso

contrario, lo que sucede en los demás procesos estudiados.

Figura 39. Celdas para la medición de absorbancia, determinación de

THM’s.

Figura 38. Parte del proceso para la determinación de THM’s.

70

5.6 Comparación de la Efectividad de Remoción de Materia Orgánica de los

Procesos de Coagulación Aplicados

Tabla 12. Resultados de la comparación de los procesos de coagulación.

En la tabla anterior se presentan los resultados más significativos obtenidos en los

análisis de laboratorio realizados para esta investigación. Se seleccionaron para

cada uno de los procesos de coagulación aplicados al agua de Puerto Díaz, las

jarras en las que en términos de turbiedad y absorbancia se obtuvo una mayor

remoción de materia orgánica natural.

Parámetro Unidad de

Medida Agua Cruda

Procesos de coagulación

CC

DC

CC+L

CC+S

Jarras 6 2 5 6

Dosis 60 mg/L 80 mg/L 50 mg/L 60 mg/L

pH Unidad de

pH 7,77 7,26 6,86 6,24 6,57

Turbiedad NTU 15,30

1,07 0,37 0,22 0,45

STD mg/L 141,00

159,00 163,00 151,00 156,00

Al3+

mg/L 0,082

0,079 0,113 0,085 0,094

SO42- mg/L 6,00

30,00 65,00 32,00 33,00

Color mg/L Pt-Co 37,00

2,50 7,50 2,50 5,00

UV254 1/cm 0,158

0,098 0,084 0,002 0,007

COD mg/L 6,33

2,99 1,96 1,75 1,96

Conductividad µS/cm 287,30

325,00 331,30 293,40 302,00

Figura 40. Turbiedad vs absorbancia de los procesos de coagulación.

71

De la gráfica anterior se puede concluir que, dado el comportamiento de los

parámetros tomados en cuenta para la elección del mejor proceso de tratamiento,

se obtuvo que el más eficiente es el proceso de coagulación clásica con

floculación emballestada, utilizando como floculante orgánico los lodos obtenidos

en un proceso de coagulación clásica.

En términos de remoción, con respecto a la turbiedad, el proceso de CC+L, logra

una remoción de 98,56% de la materia orgánica presente en forma suspendida

que es el valor que representa este parámetro. En términos de absorbancia la

remoción es muy alta en todos los procesos de coagulación aplicados, siendo el

mejor la CC+L, con un porcentaje del 99,99%, lo que indica que este proceso es

el más efectivo para la remoción de la concentración de moléculas orgánicas con

grupos aromáticos que contiene el agua natural tratada.

Con respecto al pH, el proceso de coagulación que más acidifica el agua

corresponde al que se seleccionó como más eficiente, por lo tanto, es necesario

determinar una dosis óptima de lodos para prevenir que los valores de pH bajen

más de lo admisible por las Normas de calidad de agua para consumo humano.

Este comportamiento se debe a la presencia de iones hidronio en los lodos, lo que

ocasiona un mayor consumo de los bicarbonatos presentes en el agua,

formándose así dióxido de carbono, acidificando el agua.

En el caso del aluminio y los sulfatos, se obtuvo que en todos los procesos de

coagulación aplicados resultó un aumento en la concentración de estos en el

agua, sin embargo, estos aportes de concentración por el sulfato de aluminio que

se utiliza no ocasionan que los valores excedan los admisibles por las normas de

calidad de agua. En el caso del proceso de CC+L, se obtuvo que la concentración

de aluminio final de 0,085 mg/L, mayor en comparación a la CC (0,079 mg/L) y

Figura 41. Remociones de Turbiedad y absorbancia de los procesos de coagulación.

72

menor con respecto a la DC (0,113 mg/L), y en el caso del sulfato, la

concentración en la CC+L fue de 32 mg/L, mayor en comparación con la CC (30

mg/L) y menor que la concentración final de la DC (65 mg/L).

Los STD aumentaron con respecto al agua cruda, cuya concentración inicial fue

de 141 mg/L, esto debido a que la adición de sales (coagulante) incrementa el

contenido de sólidos. En el caso de la CC+L, la concentración es menor (151

mg/L) en comparación a los demás procesos aplicados, debido a que la dosis de

coagulante utilizada para esta prueba fue menor que las aplicadas en los otros

procesos (2,5 mL de sulfato de aluminio, correspondiente a una concentración de

50 mg/L), lo que indica que los lodos favorecen positivamente la remoción de

MON, siendo más eficiente el proceso de coagulación con una menor dosis de

coagulante.

