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TESIS de Maestra en
Ingeniera Ambiental
Caracterizacin de los residuos generados en el tratamiento de aguas arsenicales por el mtodo de
coagulacin - adsorcin
Tesista: Ing. Tania del Pilar Crisanto Perrazo
Director: Ing. MSc. Jorge Durn
Codirector: Dra. Ana Mara Ingallinella
Ciudad Autnoma de Buenos Aires, 2012
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Caracterizacin de los residuos
generados en el tratamiento de aguas
arsenicales por el mtodo de
coagulacin - adsorcin
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DEDICATORIA
Este trabajo con el cual culmino una etapa de mis estudios va dedicado en primera
instancia a Dios por brindarme sabidura, amor y sobre todo paciencia y a:
Mi amado esposo Hernn, por ser motivacin, aliento y soporte en mis largas e
interminables ausencias.
A mis amados padres, Anbal y Rosita, por ser mi ejemplo de vida.
A mis hermana, hermano y cuada: Cecy, Junior y Lucy, por el apoyo y amor
recibidos en la duracin de la carrera.
A mis sobrinos Mateito y Sammy, por alegrarme los das a pesar de la distancia.
A mis amigos, por siempre estar pendientes de m.
TANIA
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NDICE
RESUMEN ................................................................................................................... 9
AGRADECIMIENTOS ............................................................................................. 10
LISTADO DE TABLAS ............................................................................................ 11
LISTADO DE FIGURAS. ......................................................................................... 13
CAPTULO 1: INTRODUCCIN ......................................................................... 16
EL PROBLEMA. ................................................................................................... 22
OBJETIVOS: .......................................................................................................... 22
CAPTULO 2: TECNOLOGAS PARA EL ABATIMIENTO DE ARSNICO
EN EL AGUA ........................................................................................................... 23
2.1 INTRODUCCIN. ......................................................................................... 23
2.1.1 DISTRIBUCIN DEL ARSNICO. ...................................................... 23
2.1.2 ESPECIACIN. ...................................................................................... 27
2.1.3 NORMATIVA. ........................................................................................ 30
2.2 TECNOLOGAS PARA EL ABATIMIENTO DE ARSNICO EN EL
AGUA. ....................................................................................................................... 33
2.2.1 TECNOLOGAS CONVENCIONALES. ............................................... 34
2.2.1.1 XIDO-REDUCCIN..................................................................... 34
2.2.1.2 PRECIPITACIN. ........................................................................... 35
2.2.1.3 COAGULACIN- FILTRACIN. .................................................. 37
2.2.1.4 ABLANDAMIENTO CON CAL..................................................... 38
2.2.1.5 ADSORSIN Y PRECIPITACIN. ............................................... 38
2.2.1.6 PROCESOS DE MEMBRANA. ...................................................... 40
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2.2.1.7 RESINAS DE INTERCAMBIO INICO. ...................................... 43
2.2.2 TECNOLOGAS EMERGENTES. ......................................................... 45
2.2.2.1 REMEDIACION IN-SITU. .............................................................. 46
2.2.2.2 MATERIALES GEOLGICOS COMO ADSORBENTES
NATURALES. .................................................................................................... 46
2.2.2.3 MTODOS BIOLGICOS.............................................................. 47
2.2.2.4 TECNOLOGAS FOTOQUMICAS. .............................................. 48
CAPTULO 3: ABATIMIENTO DEL ARSNICO DE LAS AGUAS
MEDIANTE LA TECNOLOGA DE COAGULACIN- FLOCULACIN-
ADSORCIN-FILTRACIN ................................................................................ 50
3.1 INTRODUCCIN. ......................................................................................... 50
3.2 PRINCIPIOS DE LA COAGULACIN. ....................................................... 51
3.2.1 COLOIDES. ............................................................................................. 51
3.2.1.1 ESTABILIDAD DE LOS COLOIDES. ........................................... 53
3.3 COAGULACIN-FLOCULACIN-SEDIMENTACIN-FILTRACIN. . 58
3.4 ADSORCIN. ................................................................................................ 60
3.4.1 CLASIFICACIN DE LA ADSORCIN. ............................................. 60
3.5 PROCESO DE REMOCIN DEL ARSNICO POR COAGULACIN. .... 61
3.6 FACTORES QUE AFECTAN LA EFICIENCIA DEL PROCESO DE
COAGULACIN PARA LA REMOCIN DE ARSNICO. .................................. 62
3.7 VENTAJAS Y DESVENTAJAS DEL PROCESO DE COAGULACIN. .. 65
3.7.1 VENTAJAS. ............................................................................................ 65
3.7.2 DESVENTAJAS. ..................................................................................... 65
3.8 REMOCIN DE ARSNICO MEDIANTE EL PROCESO ArCIS-UNR. ... 66
3.8.1 ANTECEDENTES. ................................................................................. 66
3.8.2 DESCRIPCIN DEL PROCESO ArCIS-UNR. ..................................... 66
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3.8.3 PLANTAS ArCIS-UNR INSTALADAS EN ARGENTINA:
VOLMENES DE TRATAMIENTO Y CARACTERSTICAS GENERALES. 68
CAPTULO 4: RESIDUOS GENERADOS EN LAS TECNOLOGAS DE
REMOCIN DE ARSNICO ................................................................................ 70
4.1 INTRODUCCIN. ......................................................................................... 70
4.2 RESIDUOS GENERADOS EN LAS PLANTAS DE POTABILIZACIN
DE AGUA. ................................................................................................................. 71