El proceso de CC+L podría ser un método eficiente para utilizar los grandes

volúmenes de lodos que se generan en las plantas de tratamiento de agua

potable (PTAP), los cuales están cargados con alto contenido de hidróxido de

aluminio y que representan un problema serio en las PTAP por el problema de su

disposición final. Además, que el uso de los lodos disminuye la cantidad de

coagulante necesaria para remover la MON.

Figura 42. Comparación del comportamiento de los STD.

145

150

155

160

165

CC CD CC+L CC+S

159

163

151

156

ST

D (

mg/L

)

Proceso de Coagulación

73

4.7 Comparación la eficiencia de los procesos de coagulación aplicados al

agua de Puerto Díaz y al agua sintética preparada en el laboratorio

Se realizaron los procesos tres procesos de coagulación con agua sintética. Una

vez obtenido los resultados de cada proceso se seleccionaron las jarras con mejor

eficiencia de remoción de materia orgánica, los cuales son presentadas en la

siguiente tabla.

Tabla 13. Resultados obtenidos con el agua sintética

Parámetros Unidad de

Medida Agua Cruda

PROCESOS DE COAGULACIÓN

CC CD CC+L CC+S

Jarras 3 4 2 4

Dosis 60 mg/L 50 mg/L 50 mg/L 70 mg/L

pH Unidad de pH

5,78

4,20 4,17 4,30 4,84

Turbiedad NTU 9,76

1,26 0,81 0,64 0,87

STD mg/L 21,00

41,00 73,00 35,00 63,00

Al3+

mg/L 0,09

0,29 0,35 0,22 0,22

SO42-

mg/L 0,00

22,00 68,00 20,00 32,00

Color mg/L Pt-Co 422,50

5,00 7,50 5,00 7,50

UV254 1/cm 1,128

0,037 0,049 0,030 0,063

DQO mg/L 20,875

3,375 3,375 2,130 4,630

COD mg/L 7,32

1,19 1,19 0,75 1,62

Conductividad µS/cm 42,00

83,20 149,60 71,10 127,70

A través de los resultados presentados en la tabla de arriba se realizó una

comparación con respecto a la remoción de materia orgánica natural de cada

proceso. Según la turbiedad y la UV254 el proceso con mejor remoción de materia

orgánica natural es el de CC+L, el cual presenta un porcentaje de remoción del

93% con respecto a la turbiedad (Figura 43) y del 97% con respecto a la UV254

(Figura 44).

74

Estos resultados coinciden con los obtenidos con el agua tratada de Puerto Díaz y

cumplen con el valor de turbiedad recomendado por las Normas CAPRE (2002).

Figura 45. Comportamiento del pH en los procesos

de coagulación aplicados.

Figura 43. Comparación de la remoción de la turbiedad de los diferentes procesos aplicados.

Figura 44. Comparación de la remoción de la absorbancia de los diferentes procesos aplicados.

75

El comportamiento del pH (Figura 45) del agua sintética tratada difiere al obtenido

con el agua tratada de Puerto Díaz. Se puede observar que el valor más bajo de

pH es el de la CD, en cambio en los resultados con el agua tratada de Puerto

Díaz el valor de pH más bajo fue el de CC+L. Según las Normas CAPRE (2002) y

EPA (2001) no cumplen con los valores recomendados ni con los máximos

admisibles.

Con respecto al COD se obtuvo que la mejor remoción se dio en el proceso de

CC+L con una remoción de 90% del COD con respecto a la concentración inicial

de 7,33 mg/L y la final después del CC+L, de 1,185 mg/L. En cambio en el agua

de Puerto Díaz el proceso que removió mayor concentración de COD, fue el

proceso de CC+S, con la que se obtuvo una remoción del 79%.

Los STD y la conductividad tuvieron un comportamiento similar al del agua tratada

de Puerto Díaz, obteniendo las concentraciones más bajas la CC+L, ambos

valores cumplen con los establecidos en las Normas CAPRE (2002) y EPA

(2001).

El aluminio y los sulfatos también tienen un comportamiento lógico y semejante a

los del agua tratada de Puerto Díaz los mejores valores fueron los de la CC+L, sin

embargo, el aluminio no cumple con el valor establecido por la EPA (2001), que

es de 0,2 mg/L.

El color es un indicador de la presencia de materia orgánica y se puede observar

que la CC y la CC+L son los parámetros que tienen las remociones más altas,

98,8% y a pesar de que no cumplen con el valor recomendado, cumplen con el

valor máximo admisible por las Normas CAPRE (2002).

Figura 46. Prueba de jarras CC+S en agua sintética.

76

VI. CONCLUSIONES

La caracterización mediante los parámetros físicos-químicos del agua cruda

proveniente de Puerto Díaz muestran que el contenido de MON medido

como turbiedad, UV254, COD y color presentan valores altos los cuales

sobrepasan el valor establecido por las Normas CAPRE (2002) y EPA

(2001), lo que significa que el agua necesita un tratamiento antes de ser

distribuida.

El proceso de coagulación clásica presentó porcentajes de remoción de

materia orgánica del 93% de turbiedad, del 34% de absorbancia a 254 nm

(UV254), de 53% Carbono orgánico disuelto (COD) y del 93% de color.

En el proceso de coagulación doble se obtuvieron remociones de materia

orgánica natural del 98% para la turbiedad, del 47% para la UV254, del 29%

para el COD y del 93% para color.

En el proceso de coagulación clásica con floculación emballestada se

obtuvieron dos valores de remoción de materia orgánica natural, los

primeros representan los resultados obtenidos en el proceso en el cual se

utilizaron los lodos como floculante orgánico, teniendo así un 99% de

remoción de turbiedad, 99% para remoción de UV254, del 73% para COD y

del 93% para el color. Los segundos valores representan los resultados

cuando se utilizó un floculante sintético en este caso la silica gel

presentando así un 96% de remoción para la turbiedad, 96% para la UV254,

79% para el COD y el 87% para color.

La formación de trihalometanos está fuertemente relacionado a la reacción

de la materia orgánica con el cloro, por lo que, a mayores concentraciones

de materia orgánica, se producen mayores concentraciones de

trihalometanos. La coagulación clásica con floculación emballestada

utilizando como floculante orgánico los lodos es el proceso en el que

produjeron menores concentraciones de trihalometanos.

El proceso con mayor efectividad en la remoción de materia orgánica

natural es la coagulación clásica con floculación emballestada utilizando los

lodos como floculante orgánico, tomando como base las remociones de

MON en términos de turbiedad y absorbancia.

77

En el caso del agua sintética, el uso de los lodos como floculante

proporciona una mayor eficiencia del proceso de coagulación, al igual que

la situación presentada con el agua de Puerto Díaz.

78

VII. RECOMENDACIONES

Después de haber realizado esta investigación se propone lo siguiente,

Realizar más investigaciones que confirmen nuestros hallazgos en el presente

estudio referente al comportamiento de la coagulación clásica con floculación

emballestada, utilizando como floculante orgánico, los lodos obtenidos en

procesos de coagulación convencional.

Realizar estudios aplicando este proceso de coagulación (CC+L) a diferentes

cuerpos de aguas utilizados para potabilización en Nicaragua, y en los cuales

se utiliza actualmente el tratamiento convencional.

Ejecutar investigaciones donde se estudie el comportamiento de la sílica gel

como floculante sintético, debido a que en este estudio se obtuvo que este

proceso es eficiente para remover la MON.

Realizar investigaciones más a fondo sobre la formación de los trihalometanos

en el agua tratada de Puerto Díaz, antes de ser distribuida a la población.

79

VIII. ABREVIATURAS

CAPRE Comité de Calidad de Agua para América Central y el Caribe

CC Coagulación Clásica

CC+L Coagulación Clásica con Floculación Emballestada Utilizando los

Lodos como Floculante Orgánico

CC+S Coagulación Clásica con Floculación Emballestada Utilizando

Silica Gel como Floculante Inorgánico

COD Carbón Orgánico Disuelto

COT Carbono Orgánico Total

DC Doble Coagulación

DQO Demanda Química de Oxígeno

DPBs Subproductos de la Desinfección

ENACAL Empresa Nicaragüense de Acueductos y Alcantarillados

EPA Agencia de Protección Ambiental de los E.E.U.U.