4.3 RESIDUOS GENERADOS POR ABATIMIENTO DE RSENICO DEL
AGUA POR COAGULACIN-FLOCULACIN-ADSORCIN-FILTRACIN. . 73
4.4 CARACTERIZACIN DE LOS BARROS DE GENERADOS EN LAS
PLANTAS DE ABATIMIENTO DE RSENICO. .................................................. 74
4.4.1 NIVELES GUA. ..................................................................................... 74
4.4.2 ENSAYOS APLICADOS A RESIDUOS CON CONTENIDO DE
RSENICO. ........................................................................................................... 75
4.4.2.1 PRUEBAS DE PRECIPITACIN. .................................................. 75
4.4.3 PRUEBAS ANALTICAS. .................................................................. 76
4.4.4 REVISIN BIBLIOGRFICA. .............................................................. 78
4.5 CANTIDAD DE RESIDUOS SLIDO/LQUIDO GENERADOS POR
COAGULACIN. ..................................................................................................... 82
4.5.1 CANTIDAD DE BARROS GENERADOS POR XIDOS DE
ALUMINIO. ........................................................................................................... 83
4.5.2 CANTIDAD DE BARROS GENERADOS A PARTIR DE PAC. ......... 85
CAPTULO 5: CARACTERIZACIN DE LOS RESIDUOS DE PLANTA
PILOTO Y PLANTA DE AGUA POTABLE DE LEZAMA .............................. 87
5.1 INTRODUCCIN. ......................................................................................... 87
5.2 PLANTA PILOTO DEL CENTRO DE INGENIERA SANITARIA. .......... 87
5.2.1 ENSAYOS REALIZADOS. .................................................................... 89
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4
5.2.2 CLCULOS DEL CONTENIDO DE SLIDOS . ................................. 90
5.2.3 CLCULO DE LA CANTIDAD DE BARROS. .................................... 91
5.3 PLANTA DE AGUA POTABLE DE LEZAMA. .......................................... 93
5.3.1 DESCRIPCIN. ...................................................................................... 93
5.3.2 BARROS GENERADOS. ....................................................................... 95
5.3.3 ENSAYOS REALIZADOS SOBRE LOS BARROS. ............................ 99
5.3.3.1 DETERMINACIN DE LA HUMEDAD. ...................................... 99
5.3.3.2 CONTENIDO DE ARSNICO EN EL PERCOLADO DE LA
PLAYA DE SECADO. ..................................................................................... 100
5.3.3.3 CONTENIDO DE ARSNICO EN LOS BARROS DE PLAYA DE
SECADO Y DISPOSICIN FINAL. ............................................................... 100
5.3.4 CLCULO DE LA CANTIDAD TERICA DE BARROS
GENERADOS. ..................................................................................................... 102
5.3.5 MEDICIN DE LA CANTIDAD REAL DE BARROS GENERADOS.
102
5.3.6 MEDICIN DEL RSENICO PRESENTE EN EL SUELO DEL SITIO
DE DISPOSICIN FINAL .................................................................................. 104
5.4 DISCUSIN SOBRE LOS RESULTADOS OBTENIDOS. ....................... 108
CAPTULO 6: TRATAMIENTO Y DISPOSICIN FINAL DE LOS BARROS
GENERADOS POR LA TECNOLOGA DE ABATIMIENTO DE ARSNICO
ArCIS-UNR. ........................................................................................................... 110
6.1 INTRODUCCIN. ....................................................................................... 110
6.2 REDUCCIN DE LA CANTIDAD DE RESIDUOS EN PLANTAS DE
POTABILIZACION. ............................................................................................... 110
6.2.1 REDUCCIN DE LOS RESIDUOS EN LAS ETAPAS INICIALES
DEL PROYECTO. ............................................................................................... 111
6.2.2 REDUCCIN DE LOS RESIDUOS DURANTE LA OPERACIN DEL
SISTEMA. ............................................................................................................ 112
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5
6.2.3 REDUCCIN DE LOS RESIDUOS POSTERIOR AL TRATAMIENTO
DE AGUA. ........................................................................................................... 112
6.3 CARACTERSTICAS CUALITATIVAS DE LOS BARROS GENERADOS
EN LAS PLANTAS DE TRATAMIENTO DE AGUA. ......................................... 113
6.4 TRATAMIENTO DE LOS BARROS GENERADOS EN LAS PLANTAS
DE TRATAMIENTO DE AGUA. ........................................................................... 115
6.5 CONCENTRACIN O ESPESAMIENTO DE LOS BARROS. ................. 117
6.5.1 ESPESAMIENTO POR GRAVEDAD. ................................................ 117
6.5.2 ESPESAMIENTO POR FLOTACIN. ................................................ 119
6.6 DESHIDRATACIN DE LOS BARROS.................................................... 120
6.6.1 CENTRIFUGACIN. ........................................................................... 121
6.6.2 FILTRO PRENSA. ................................................................................ 123
6.6.3 FILTRADO AL VACO. ....................................................................... 125
6.6.4 FILTROS DE BANDA. ......................................................................... 127
6.6.5 LAGUNAS DE EVAPORACIN. ....................................................... 129
6.6.6 PLAYAS DE SECADO......................................................................... 131
6.6.6.1 CONSIDERACIONES DE DISEO. ............................................ 135
6.6.6.2 METODOLOGA PARA EL CLCULO DEL REA DE PLAYAS
DE SECADO CONVENCIONALES Y TECHADAS. ................................... 137
6.7 DISCUSIN DE RESULTADOS DE LAS PLAYAS DE SECADO. ........ 152
6.8 TRATAMIENTO DE LOS BARROS CON ARSNICO............................ 153
6.8.1 REGENERACIN Y REUSO. ............................................................. 154
6.8.2 SOLIDIFICACIN/ESTABILIZACIN (S/S). ................................... 154
6.8.3 ESTUDIOS FUNDAMENTALES DE S/S PARA EL ARSNICO. ... 157
6.8.4 S/S DE BARROS QUE CONTIENEN ARSNICO. ........................... 160
6.8.5 ENSAYO PARA EL CONTROL DE CALIDAD DE LA
TECNOLOGA S/S. ............................................................................................. 161
6.9 DISPOSICIN FINAL DE LOS BARROS CON ARSNICO. .................. 162
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6.10 FLUJOGRAMA DE TRATAMIENTO Y DISPOSICIN FINAL DE
BARROS ARSENICALES. ..................................................................................... 163
CAPTULO 7: CONCLUSIONES Y RECOMENDACIONES ........................ 167
7.1 CONCLUSIONES. ....................................................................................... 167
7.2 RECOMENDACIONES. .............................................................................. 168
ANEXO 1: Calidad de agua de bebida (aplicable para lmites en test de lixiviado),
Artculo 982, Cdigo Alimentario Nacional - (Resolucin Conjunta SPR y RS y
SAGP y A N 68/2007 y N 196/2007). .................................................................. 171
ANEXO 2: Decreto 831/93 reglamentario de la Ley Nacional 24051 de residuos
peligrosos, en el anexo II, tabla 9. ........................................................................... 174
ANEXO 3: Resultados del anlisis de lixiviado sobre as en el percolado de la playa
de secado, 2012. ....................................................................................................... 176
ANEXO 4: Protocolo del anlisis del contenido de As y lixiviado en los barros de la
Planta de Potabilizacin de Lezama del ao 2010. .................................................. 177
ANEXO 5: Protocolo del anlisis del contenido de As y lixiviado en los barros de la
Planta de Potabilizacin de Lezama del ao 2011 ................................................... 181
ANEXO 6: Protocolo del anlisis del lixiviado en los barros de la Planta de
Potabilizacin de Lezama del ao 2012. .................................................................. 182
ANEXO 7: Protocolo del anlisis del contenido de As y lixiviado en los suelos del
sitio de disposicin final........................................................................................... 184
ANEXO 8: Datos meteorolgicos para la Provincia de Salta (zona seca). ............. 186
BIBLIOGRAFA. ................................................................................................... 188
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PRLOGO
En el presente trabajo, Tesis de Maestra en Ingeniera Ambiental titulada
Caracterizacin de los residuos generados en el tratamiento de aguas arsenicales por
el mtodo de coagulacin adsorcin, se analizan la generacin, caracterizacin,
tratamiento y disposicin final de los barros generados por el proceso ArCIS-UNR.
El trabajo posee siete captulos. Se inicia el estudio, ubicando al lector en el concepto
del agua, su papel esencial en la vida de los seres vivos, su contaminacin con As, el
HACRE como consecuencia de la ingesta de agua contaminada con As y la
importancia de consumir agua que cumpla con los requerimientos legales. Se
explicita el problema a tratar y los objetivos a alcanzar.
En el captulo 2, se aborda las tecnologas para abatir el As del agua, sus principios
de funcionamiento, ventajas y desventajas, distribucin del As en el mundo,
especiacin y normativa vigente en varios pases del mundo.
Posteriormente en el captulo 3, se enfoca el estudio de la tecnologa coagulacin-
floculacin-adsorcin-filtracin, su fundamentacin terica, la remocin del As a
travs de esta tcnica, los factores que afectan la eficiencia del proceso, las ventajas
y desventajas de este mtodo, aplicacin de los principios de la coagulacin en la
tecnologa ArCIS-UNR desarrollada en el Centro de Ingeniera Sanitaria(CIS) de la
Universidad Nacional de Rosario y se finaliza con la informacin de las plantas de
abatimiento de As instaladas en Argentina con tecnologa ArCIS-UNR.
El captulo 4 se centra en el estudio de los residuos generados por las plantas de
potabilizacin de agua, tipos, calidades, caracterizacin, niveles gua y ensayos
aplicados. Se contina el enfoque de los residuos pero ahora especficamente para la
tecnologa ArCIS-UNR, concretamente en los barros. Se realiza una revisin
bibliogrfica e histrica sobre los estudios realizados respecto al tema en pases
como Estados Unidos e India. Finalizando este captulo, se propone una frmula
emprica, desarrollada por el cientfico David Cornwell, para el clculo de la
cantidad de barros generados por el mtodo ArCIS-UNR.
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En el captulo 5, se aborda la caracterizacin de los barros generados tanto en la
planta piloto que posee el CIS, cuanto de la planta de potabilizacin de la localidad
de Lezama que fue elegida para el presente estudio. Se calcula la cantidad de barros
generada por el proceso, mediante la frmula de Cornwell y se compara con la
cantidad real.
Para cerrar este estudio se aborda, en el captulo 6, el tratamiento y disposicin final
de los barros generados por la tecnologa ArCIS-UNR. Se provee varios mtodos
para minimizar la cantidad de barro a tratar, con tcnicas de espesamiento y
deshidratacin. Se estudia la deshidratacin de barros por playas de secado
convencional y techada, sus criterios de diseo y una metodologa de clculo del rea
que es el parmetro fundamental a determinar. Posteriormente se estudian las
tcnicas de tratamiento de los barros si resultaren residuos peligrosos, entre ellas
solidificacin/estabilizacin. Finalmente se provee una herramienta de decisin,
basada en un flujograma, que abarca todos los procesos de tratamiento y disposicin
final de los barros con sus respectivos criterios de diseo.