INAA Instituto Nicaragüense de Acueductos y Alcantarillados

MON Materia Orgánica Natural

NTU Unidades Nefelométricas de Turbidez

OMS Organización Mundial de la Salud

OPS Organización Panamericana de la Salud

SPD Sub Productos de la Desinfección

STD Sólidos Totales Disueltos

THMs Trihalometanos

UPC Unidades Platino-Cobalto

UV254 Absorbancia Ultravioleta a 254 Nanómetros

80

XI. REFERENCIAS

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Comité Regional para la institución del agua potable y saneamiento de Centro

América, Panamá y República Dominicana [CAPRE] (2002). Guías de

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Davis, M. & Masten, S. (2005). Ingeniería y Ciencias Ambientales. México DF,

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Interpretation and Satndards . Irlanda.

Galvín, M. (s.f.). Características físicas, químicas y biológicas del agua. España:

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Vickers, J., Thompson, M., & Kelkar, U. (1995). El uso de filtración de membrana

junto con procesos de coagulación para una mejor remoción de NOM.

ELSEVIER, 57-61.

82

ANEXO A. DETERMINACIONES ANALÍTICAS

A.1 pH

Este parámetro es medido en el momento que la muestra fue tomada

usando la combinación del método pH electrodo y un medidor portátil pH

metro "HACH”. El procedimiento es el siguiente:

Presionar el botón dispensador una vez (hasta que haga click).

Enjuague bien con agua desmineralizada y seque. Poner el electrodo en el

contenedor de la muestra.

Apuntar el valor del pH cuando la pantalla esté estable.

Enjuagar el electrodo completamente con agua desmineralizada y secarlo

bien.

A.2 Turbiedad (0 a 999 NTU)

Este parámetro es determinado usando el Turbidímetro 2010P “HACH”. Este

dispositivo fue previamente calibrado por la fábrica con formazina para la primera

vez que debería ser usado. Se recoge la muestra y se coloca en una celda del

2100P hasta la línea (cerca de 15 mL) teniendo cuidado de manipular la celda por

la parte superior tapando la celda. A continuación se procede con los siguientes

pasos:

Limpiar la celda con una tela suave y sin hilachas, para quitar gotas de agua

y huellas digitales.

Aplicar una capa fina de aceite de silicona. Limpiar con una tela suave para

obtener una capa más fina en toda la superficie.

Presionar el botón 1/0. El instrumento se enciende, se coloca el instrumento

en una superficie plana y firme.

Se pone la celda de la muestra en el compartimiento del instrumento de tal

manera que las marcas de la celda y el compartimiento coincidan.

83

Escoger selección de rango manual o automática presionando RANGE,

cuando el instrumento está en selección automática de rango la pantalla

mostrará: AUTORNG.

Se selecciona el modo de señal promedio presionando SIGNAL AVERAGE.

La pantalla mostrará SIG AVG, cuando el instrumento esté usando promedio

de señal. Usar el modo de señal promedio, si la muestra causa una señal

ruidosa (la pantalla cambia constantemente).

Presionar READ. La pantalla mostrará la turbidez en NTU. Apuntar la

turbidez después de que se apaga la luz.

A.3 Método de Absorción Ultravioleta (UV254)

84

A.4 Demanda Química de Oxígeno (DQO)

85

A.5 Sólidos Totales Disueltos (STD)

Este parámetro es determinado usando el Conductivímetro 2010P “HACH”, y es

medido en el momento de la toma de muestra. El procedimiento es el siguiente:

Presionar el botón on/off una vez.

Enjuague con agua destilada.

Introduzca el electrodo dentro del contenedor de muestra, asegurando que

esté bien sumergido y presione READ.

86

Anote el valor de STD cuando la pantalla es estable. (La compensación

automática de temperatura corrige los cambios de temperatura)

Enjuague el electrodo y seque.

A.6 Trihalometanos

87

88

A.7 Conductividad

Este parámetro es determinado usando el Conductivímetro 2010P “HACH”, y es

medido en el momento que la muestra fue tomada. El procedimiento es el

siguiente:

Presionar el botón on/off una vez.