Las conclusiones se alinean a los objetivos planteados y a lo encontrado durante el
desarrollo de la tesis, que su vez permiten la visualizacin de trabajos futuros.
Los protocolos de los anlisis de laboratorios de los aos 2010, 2011 y 2012 se
encuentran en los Anexos 4, 5 y 6, los niveles gua del agua de bebida contenidos en
el Cdigo Alimentario Argentino (CAA), datos de precipitacin y evaporacin para
la zona del Ro Bermejo de la Provincia de Salta, as como la tabla 9 del Anexo II
del Decreto 831/93 de la Ley Nacional 24051
Este trabajo espera ser un aporte a la escasa informacin disponible sobre los barros
arsenicales, sus caractersticas, tratamientos y disposicin final. Adems, tal cmo se
menciona en el contenido de la tesis, al existir pocos criterios de diseo ingenieril de
playas de secado, se pretende exponer una metodologa de clculo de rea, que
favorezca un correcto diseo del elemento deshidratador.
La Autora.
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RESUMEN
El presente trabajo enfoca la caracterizacin de los barros generados por la
tecnologa ArCIS-UNR, a escala piloto en el Centro de Ingeniera Sanitaria y, de
forma real, en la planta de potabilizacin de Lezama. Se realiza el clculo de la
cantidad de lodos generados, mediante una frmula emprica, y luego se compara
con las cantidades reales.
El tratamiento de los barros es imprescindible, pues el metaloide puede ser altamente
mvil y de gran potencial de lixiviacin de nuevo a aguas subterrneas y
superficiales, por ello, la presente Tesis, aborda el ensayo TCLP para clasificar a los
barros en residuos peligrosos o no. Se estudia el tren de tratamiento de barros,
abordando el diseo de las playas de secado convencional y techada, llegando a
calcular el rea adecuada para la deshidratacin de los mismos.
Posteriormente se revisa la bibliografa sobre la tecnologa de (S/S)
estabilizacin/solidificacin, donde se los barros fueron tratados con cemento
portland que inmoviliz los arsenitos solubles. Las probetas logradas se sometieron
al ensayo TCLP para conocer si conservan su carcter de residuo peligroso o no, y al
ensayo de durabilidad para garantizar la integridad del bloque. Los resultados fueron
satisfactorios.
Una vez realizada la S/S, la disposicin final se realiza acorde a la Resolucin
97/2001 de la Legislacin Argentina.
Palabras claves: barros arsenicales, diseo playa de secado, cantidad de barros,
solidificacin/estabilizacin
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AGRADECIMIENTOS
Me gustara agradecer a las personas e instituciones que hicieron posible la
realizacin y culminacin de esta etapa de mi preparacin profesional y/o aportaron
de manera directa o indirecta a la elaboracin de este trabajo de tesis.
Un profundo y sentido agradecimiento a mi Director y Codirectora de Tesis: Ing.
Jorge Durn y Dra. Ana Mara Ingallinella, para quienes no debi ser fcil guiarme.
Me ofrecieron su tiempo, paciencia y conocimientos para culminar
satisfactoriamente este trabajo acadmico.
A la Secretara Nacional de Educacin Superior, Ciencia y Tecnologa SENESCYT,
por auspiciar mis estudios en la Repblica Argentina y as lograr que un sueo se
transforme en realidad.
A la Escuela Politcnica del Ejrcito del Ecuador, en especial al Dr. Alfredo
Suquilanda Valdivieso y al General Carlos Rodrguez, por apoyarme
incondicionalmente para la realizacin y finalizacin mis estudios.
Al Centro de Ingeniera Sanitaria de Rosario, por facilitar las instalaciones de la
planta piloto ArCIS-UNR, para la elaboracin de la parte experimental de esta tesis.
A la Cooperativa de Provisin de Electricidad y Otros Servicios Pblicos, Consumo
y Vivienda de Lezama, de manera especial al Sr. Gustavo Torres, Gerente General,
quien apoy decididamente la realizacin de este trabajo, con acceso a la planta,
informacin e instalaciones de la Cooperativa.
A la Escuela de Postgrados de la Universidad Tecnolgica Nacional, que siempre
tuvieron buena predisposicin de orientacin para m.
A los compaeros de clase, que me dieron la oportunidad de conocerlos, compartir
conocimientos y ser su amiga. Me dejan muchas enseanzas y experiencias.
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LISTADO DE TABLAS
Tabla 1. Rangos de concentracin de As en aguas de consumo y reas de afectacin
en varios pases.
Tabla 2. Valores gua de As nacionales e internacionales permitidos segn distintos
organismos.
Tabla 3. Extracto de la tabla 9 del Anexo II del Decreto 831/93 de la Ley Nacional
24051.
Tabla 4. Comparacin de los parmetros caractersticos de tecnologas con
membranas.
Tabla 5. Efecto del tamao de partculas sobre su tiempo de sedimentacin.
Tabla 6. pH ptimos encontrados para distintos coagulantes en la remocin de As.
Tabla 7. Eficiencias de remocin de As para dos coagulantes diferentes.
Tabla 8. Plantas de ArCIS-UNR instaladas en Argentina.
Tabla 9. Resultados de TCLP en seis empresas de servicios pblicos de los Estados
Unidos.
Tabla 10. Resumen de caractersticas de los residuos que contienen As en varias
tecnologas.
Tabla 11. Cantidad y tipos de tecnologas analizadas en la investigacin.
Tabla 12. Mediciones de sedimentacin del agua de lavado de filtros.
Tabla 13. Valores de sedimentacin en peso.
Tabla 14. Porcentaje de humedad en los barros.
Tabla 15. Resultados del anlisis de percolado de la playa de secado.
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Tabla 16. Resultados del anlisis del contenido de As en barros de playa de secado
en los aos 2010, 2011 y 2012
Tabla 17. Resultados del anlisis de TCLP sobre las muestras de suelo aos 2010 y
2011
Tabla 18. Resultados del anlisis de contenido de As sobre las muestras de suelo
aos 2010 y 2011
Tabla 19 Registros de Evaporacin y Precipitacin para la zona de Lezama
Tabla 20. Clculo del tiempo requerido y el rea necesaria para deshidratar los
barros en la Provincia de Buenos Aires en una playa de secado convencional.
Tabla 21. Clculo del tiempo requerido y el rea necesaria para deshidratar los
barros en la Provincia de Buenos Aires en una playa de secado techada.
Tabla 22. Clculo del tiempo requerido y el rea necesaria para deshidratar los
barros en la Provincia de Buenos Aires en una playa de secado techada.
Tabla 23. Clculo del tiempo requerido y rea necesaria para deshidratar los barros
en la Provincia de Salta en una playa de secado techada.
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LISTADO DE FIGURAS.
Figura 1. Distribucin del agua en el Planeta Tierra.
Figura 2. Lesiones generadas por Hidroarsenismo Crnico Regional Endmico
HACRE
Figuras 3. Distribucin mundial de acuferos y cuerpos de agua superficial con altas
concentraciones de As.
Figura 4. Distribucin geogrfica del As en el agua subterrnea de Argentina.
Figura 5. Diagrama Eh-pH de especies acuosas de arsnico en el sistema As-O2-
H2O a 25C y 1 bar de presin total
Figura 6. Especies del As en funcin del pH
Figura 7. Principio bsico de la tecnologa SORAS.
Figura 8. Espectro de partculas contaminantes comnmente halladas en agua
Figura 9. Esquema de partcula coloidal cargada elctricamente y la doble capa
inica circundante.
Figura 10. Esquema de un polmero adsorbido sobre la superficie de una partcula.
Figura 11. Tratamiento convencional de remocin de As por coagulacin
Figura 12. Esquema del proceso ArCIS-UNR
Figura 13. Tipos y calidades de residuos de varias tecnologas de remocin de As
Figura 14. Cono Imhoff
Figura 15. Esquema prctico sobre el test de lixiviado.
Figura 16. Planta piloto del Centro de Investigacin de la UNR.
Figura 17. Esquema de la planta piloto del Centro de Investigacin de la UNR.
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Figura 18. Ingreso a la planta de abatimiento de As de Lezama.