Enjuague con agua destilada el electrodo y seque bien.

Introduzca el electrodo dentro del contenedor de muestra, asegurando que

esté bien sumergido y presione READ.

Anote el valor de conductividad cuando la pantalla es estable.

Enjuague el electrodo completamente y seque.

89

A.8 Aluminio

90

A.9 Sulfatos

91

92

ANEXO B. MEMORIA DE FOTOS

B.1 Pruebas de Jarras

Figura B1. Prueba de jarras con agua de Puerto Díaz.

Figura B2. Prueba de jarras con agua sintética.

93

Figura B3. Prueba de jarras CC+S agua de Puerto Díaz.

Figura B4. Prueba de jarras doble coagulación, agua de Puerto Díaz.

94

B.2 Equipos e Instrumentos Utilizados

Figura B5. HACH DRB200.

Figura B6. Espectrofotómetro Génesis 10SUV.Vis.

Figura B8. HACH 2100Q.

Figura B7. HACH DR900.

95

ANEXO C. MEMORIA DE CÁLCULO

C.1 Curva para la Determinación de Trihalometanos (THM’S)

Se elaboró la curva de concentración vs absorbancia para determinar la formación

de Trihalometanos, haciendo uso de diversas concentraciones de Cloroformo.

Peso Molecular del cloroformo (CHCl3) = 119,38 g/mol

ρ = 1,47 Kg/L

Conversión a molaridad

1,47Kg

L*

1000g

1Kg*

1 mol

119,38 g =12,31 M (1)

10 µg

L*

1g

1x106µ

*1mol

119,38g=8,38x10

-8M (2)

600 µg

L*

1g

1x106µ

*1mol

119,38g=5,03x10

-6M (3)

Dilusiones

De 12,31M a 0,4385M

(12,31M)*(x)=(0,4385M)(1L) (4)

(0,4385M)(1L)

12,31M=X (5)

X=35 mL (6)

De 0,4385M a 0,01M

(0,4385M)*(x)=(0,01M)(1L) (7)

96

(0,01M)(1L)

0,4385M=X (8)

X=23,21 mL (9)

De 0,01M a 0,0001M

(0,01M)*(x)=(0,0001M)(1L) (10)

(0,0001M)(1L)

0,01M=X (11)

X=10 mL (12)

De 0,0001M a 8,38𝑥10−8𝑀

(0,0001M)*(x)=(8,38x10-8

M)(1L) (13)

(8,38x10-8

M)(1L)

0,0001M=X (14)

X=0,84 mL (15)

Concentraciones de las diluciones

0,9mL*1L

1000mL*

0,0001mol

L*

119,38g

mol*

1x106µg

1g=10,74 ppb (16)

10 mL*1L

1000mL*

0,0001mol

L*

119,38g

mol*

1x106µg

1g=119,37 ppb (17)

20 mL*1L

1000mL*0,0001mol

L*

119,38g

mol*1x10

6µg

1g=238,62 ppb (18)

30 mL*1L

1000mL*0,0001mol

L*119,38g

mol*1x10

6µg

1g=357,90 ppb (19)

97

40 mL*1L

1000mL*

0,0001mol

L*119,38g

mol*

1x106µg

1g=477,20 ppb (20)

50 mL*1L

1000mL*0,0001mol

L*119,38g

mol*1x10

6µg

1g=596,90 ppb (21)

Alícuotas Concentración Absorbancia

mL ppb (1/cm) 515 nm

0,9 10,74 0,002

10 119,37 0,007

30 357,9 0,013

Tabla C1. Resultados para construcción de la curva de THM’s.

Figura C1. Curva absorbancia vs concentración para determinación de THM’s.

98

C.2 Curva para Determinación de la Concentración de la Demanda Química de Oxígeno (DQO)

Tabla C2. Resultadis para la construcción de la curva de DQO.

Alícuotas Concentración Absorbancia

mL mg O2/L (1/cm) 420 nm

0 B 0

5 25 0,008

10 50 0,015

25 125 0,042

50 250 0,089

Figura C2. Curva para determinación de DQO.

99

C.3 Curva para Determinación de la concentración de Color

Tabla C3. Resultados para la construcción de la curva de determinación de color.

Dilución (mL)

Concentración (UPC)

Absorbancia (1/cm) 455 nm

1 5 0,003

2 10 0,005

3 15 0,006

6 25 0,011

8 30 0,013

10 40 0,016

Figura C3. Curva para determinar la concentración de color.

100

C.4 Cálculos para la Simulación de Desinfección con Cloro

Concentración del hipoclorito de sodio (NaClO) = 3,8625%

ρ = 1,1 g/mL

Conversión de la concentración a mg/L, a partir del porcentaje

3,8625g

100g solución*

1,1g

mL*

1000mL

1L*1000mg

1g=42000

mg

L (22)

Diluciones

De 42000 mg/L a 420 mg/L

(42000mg

L) *(X)= (420

mg

L) *(0,1L) (23)

(420mgL

) *(0,1L)

42000mgL

=X (24)

X=1x10-3

L*1000mL

1L (25)

X=1mL (26)

De 420 mg/L a 20 mg/L

(420mg

L) *(X)= (20

mg

L) *(0,1L) (27)

(20mgL

) *(0,1L)

420mgL

=X (28)

X=4,762x10-3

L*1000mL

1L (29)

X=4,762mL (30)

101

De 20 mg/L a 2mg/L

(20mg

L) *(X)= (2

mg

L) *(0,1L) (31)

(2mgL

) *(0,1L)

20mgL

=X (32)

X=1x10-3

L*1000mL

1L (33)

X=1 mL (34)

102

ANEXO D. TABLAS DE RESULTADOS

Tabla D1. Resultados de la coagulación clásica agua de Puerto Díaz.

Parámetro Unidad de

Medida Agua Cruda

Coagulación clásica

Jarras 1 2 3 4 5 6

Dosis (mg/L)

10 20 30 40 50 60

pH Unidad de pH 7,77 7,94 7,78 7,77 7,39 7,35 7,26

Turbiedad NTU 15,30

3,84 3,49 2,02 1,70 1,48 1,07

STD mg/L 141,00

154,00 155,00 145,00 173,00 157,00 159,00

Al3+

mg/L 0,082

0,315 0,304 0,192 0,184 0,159 0,079

SO42- mg/L 6,00

10,00 11,00 21,00 24,00 24,00 30,00

Color mg/L Pt-Co 37,00

10,00 7,50 7,50 5,00 2,50 2,50

UV254 1/cm 0,158

0,133 0,117 0,110 0,109 0,102 0,098

DQO mg/L 19,00

15,25 12,13 10,25 9,63 9,63 9,00

COT mg/L 7,03

5,64 4,49 3,79 3,56 3,56 3,33

COD mg/L 6,327

5,080 4,040 3,410 3,210 3,210 3,000

THM's µg/L 1299,97

499,98 1133,31 333,31 266,64 166,64 33,31

Conductividad µS/cm 287,30

315,00 316,00 318,00 320,00 321,00 325,00

Tabla D2. Resultados de la coagulación clásica agua sintética.

Parámetro Unidad de

Medida Agua Cruda

Coagulación clásica

Jarras 1 2 3 4 5 6

Dosis (mg/L)

40 50 60 70 80 90

pH Unidad de pH 5,78 4,35 3,81 4,20 4,17 4,16 4,17

Turbiedad NTU 9,76

1,51 1,31 1,26 0,99 2,46 1,12

STD mg/L 21,00

29,00 63,00 41,00 62,00 113,00 56,00

Al3+

mg/L 0,090

0,686 0,070 0,287 0,396 0,383 0,341

SO42-

mg/L 0,00

14,00 18,00 22,00 27,00 31,00 43,00

Color mg/L Pt-Co 422,50

7,50 7,50 5,00 5,00 7,50 5,00

UV254 1/cm 1,128

0,062 0,062 0,037 0,042 0,052 0,047

DQO mg/L 19,00

4,63 4,00 3,38 4,00 4,63 2,28

COT mg/L 7,41

1,80 1,56 1,32 1,56 1,80 0,89

COD mg/L 6,669

1,620 1,400 1,180 1,400 1,620 0,800

THM's µg/L 1633,31

266,64 233,31 199,98 433,31 233,31 166,64

Conductividad µS/cm 42,00

58,20 129,60 83,20 127,20 230,80 113,40

103

Tabla D3. Resultados doble coagulación agua de Puerto Díaz.