Figura 19. Prefiltros que contienen el canto rodado
Figura 20. Filtro de arena
Figura 21. Pileta de recuperacin
Figura 22. Playas de secado de barros
Figura 23. Barros listos para disposicin final
Figura 24. Big-bags de traslado
Figura 25. Barros en sitio de disposicin final.
Figura 26. Profundidades para la toma de muestras en el sitio de disposicin final.
Figura 27. Sitio de toma de la muestra.
Figura 28. Distribucin del agua en un floc de barro.
Figura 29. Pasos de las plantas de tratamiento de agua en el manejo de residuos.
Figura 30. Espesador por gravedad
Figura 31. Espesador por flotacin.
Figura 32. Formas de deshidratacin de los barros
Figura 33. Corte en perspectiva de una centrifuga decantadora con eje horizontal.
Figura 34 Esquema de un filtro prensa.
Figura 35. Esquema de remocin del agua de los barros utilizando presin.
Figura 36. Esquema de funcionamiento de un filtro a presin.
Figura 37. Esquema de un filtro de bandas
Figura 38. Mecanismos de deshidratacin en las lagunas de evaporacin
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Figura 39. Elementos de una playa de secado solar.
Figura 40. Velocidad de evaporacin en funcin del contenido de humedad
Figura 41. Deshidratacin esquemtica en una playa de secado
Figura 42. Esquema de una playa de secado
Figura 43. Esquema del equipo experimental para determinar contenido de slidos
Figura 44. Grfico Tiempo total de secado vs rea de playa de secado convencional
para una zona hmeda (Provincia de Buenos Aires).
Figura 45. Grfico Tiempo total de secado vs rea de playa de secado techada para
una zona hmeda (Provincia de Buenos Aires).
Figura 46. Grfico Tiempo total de secado vs rea de playa de secado convencional
para una zona seca (Provincia de Salta).
Figura 47. Grfico Tiempo total de secado vs rea de playa de secado techada para
una zona seca (Provincia de Salta).
Figura 48. Flujograma para el tratamiento y disposicin final de barros arsenicales
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CAPTULO 1: INTRODUCCIN
El agua es el lquido ms abundante en la Tierra, representa el recurso natural ms
importante y la base de toda forma de vida. Constituye ms del 80% del cuerpo de la
mayora de los organismos e interviene en la mayor parte de los procesos
metablicos que se realizan en los seres vivos. Desempea un importante papel en la
fotosntesis de las plantas y sirve de hbitat a una gran parte de los organismos.
En el planeta Tierra, el agua ocupa el 75% del volumen total del planeta, de estos
aproximadamente el 97% del agua del planeta es agua salina, apenas 3% del agua
total es agua dulce (apta para consumo humano) y de esa cantidad un poco ms de
dos terceras partes se encuentra congelada en los glaciares y casquetes helados en los
polos y altas montaas.
Figura 1. Distribucin del agua en el Planeta Tierra.
Fuente: Adaptacin de grfico presentado en
http://ga.water.usgs.gov/edu/waterdistribution.html
Como se observa en la Figura 1, el agua de consumo humano puede extraerse del
subsuelo u obtenerse de la superficie de la tierra, ya sea de ros, lagos, lagunas etc.
Es en estas fuentes donde el agua puede contaminarse, siendo uno de los
contaminantes el arsnico (As).
http://ga.water.usgs.gov/edu/waterdistribution.html
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El As puede tener dos orgenes: natural o antropognico. Las fuentes ms comunes
de As en ambientes naturales son las rocas volcnicas, especficamente los productos
de erosin y cenizas, rocas sedimentarias marinas, depsitos minerales hidrotermales
y las aguas geotermales asociadas, as como combustibles fsiles, incluyendo carbn
y petrleo. Se encuentra en forma natural como mineral de cobalto, aunque por lo
general se encuentra en la superficie de las rocas combinado con S o metales como
Mn, Fe, Co, Ni, Ag o Sn.
El As de origen antropognico est relacionado en su mayora a actividades como la
explotacin minera y refinacin de metales por fundicin donde el As sale en las
emisiones gaseosas o en la escoria, procesos electrolticos de produccin de metales
de alta calidad como cadmio y zinc y en menor proporcin de la agricultura debido
al empleo de plaguicidas o herbicidas arsenicales orgnicos (Smith et al, 1999).
La presencia de As en las aguas, constituye un peligro para las poblaciones cuyas
fuentes de agua lo contienen, ya sea de forma natural o antropognica, pues limita el
uso del recurso para consumo humano y otros propsitos e impide el crecimiento
socioeconmico, la sostenibilidad del uso racional de los suelos y el desarrollo
sostenible de la agricultura. (Bundschuh et al, 2006).
La preocupacin por el contenido de As en las aguas se debe a que este elemento es
extremadamente txico para el organismo humano. La exposicin a concentraciones
altas causa efectos agudos que pueden llegar a ser letales, por otro lado, la
exposicin durante un largo perodo a bajas concentraciones relativas de As tiene
efectos negativos crnicos para la salud.
En el agua de bebida el As se encuentra formando arseniatos y es absorbido con
facilidad en el tracto gastrointestinal en proporcin de 40 a 100% (National
Academy Press, 1999). El As inorgnico ingerido es absorbido por los tejidos y
luego se elimina progresivamente por metilacin. Los cambios metablicos del As
ocurren esencialmente en el hgado donde los tioles endgenos juegan un papel
importante en la reduccin del As (V) a As (III) (Rossman P. G, 2003). Los tioles
son compuestos que contienen el grupo funcional formado por un tomo de azufre y
un tomo de hidrgeno (-SH), siendo el azufre anlogo de un grupo alcohol (-OH).
Tradicionalmente los tioles son denominados mercaptanos
http://es.wikipedia.org/wiki/Grupo_funcionalhttp://es.wikipedia.org/wiki/Azufrehttp://es.wikipedia.org/wiki/Hidr%C3%B3genohttp://es.wikipedia.org/wiki/Alcohol
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18
Alrededor del 50% de la dosis de As puede ser eliminada con la orina en tres a cinco
das y el cido dimetilarsnico (DMA) es el metabolito urinario predominante (60-
70%). Cuando la ingestin es mayor que la excrecin, tiende a bioacumularse en la
piel, cabello y uas, en los cuales los niveles normales de As son 0,005-0,040
mg/da, 0,080-0,250 mg/Kg, 0,430-1,080 mg/Kg respectivamente (Ratnaike, 2003).
La sensibilidad de las personas a los efectos txicos del As inorgnico vara
dependiendo de factores como gentica, metabolismo, dieta, estado de salud, sexo,
entre otros. Las personas con mayor riesgo son las que tienen poca capacidad para
metilar As y por lo tanto lo retienen ms. Los ms vulnerables son los nios y las
personas con un estado nutricional deficiente.
La Agencia Internacional para la Investigacin del Cncer (IARC) sita al As
inorgnico en su clasificacin ms alta de sustancias cancergenas (Grupo I). El
Grupo de Evaluacin del Cncer de la Environmental Protection Agency de los
Estados Unidos (USEPA), coloca al As dentro de los primeros cuatro clasificados
por su potencia para producir cncer y lo sita en el grupo A, que corresponde a la
categora ms elevada para los productos qumicos generadores de cncer.
Una de las enfermedades ms comunes que se desarrollan por la ingesta de agua o
alimentos con As, dado que el As se acumula en el cuerpo humano, es el HACRE o
Hidroarsenicismo Crnico Regional Endmico. Esta enfermedad se caracteriza por
presentar lesiones en la piel y alteraciones sistmicas cancerosas y no cancerosas,
tales como hiperpigmentacin e hiperqueratosis de las palmas de las manos y de las
plantas de los pies, afeccin al sistema nervioso, irritacin de rganos respiratorios y
tracto gastrointestinal, anemia, desrdenes en el hgado, enfermedades vasculares y
an diabetes mellitus y cncer de piel, pulmn y vejiga (Del Razo et al, 2000-2005).
Algunas de estas lesiones se presentan en la Figura 2. No existe tratamiento curativo
para esta enfermedad y los sntomas se manifiestan luego de un tiempo prolongado
de consumo del agua con As a concentraciones mayores de 0,01 mg/L en agua o
alimentos de consumo diario. Estudios recientes han demostrado que la poblacin
infantil expuesta durante el perodo prenatal y posnatal puede tener menor
desempeo neurolgico que los nios no expuestos (Ministerio de Salud de la
Nacin Argentina, 2006).
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19
Figura 2. Lesiones generadas por Hidroarsenismo Crnico Regional Endmico HACRE.
Fuente: http://eltigreverde.blogspot.com.ar/2011/11/abren-laboratorio-que-investigara.html
y http://hacretucuman.blogspot.com.ar/
La Dra. Mara Luisa Castro, (2008), manifiesta que las formas biodisponibles son las
inorgnicas y de ellas un organismo es capaz de absorber hasta el 9% del As que
ingiere, el 30% del que inhala y puede absorber a travs de la piel el 4.5%.
La contaminacin del agua con As es de difcil deteccin por las caractersticas
organolpticas, ya que las aguas arsenicales no son particularmente desagradables, es
decir, no presentan color, olor o gusto particular, por lo que los individuos la
consumen sin prestar atencin a posibles efectos. Por ello, las consecuencias txicas
pueden observarse slo tardamente. El comienzo de los sntomas puede ocurrir
recin luego de varios aos de exposicin y las lesiones malignizarse solamente
dcadas despus. El tiempo que tardan en manifestarse los sntomas es variable y
http://eltigreverde.blogspot.com.ar/2011/11/abren-laboratorio-que-investigara.htmlhttp://hacretucuman.blogspot.com.ar/
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20
est relacionado con el estado de salud de la persona, la sensibilidad individual, el
estado nutricional, la ingesta diaria, la concentracin de As en el agua de consumo y
el tiempo de exposicin (Muiz et al, 2009).
Como es evidente, el As en el agua de bebida es un problema latente y que afecta a
millones de personas en todo el mundo, en especial a las de bajos recursos
econmicos y que se encuentran fuera de los centros urbanos. Ante esta problemtica
local y mundial, se volvi vital brindar alternativas para la eliminacin y/o
disminucin del contenido de As en las aguas, por ello se desarrollaron varios
mtodos para el abatimiento.
Existe una amplia experiencia en tecnologas de abatimiento de As, pues muchos
investigadores han dedicado sus esfuerzos para desarrollar nuevos mtodos y
mejorar los ya existentes. Actualmente se conocen alrededor de 14 tecnologas para
el abatimiento del As (Sandoval & Juregui), clasificadas como convencionales y
emergentes, las cuales tienen eficiencias que van desde el 70 hasta el 99% y en
general son tecnologas que suelen cubrir a centros urbanos.
Dentro de las tecnologas convencionales se tiene: precipitacin, coagulacin-
adsorcin, ablandamiento con cal, procesos de membrana e intercambio inico; y
dentro de las tecnologas emergentes se tiene: remediacin in-situ, materiales
geolgicos como adsorbentes naturales, mtodos biolgicos, tecnologas
fotoqumicas (Iberoarsen 2010).
En el captulo 2 se explicarn con ms de detalle en que se basan cada una de las
tecnologas convencionales.
Las diferentes tecnologas existentes para el abatimiento del As del agua al igual que
cualquier otro proceso, SIEMPRE generan residuos que, a diferencia del alto
desarrollo y grado de conocimiento que se tiene en las tecnologas de abatimiento de
As, generalmente no se tratan y ni disponen en forma segura.
Los mtodos de eliminacin del As apuntan a entregar el agua en condiciones
potables para que pueda ser consumida por las poblaciones, por lo que se ha
investigado mucho respecto a mejorar y encontrar nuevos mtodos de abatimiento
-
21
del As del agua, dando poca importancia a la generacin, tratamiento y disposicin
final de los residuos formados por estas tecnologas.
Una de las tecnologas de abatimiento de As es la coagulacin-floculacin-
adsorcin-filtracin, la cual ha sido base para un proceso modificado y mejorado
denominado ArCIS-UNR, el cual realiza el tratamiento de aguas subterrneas con
presencia de As y fluoruros. Este mtodo resulta particularmente aplicable para tratar
aguas con As que posean bajos contenidos de sales totales.
El mtodo ArCIS-UNR, como cualquier proceso productivo genera residuos, lo que
evidencia la necesidad de avanzar en el tema de tratamiento y disposicin final de los
barros.
Tanto para el estudio de la tecnologa de abatimiento de As como para el de los
barros generados, se tom como ejemplos la planta piloto del Centro de Ingeniera
Sanitaria de la Universidad de Rosario y la Planta de Agua Potable de Lezama,
donde se podr estudiar los residuos generados.
El Partido de Lezama se encuentra ubicado a dos horas va terrestre de Capital
Federal, y posee una planta de remocin de As que sirve a una poblacin de 5000
habitantes. Esta planta es pequea pero presta servicio a un poblado importante.
Existen numerosos estudios para el establecimiento de lmites mximos permitidos
para ciertos elementos y sustancias. En el caso especfico del As, el Artculo 982 del
Cdigo Alimentario Argentino (CAA), establece para el agua de bebida el lmite
mximo de contenido de As en 0,01 mg/L y para los residuos fruto del abatimiento
del As de las aguas establece que despus de sometidos al Test de Lixiviado TCLP,
el valor mximo permitido es de 100 veces el valor para el agua de bebida. Si los
cumpliere el residuo es no peligroso, caso contrario se debe considerar al residuo
como peligroso y tratarlo como indica la normativa, Anexo 1.
La Ley Nacional de Residuos Peligrosos 24051 en su Decreto 831/93, en el Anexo
II, Tabla 9, desglosa los niveles gua de calidad suelos para diferentes usos,
estableciendo para el uso agrcola como lmite el valor de 20 mg/Kg. El detalle de
esta tabla consta en el Anexo 2, de este trabajo.
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22
EL PROBLEMA.
En la Planta Potabilizadora de Agua de Lezama, se remueve arsnico y se generan
barros como resultado de ese proceso. Una vez deshidratados los barros se los lleva a
disposicin final, cerca de la planta de tratamiento de aguas cloacales. No existe
ninguna construccin especfica para este fin y se los deposita a cielo abierto sobre el
suelo.
OBJETIVOS:
Principal:
1. Caracterizar los residuos slidos generados en la planta de tratamiento
de remocin de arsnico de Lezama, por procesos de coagulacin.-
adsorcin- floculacin- filtracin con sales de aluminio para proponer
alternativas de tratamiento y disposicin final.
Secundarios:
1. Determinacin de la cantidad de barros generados.
2. Caracterizacin de los barros en cuanto a su volumen y contenido de
humedad y As.
3. Disear playas de secado para los residuos del tratamiento ArCIS-
UNR.
4. Propuestas para el tratamiento y disposicin final de los residuos con
contenido de As generados por esta tecnologa.
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23
CAPTULO 2: TECNOLOGAS PARA EL
ABATIMIENTO DE ARSNICO EN EL AGUA
2.1 INTRODUCCIN.
El arsnico (As) es un elemento qumico, perteneciente a la familia de los metaloides
(nmero atmico 33, peso atmico 74,922), muy comn en rocas, suelo, hidrsfera y
bisfera, calculndose su presencia en cerca de 5 x 10-4
% de la corteza terrestre,
siendo un componente de aproximadamente 245 minerales diferentes (WHO, 1981).
Los niveles de As en el ambiente son variables, ya que ste puede sorberse o
desorberse de partculas pudiendo cambiar de estado de oxidacin al reaccionar con
oxgeno o con otras molculas del aire, del agua, del suelo o por la accin de
microrganismos. El As aparece en un amplio rango de concentraciones en aire, agua,
suelos, vegetales y animales. La exposicin del hombre a este txico constituye un
problema de salud pblica en muchas reas geogrficas de nuestro planeta, es por
ello que se hace indispensable buscar mtodos de remocin del As, que permitan
proveer a la poblacin de agua segura, contribuyendo as con el desarrollo social y
econmico de los pueblos.
2.1.1 DISTRIBUCIN DEL ARSNICO.
Como se ha visto hasta ahora, el As es un elemento altamente txico y por ello
preocupa su presencia en las aguas de consumo humano. Dado que su disposicin
mayor y ms comn en ambientes naturales se debe a rocas volcnicas y
sedimentarias marinas, depsitos minerales hidrotermales y las aguas geotermales
asociadas, hace que grandes poblaciones se vean afectadas y que en ciertas zonas del
mundo el problema se agudice ms. En la Figura 3, se observa la distribucin
mundial del As en el agua.