Parámetro Unidad de

Medida Agua Cruda

Doble Coagulación

Jarras 1 2 3 4 5 6

Dosis (mg/L)

40 80 120 160 200 240

pH Unidad de

pH 7,77 7,24 6,86 6,30 3,84 3,71 3,65

Turbiedad NTU 15,30

0,62 0,37 0,84 0,88 1,61 3,39

STD mg/L 141,00

145,00 153,00 156,00 183,00 215,00 251,00

Al3+

mg/L 0,082

0,307 0,113 0,200 3,070 3,750 3,960

SO42-

mg/L 6,00

42,00 65,00 80,00 100,00 150,00 200,00

Color mg/L Pt-Co 37,00

2,50 0,00 2,50 5,00 5,00 7,5

UV254 1/cm 0,158

0,096 0,084 0,087 0,089 0,102 0,106

DQO mg/L 19,000

5,875 5,875 8,500 9,000 9,625 13,375

COT mg/L 7,03

2,17 2,17 3,15 3,33 3,56 4,95

COD mg/L 6,327

1,960 1,960 2,830 3,000 3,210 4,450

THM's µg/L 1299,97

166,64 133,31 399,98 433,31 533,31 99,98

Conductividad µS/cm 287,30

297,00 331,30 348,00 374,00 438,00 513,00

Tabla D4. Resultados doble coagulación agua sintética.

Parámetro Unidad de

Medida Agua Cruda

Doble Coagulación

Jarras 1 2 3 4 5 6

Dosis (mg/L)

20 30 40 50 60 70

pH Unidad de

pH 5,78 4,39 4,27 4,20 4,17 4,16 4,17

Turbiedad NTU 9,76

1,11 1,05 0,84 0,81 0,68 0,65

STD mg/L 21,00

49,00 101,00 63,00 73,00 84,00 94,00

Al3+

mg/L 0,090

0,477 0,362 0,648 0,348 0,407 0,553

SO42-

mg/L 0,00

29,00 34,00 43,00 68,00 73,00 79,00

Color mg/L Pt-Co 422,50

5,00 5,00 7,50 7,50 5,00 7,50

UV254 1/cm 1,128

0,051 0,050 0,053 0,049 0,060 0,052

DQO mg/L 21,00

1,50 5,88 2,75 3,38 2,13 0,88

COT mg/L 8,14

0,59 2,29 1,07 1,32 0,83 0,34

COD mg/L 7,327

0,530 2,060 0,970 1,180 0,750 0,310

THM's µg/L 1633,31

133,31 133,31 66,64 66,64 166,64 133,31

Conductividad µS/cm 42,00

99,40 205,40 128,10 149,60 171,40 191,30

104

Tabla D5. Tabla de resultados coagulación clásica con floculación emballestada (lodos) agua de Puerto Díaz.

Parámetro Unidad de

Medida Agua Cruda

Coagulación clásica + Floculación con lodos

Jarras 1 2 3 4 5 6

Dosis (mg/L)

10 20 30 40 50 60

pH Unidad de

pH 7,77 6,58 6,55 6,39 6,34 6,24 6,20

Turbiedad NTU 15,30

1,27 0,72 0,36 0,34 0,22 0,19

STD mg/L 141,00

138,00 140,00 142,00 142,00 144,00 144,00

Al3+

mg/L 0,082

0,246 0,201 0,167 0,133 0,085 0,065

SO42-

mg/L 6,00

9,00 17,00 25,00 26,00 32,00 43,00

Color mg/L Pt-Co 17,50

10,00 5,00 2,50 2,50 2,50 2,50

UV254 1/cm 0,158

0,020 0,010 0,010 0,008 0,002 0,000

DQO mg/L 19,00

7,75 4,63 4,00 4,00 3,85 3,85

COT mg/L 7,03

2,87 1,71 1,48 1,48 1,42 1,42

COD mg/L 6,327

2,580 1,540 1,330 1,330 1,280 1,280

THM's µg/L 1299,97

199,98 166,64 166,64 133,31 99,98 30,50

Conductividad µS/cm 287,30

282,20 286,50 288,90 290,80 293,40 295,30

Tabla D6. Tabla de resultados coagulación clásica con floculación emballestada (lodos) agua sintética.