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24
Figura 3. Distribucin mundial de acuferos y cuerpos de agua superficial con altas
concentraciones de As.
Fuente: Lillo, 2003.
Uno de los casos ms sonados es el de Bangladesh en donde en la dcada de los 70
se comenz un programa impulsado por ayuda internacional de mejora del acceso de
la poblacin a agua de calidad, con el objetivo de reducir la incidencia de
enfermedades asociadas al consumo de agua contaminada por las actividades
humanas, que segn el Banco Mundial provocaban anualmente la muerte de ms de
250.000 nios al ao.
El programa se apoy en la construccin masiva de pozos para aprovechar las aguas
subterrneas, lo que permiti aumentar la disponibilidad de agua de forma radical.
La falta de control sobre la calidad de las aguas extradas hizo pasar desapercibido el
problema generalizado de contaminacin por As que aqueja a las aguas subterrneas
del pas. La concentracin de As en las aguas de Bangladesh est en el rango de
0,0005 a 2,500 mg/L.
Se estima que el rea afectada es de 150.000 km2
, lo que significa que entre 35 y 77
millones de una poblacin total de 125 millones de habitantes, beben un agua que
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25
sobrepasa el lmite de salubridad fijado por la OMS que es de 0,010 mgAs/L. Los
problemas de salud de la poblacin son evidentes, lo que constituye segn la OMS el
mayor envenenamiento masivo de la historia.
En Bengala Oeste (India), donde la concentracin de As en las aguas est entre 0,010
a 3,200 mg/L se vivi una situacin similar, afectando a un rea de 23.000 km2 y a
una poblacin de alrededor de 38 millones de personas (Smedley & Kinninburgh
2002). Otra realidad similarmente crtica viven otros pases de Asia, por ejemplo
China, India, Tailandia, Mongolia, Taiwn y Vietnam donde la situacin es tambin
precaria.
Las caractersticas como concentraciones de As y reas afectadas de varios pases se
han resumido en la Tabla 1.
Tabla 1. Rangos de concentracin de As en aguas de consumo y reas de afectacin en
varios pases.
Fuente: Elaboracin propia, basada en la investigacin: Peligros geoqumicos: arsnico de
origen natural en las aguas, de Javier Lillo.
PAS CONCENTRACIN As
(mg/L ) REA (Km
2)
Taiwn. 0,010 - 1,8 4000
Mongolia (interior) 0,001 - 2,4 30000
China (Norte)
0,040 - 1,2 en pozos
profundos 38000
0,010 - 0,068 en pozos
superficiales
Vietnam 0,001 - 3,050 1200
Hungra y Rumania (Cuenca del Danubio) 0,002 - 0,176 110000
Mxico (regin de Lagunera) 0,008 - 0,620 32000
Chile (Regin de Antofagasta) 0,100 - 1 125000
Argentina (Llanura Chaco-pampeana) 1 - 5,3 1000000
Estados Unidos (Suroeste). hasta 2,6 en Nevada
350000 0,001-2,6 en California.
Ecuador (Laguna de Papallacta, Tumbaco y
alrededores) 0,002 0,969 31500
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26
Europa tambin ha sido afectada por la presencia de As en las aguas, siendo los
pases ms afectados, segn un estudio desarrollado por la OMS y el Centro para
Agua y Sanidad (IRC), Hungra, Serbia y Croacia. En Hungra ms de un milln de
personas beben agua que sobrepasa los lmites de contaminacin indicados por
Naciones Unidas que es de 0,010 mg/L.
En Mxico, India, Bangladesh, China y Chile se han estudiado poblaciones
expuestas a diferentes contenidos de As en el agua, demostrndose que los habitantes
expuestos a concentraciones mayores que la Ingestin Diaria Tolerable (IDT= 0,150
mgAs/da), estn en riesgo de contraer hidroarsenicismo y que los grupos de mayor
riesgo son los nios menores de 15 aos.
Amrica del Sur no est excluida de esta problemtica, pues el As est presente
principalmente en el agua subterrnea, debido al volcanismo de la Cordillera de los
Andes lo que afecta a la mayora de las poblaciones de Argentina, Bolivia, Chile,
Per, Ecuador y Colombia. El As proveniente de estas fuentes, pasa al entorno
(aguas superficiales y subterrneas, suelos, etc.) por disolucin natural, desgaste de
rocas (Argentina, Bolivia, Chile, Per, Ecuador, Colombia) o actividades mineras
(Chile, Bolivia, Per, Ecuador). Otras fuentes de As que son de importancia menor y
muy localizada son por ejemplo, los procesos electrolticos de produccin de
metales, o bien algunas actividades agrcolas que implican el uso de plaguicidas
conteniendo As (Bundschuh et al, 2003).
En Ecuador la contaminacin con As de las aguas naturales fue detectada durante la
remediacin de la laguna de Papallacta, contaminada con petrleo crudo por una
rotura del Oleoducto Transecuatoriano SOTE ocurrida en el 2003. De la Torre et al,
reportaron concentraciones de As entre 0,039 y 10,569 mg/L en las aguas termales y
ros de las cercanas a la laguna. En ese mismo estudio se determin que las
concentraciones de As en dicha laguna fueron entre 0,390 y 0,670 mg/L. En el 2006,
Cumbal et al, determinaron que los manantiales de agua termal que alimentan al ro
Tambo son las principales fuentes naturales de As de la laguna de Papallacta. Otros
sitios ecuatorianos que poseen aguas termales y se encuentran afectados se ubican en
las provincias de Carchi, Imbabura, Pichincha, Cotopaxi y Tungurahua (Bundschuh
et al, 2006).
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27
En Argentina, existen lugares cuyas fuentes de agua posee un alto contenido de As,
por ejemplo, la aguas termales alcanzan valores entre 0,050 y 9,900 mg/L, en tanto
que en las aguas subterrneas los valores oscilan entre 0,470 y 0,770 mg/L. Las
provincias de Argentina que presentan reas en las que el agua tiene contenidos
relativamente elevados de As son: Salta, Jujuy, Catamarca, La Rioja, La Pampa,
Chaco, Crdoba, San Luis, Mendoza, San Juan, Santa Fe, Buenos Aires, Ro Negro,
Tucumn, Santiago del Estero y no se descarta que puedan ser ms.
En la Figura 4 se puede observar el mapa de distribucin de As en aguas
subterrneas de la Repblica Argentina diferenciando las zonas segn la
concentracin del contaminante.
Figura 4. Distribucin geogrfica del As en el agua subterrnea de Argentina.
Fuente: http://www.femeba.org.ar/archivos/Ars%C3%A9nico%20en%20el%20agua_.pdf
2.1.2 ESPECIACIN.
El As est presente en la naturaleza en varias formas qumicas que incluyen arsenato
[As (V)], arsenito [As (III)], arsenato de plomo [PbHAsO4], sulfuro de arsnico
[As2S], cido monometil arsnico [MMA], cido dimetilarsnico [DMA], trimetil
http://www.femeba.org.ar/archivos/Ars%C3%A9nico%20en%20el%20agua_.pdf
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28
arsina [TMA], arsenocolina [AsC], arsenobetaina [AsB], arsenoazcares, etc. En
general, las especies arsenicales inorgnicas son ms txicas que las orgnicas y los
compuestos arsenicales en estado de oxidacin trivalente son ms txicos que los
pentavalentes (Fowler B. A 1977), lo cual es avalado por el Bangladesh Center for
Advanced Studies (1999), que afirma respecto a la toxicidad del As que la misma
depende de su forma qumica: el arsenito es ms txico que el arsenato, debido a
reacciones enzimticas (metabolismo humano); el As orgnico es menos txico que
cualquiera de los dos anteriores.
La especie y movilidad del As en los suelos es afectada por el pH y por las
condiciones redox (potencial redox Eh) del suelo, ante un alto potencial redox
predomina el As (V) y la movilidad del As es baja, a medida que aumenta el pH y el
potencial redox disminuye predomina el As (III). La forma reducida de As est ms
sujeta a la lixiviacin porque tiene mayor movilidad, tal como se indica en la Figura
5 (Iberoarsen 2006).
Figura 5. Diagrama Eh-pH de especies acuosas de As en el sistema As-O2-H2O a 25C y 1
bar de presin total
Fuente: Iberoarsen, 2008
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29
El As se transporta a las aguas y alimentos a travs de distintos procesos naturales
como meteorizacin, actividad biolgica, emisiones volcnicas, as como procesos
antropognicos, actividad minera, uso de combustibles fsiles, uso de pesticidas,
herbicidas, desecantes, conservadores de la madera, por lo que en muchas ocasiones
es inevitable interactuar con l (Lillo, 2003).
En trminos generales, bajo condiciones oxidantes, el estado As(V) predomina sobre
el As(III), encontrndose fundamentalmente como H2AsO4-, a valores de pH
menores que 6,9; mientras que, a pH ms alto, la especie dominante es HAsO4 2-
. En
condiciones de extrema acidez, la especie dominante ser H3AsO4, mientras que en
condiciones de extrema basicidad, la especie dominante ser AsO43-
. En condiciones
reductoras, a pH inferior a 9,2, predominar la especie neutra (Brookins, D. 1988/
Yan, X. et al, 2000).
En las aguas subterrneas el As que predomina es el inorgnico (arseniato AsO4-3
),
pero pueden encontrarse el As en ambos estados de oxidacin ya que las
concentraciones de As (III) y As (V) dependen de la entrada de As en el sistema, de
las condiciones redox y de la actividad biolgica. Las formas orgnicas, en las aguas
subterrneas, son menos comunes. En tanto que en las aguas superficiales el As
presente es el inorgnico unido a las partculas en suspensin, en general el As (V)
predomina al As (III).Las formas orgnicas se encuentran en pequeas
proporciones. Las concentraciones en que usualmente se encuentra el As en las
aguas superficiales son de menos del 0,01 mg/L, pero se puede encontrar niveles ms
altos cerca de industrias, minas y depsitos de minerales (Fernndez Cirelli et al,
2011). En las Figuras 6a y 6b se muestra la especiacin del As (III) y As (V) en
funcin del pH.
En el suelo, el As generalmente est presente en formas inorgnicas como arseniato
(AsO4-3
) y arsenito (AsO2-) que frecuentemente se encuentran adheridos al suelo,
pero tambin pueden pasar al agua subterrnea.
Las concentraciones tpicas en la corteza terrestre estn en un promedio de 2mg/Kg,
con valores tpicos de 1 a 40 mg/Kg, aunque en ciertas zonas pueden encontrarse
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30
valores mayores. Los compuestos de As (III) son de 4 a 10 veces ms mviles que
los compuestos de As (V) (Fernndez Cirelli et al, 2011).
a) Arsenato As (V) b) Arsenito As (III)
Figura 6. Especies del As en funcin del pH
Fuente: Iberoarsen, 2008
2.1.3 NORMATIVA.
Como se ha visto en los tems anteriores el consumo de aguas que contienen As
constituye un alto riesgo para la salud, por lo que se hace necesaria una normativa
que regule su ingesta y permita plantear tratamientos de abatimiento de As para el
agua de bebida.
En este contexto, Mxico, Estados Unidos de Amrica (EUA), Chile y Argentina son
los pases ms afectados por el problema del As en Amrica, tal como se aprecia en
la Figura 3. Se ha estimado que por lo menos 4 millones de personas estn
expuestos a niveles de As superiores a 0,050 mg/L solo en Latinoamrica (Fernndez
Cirelli et al, 2011).
En Europa el nivel mximo de As permitido en el agua portable corresponde a 0,01
mg/L segn la Directiva 98/83/CE del Consejo de 3 de noviembre de 1998 relativa a
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31
la calidad de las aguas destinadas al consumo humano que acata las
recomendaciones de la OMS desde 2001. El nico pas que no sigue esta norma es
Dinamarca, que en el 2007 redujo el nivel gua a 0,005 mg/L.
En Estados Unidos el nivel mximo aceptado para agua potable es el impuesto por la
USEPA y corresponde 0,01 mg/L, excepto en New Jersey que se rige por el New
Jersey Administrative Code 2010; Groundwater Quality Standars, donde el lmite
mximo admitido para agua de bebida es de 0,003 mg/L.
En la Tabla 2 se muestran los lmites mximos permitidos y valores gua adoptados
por distintos organismos internacionales y nacionales de varios pases para la
regulacin del contenido de As en el agua de bebida para el consumo humano.
Tabla 2. Valores gua de As nacionales e internacionales permitidos segn distintos
organismos
PAS U
ORGANISMO REGLA, LEY O REFERENCIA BIBLIOGRFICA
CONCENT.
As MAX.
PERMITIDA
(mgAs/L)
Arabia Saud Gersber R et al, 1986, Role of aquatic plants in wastewater
treatment by artificial wetlands water research 0,05
Argentina Cdigo Alimentario Argentino 0,01
Australia Australian Drinking Water Guidelines 6, 2004 0,007
Baharain Gersber R et al, 1986, Role of aquatic plants in wastewater
treatment by artificial wetlands water research 0,05
Bangladesh The Environmental Conservation Rules, ECR 97, pp 197-227 0,05
Bolivia Gersber R et al, 1986, Role of aquatic plants in wastewater
treatment by artificial wetlands water research 0,05
Brasil Henze M et al, 1987, Activated Sludge Model 0,01
Canad Guidelines for Canadian Drinking Water Quality: Summary
Table, Health Canada, Ottawa 0,01
Chile Hering J. G et al, 1996, Arsenic removal by ferric chloride. 0,05
China
International Academy for Research on Cancer 2004, IARC
Monographs on Evaluation of Carcinogenic Risks to Humans.
Some Drinking-Water Desinfectants and Contaminants,
including Arsenic
0,05
Croacia Jackson, J.L 1998, Paradigms of metal accumulation in rooted
aquatic vascular plants 0,05
Ecuador Instituto Ecuatoriano de Normalizacin 2008 0,01
-
32
Egipto Gersber R et al, 1986, Role of aquatic plants in wastewater
treatment by artificial wetlands water research 0,05
EUA: New Jersey New Jersey Administrative Code 2010; Groundwater Quality
Standars 0,003
Filipinas Gersber R et al, 1986, Role of aquatic plants in wastewater
treatment by artificial wetlands water research 0,05
Ghana Langergraber, G. 2003 Simulation of subsurface flow
constructed wetlands-results and further research needs. 0,05
India India Bureau of Standards 1991 0,05
Indonesia Gersber R et al, 1986, Role of aquatic plants in wastewater
treatment by artificial wetlands water research 0,05
Japn Governance/management in Japan, Annual meeting for Wepa
2011 0,01
Jordania Gersber R et al, 1986, Role of aquatic plants in wastewater
treatment by artificial wetlands water research 0,01
Laos Gersber R et al, 1986, Role of aquatic plants in wastewater
treatment by artificial wetlands water research 0,01
Mxico NOM 127 SSA1-1994 0,025
Mongolia Henze M et al, 1995, Activated Sludge Model 0,01
Namibia Gersber R et al, 1986, Role of aquatic plants in wastewater
treatment by artificial wetlands water research 0,01
Nepal Langergraber, G. et al, 2008 Modeling of processes in
subsurface flow constructed wetlands 0,05
Omn Gersber R et al, 1986, Role of aquatic plants in wastewater
treatment by artificial wetlands water research 0,05
Organizacin Mundial
de la Salud (OMS) Valor de referencia provisional 0,01
Rusia Henze M et al, 1995, Activated Sludge Model 0,01
Sri Lanka Gersber R et al, 1986, Role of aquatic plants in wastewater
treatment by artificial wetlands water research 0,05
Tailandia Lesage, E 2006 Behavior of heavy metals in constructed
treatment wetlands 0,05
Taiwn Republic of China Environmental Protection Administration
(1998) 0,01
UE (Unin Europea) Directiva 98/83/CE del Consejo de 3 de noviembre de 1998 0,01
USEPA (Agencia de
Proteccin Ambiental
de EUA)
Arsenic rule 66 Fr 6976 0,01
Vietnam Gersber R et al, 1986, Role of aquatic plants in wastewater
treatment by artificial wetlands water research 0,05
Zimbawe Gersber R et al, 1986, Role of aquatic plants in wastewater
treatment by artificial wetlands water research 0,05
Fuente: Seminario de Tecnologas de Remocin de Arsnico del Agua, Fernndez Cirelli et
al, 2011
-
33
El contenido de As en los suelos tambin se encuentra normado. En el contexto
local, el Decreto 831/93 de la Ley Nacional Argentina de Residuos Peligrosos
24051, en el Anexo II, Tabla 9, desglosa los niveles gua de calidad suelos. Un
extracto de esta ley consta en la Tabla 3, y se ampla en el Anexo 2
Tabla 3. Extracto de la tabla 9 del Anexo II del Decreto 831/93 de la Ley Nacional 24051.