P6arámetro Unidad de

Medida Agua Cruda

Coagulación clásica + Floculación con lodos

Jarras 1 2 3 4 5 6

Dosis (mg/L)

40 50 60 70 80 90

pH Unidad de

pH 5,78

4,30 4,30 4,29 4,28 4,28 4,26

Turbiedad NTU 9,76 1,63 0,64 1,18 0,71 0,84 0,79

STD mg/L 21,00 39,00 35,00 38,00 44,00 48,00 53,00

Al3+

mg/L 0,09 0,65 0,22 0,30 0,37 0,19 0,29

SO42-

mg/L 0,00 13,00 20,00 21,00 29,00 27,00 34,00

Color mg/L Pt-Co 422,50 5,00 5,00 5,00 22,50 7,50 7,50

UV254 1/cm 1,128 0,076 0,030 0,068 0,068 0,075 0,073

DQO mg/L 21,000 2,275 2,125 2,750 4,625 3,375 2,750

COT mg/L 8,14 0,89 0,83 1,07 1,80 1,32 1,07

COD mg/L 7,327 0,800 0,750 0,970 1,620 1,180 0,970

THM's µg/L 1633,31 233,31 466,64 333,31 299,98 199,98 366,64

Conductividad µS/cm 42,00 79,80 71,10 78,50 89,90 98,30 108,10

105

Tabla D6. Tabla de resultados coagulación clásica con floculación emballestada (silica gel) agua de Puerto Díaz.

Parámetro Unidad de

Medida Agua Cruda

Coagulación clásica + Floculación con sílica gel

Jarras 1 2 3 4 5 6

Dosis (mg/L)

10 20 30 40 50 60

pH Unidad de

pH 7,77 6,81 6,81 6,71 6,70 6,70 6,57

Turbiedad NTU 15,30

1,73 1,21 0,82 0,51 0,46 0,45

STD mg/L 141,00

143,00 144,00 145,00 146,00 147,00 148,00

Al3+

mg/L 0,082

0,190 0,150 0,140 0,130 0,100 0,090

SO42-

mg/L 6,00

11,00 18,00 22,00 29,00 33,00 33,00

Color mg/L Pt-Co 17,50

15,00 7,50 5,00 5,00 2,50 2,50

UV254 1/cm 0,158

0,046 0,027 0,016 0,012 0,011 0,007

DQO mg/L 19,00

11,50 4,63 4,63 4,00 4,00 3,90

COT mg/L 7,03

4,26 1,71 1,71 1,48 1,48 1,44

COD mg/L 6,327

3,830 1,540 1,540 1,330 1,330 1,300

THM's µg/L 1299,97

433,31 199,98 133,31 99,98 566,64 366,64

Conductividad µS/cm 287,30

291,40 293,20 295,00 298,00 301,00 302,00

Tabla D8. Tabla de resultados coagulación clásica con floculación emballestada (silica gel) agua sintética.

Parámetro Unidad de

Medida Agua Cruda

Coagulación +Floculación con sílica gel

Jarras 1 2 3 4 5 6

Dosis (mg/L)

40 50 60 70 80 90

pH Unidad de

pH 5,78 4,47 4,28 4,42 4,84 4,19 4,19

Turbiedad NTU 9,76

1,30 1,28 1,22 0,87 1,17 0,82

STD mg/L 21,00

77,00 55,00 47,00 63,00 66,00 74,00

Al3+

mg/L 0,09

0,48 0,29 0,51 0,22 0,24 0,36

SO42-

mg/L 0,00

20,00 26,00 20,00 32,00 36,00 39,00

Color mg/L Pt-Co 422,50

10,00 75,00 10,00 7,50 12,50 10,00

UV254 1/cm 1,128

0,077 0,063 0,064 0,063 0,069 0,068

DQO mg/L 20,88

9,63 7,13 4,00 4,63 9,00 4,00

COT mg/L 8,14

3,75 2,78 1,56 1,80 3,51 1,56

COD mg/L 7,327

3,380 2,500 1,400 1,620 3,160 1,400

THM's µg/L 1633,31

166,64 33,31 0,00 0,00 0,00 133,31

Conductividad µS/cm 42,00

157,70 113,20 96,00 127,70 133,80 151,80