Constituyente Peligroso CAS Uso Agrcola
g/g peso seco Uso
Residencial Uso
Industrial
Acido ftlico, esteres 30
Alifticos clorados 0.1 5 50
Alifticos no clorados 0.3
Antimonio (total) 7440-36-0 20 20 40
Arsnico (total) 7440-38-2 20 30 50
Bario (total) 7440-39-3 750 500 2000
Fuente: Ley Nacional 24051.
2.2 TECNOLOGAS PARA EL ABATIMIENTO DE ARSNICO EN EL
AGUA.
El As en el agua de bebida es un problema latente y que afecta a millones de
personas en todo el mundo, en especial a las de bajos recursos econmicos y que se
encuentran fuera de los centros urbanos. Ante esta problemtica local y mundial se
torn vital brindar alternativas para la eliminacin y/o disminucin del contenido de
As en las aguas, por ello se desarrollaron varios mtodos para el abatimiento del As
del agua.
La eleccin de una adecuada tecnologa aplicable a una situacin especfica, depende
de varios factores, es por ello que se debe analizar la viabilidad tcnica, en primera
instancia y posteriormente factibilidad socioeconmica y exigencias
medioambientales de la zona.
Desde el punto de vista tcnico, las caractersticas fisicoqumicas y microbiolgicas
de las aguas y los materiales disponibles en la regin son un factor importante para
elegir el mtodo de remocin ms apropiado. La seleccin del mtodo depender
grandemente de la especiacin del As, la composicin qumica del agua, el potencial
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de reduccin, la dureza, la presencia de slice, sulfatos, fosfatos, hierro y otras
especies qumicas, los volmenes a ser tratados y el grado de sofisticacin que pueda
ser aplicado. Adicionalmente, debe tenerse en cuenta la manipulacin y disposicin
final de los residuos generados (Iberoarsen 2010).
Desde el punto de vista socioeconmico, se debe tomar en cuenta el tipo de localidad
al que se va a aplicar la tecnologa, su ubicacin respecto a centros poblados,
ingresos econmicos, cantidad de habitantes, incidencia de enfermedades crnicas,
falta de agua segura, calidad de vida, pobreza, as como un sinnmero de factores
culturales y polticos juegan roles decisivos en la implementacin de nuevas
tecnologas.
Actualmente se conocen alrededor de 14 tecnologas para el abatimiento del As,
clasificadas como convencionales y emergentes, las cuales tiene eficiencias que van
desde el 70 hasta el 99% y en general, son tecnologas que suelen cubrir a centros
urbanos. Se procede a explicar sucintamente las tecnologas convencionales y
emergentes ms importantes, dejando para el Captulo 3 el desarrollo pormenorizado
de la tecnologa de Coagulacin-Filtracin.
2.2.1 TECNOLOGAS CONVENCIONALES.
Las tecnologas convencionales de remocin o abatimiento de As se basan en
procesos qumicos bsicos aplicados en forma simultnea, secuencial o
independiente. Algunas de estas tecnologas son: xido-reduccin, precipitacin,
coagulacin-adsorcin, ablandamiento con cal, procesos de membrana e intercambio
inico.
2.2.1.1 XIDO-REDUCCIN.
La mayora de las tecnologas de remocin de As son eficientes cuando el elemento
est presente en el estado pentavalente, porque la forma trivalente no est cargada a
pH debajo de 9.2. Por ello, deben oxidarse previamente los componentes arsenicales.
Sin embargo, debe notarse que la oxidacin sin ayuda de otros tratamientos fsicos o
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qumicos no remueve el As del agua, por lo que a la xido-reduccin se la usa como
un pretratamiento.
El arsenito puede oxidarse directamente por un nmero de agentes qumicos como el
cloro gaseoso, el hipoclorito, el ozono, el permanganato, el perxido de hidrgeno,
los xidos de manganeso y el reactivo de Fenton (H2O2/Fe2+
). El cloro es un
oxidante rpido y efectivo, pero puede conducir a reacciones con la materia orgnica,
produciendo trihalometanos txicos como subproductos. En Europa y en los EE.UU.
se usa crecientemente ozono en reemplazo del cloro. El permanganato de potasio
(KMnO4) es un oxidante efectivo del arsenito y es un reactivo comnmente
disponible en los pases en desarrollo. El agua oxigenada puede ser un oxidante
efectivo si el agua contiene altos niveles de hierro disuelto, lo cual ocurre a menudo
conjuntamente con la contaminacin arsenical; se producen entonces reacciones de
tipo Fenton (Iberoarsen, 2010).
La xido- reduccin en general, tiene las siguientes ventajas y desventajas:
Ventajas: relativamente simple, bajos costos, oxida otras sustancias
inorgnicas y constituyentes orgnicos, mata microbios, proceso rpido,
mnimos residuos.
Desventajas: principalmente remueve As (V), eficiente control de pH y del
proceso de oxidacin, necesita procesos complementarios (Dinesh Mohan y
Charles Pittman Jr, 2007).
2.2.1.2 PRECIPITACIN.
En este mtodo se aprovecha la insolubilidad de ciertos compuestos arsenicales
inorgnicos como el sulfuro de As (III), arseniato de calcio y arseniato frrico. La
solubilidad de los distintos materiales es muy dependiente de la forma, pH y otras
variables.
A continuacin se detallarn el uso de algunas sustancias para lograr la precipitacin
de los compuestos de As y las reacciones correspondientes.
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Sulfuro de arsnico, As2S3: puede ser generado por agregado al agua de
soluciones de sulfato ferroso o mediante bacterias reductoras de sulfato, que generan
sulfuro de hidrgeno (Tenny R, 2001)
8 Fe+2
+ SO4-2
+ 20 H2O 8 Fe (OH)3 + 14 H+ + H2S (1)
El arsnico precipita luego como sulfuro:
2 H3AsO4 + 5 HS-
As2S5 + 3 H2O + 5 OH- (2)
El sulfuro de arsnico es menos soluble por debajo de pH 4, pero el valor remanente
en solucin es aun significativamente ms alto que el de los valores recomendados
para agua potable. La precipitacin por aplicacin directa del gas de sulfuro de
hidrgeno no es tan efectiva y requiere rangos de pH de 2,5-3,0.
Compuestos de arseniato de calcio: pueden generarse por adicin de CaO
Ca(OH)2 a las aguas contaminadas. A valores de pH mayores que 10,5 puede
inducirse la precipitacin de un alto porcentaje de As usando soluciones de reactivos
a concentraciones mayores a 50 mg/L. Sin embargo, es difcil llegar a
concentraciones de As finales menores que 1 mg/L, aunque se han reportado en
algunos casos valores cercanos a 0,010 mg/L (Chang et al, 1994/ Hering et al, 1997).
Dado que el arseniato de calcio slido reacciona con dixido de carbono para formar
CaCO3, esto conduce a la removilizacin del As.
Sales de magnesio: la adicin de estas sales producen la formacin de
Mg3(AsO4)2. En pequea proporcin, este mtodo puede ser aplicado para inducir la
inestabilizacin del arseniato en suelos, sedimentos y residuos (Cullen & Reymer,
1989).
Arseniato Frrico: el As (V) puede ser eliminado tambin por precipitacin
como arseniato frrico. Una alternativa es la adicin de sales frricas al agua que
contiene As (Wilkie & Hering, 1993).
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Fe+3
+ AsO4-3
FeAsO4 (s) (3)
La precipitacin es posible a valores de pH menores a 2 y conduce a la formacin de
un material amorfo con partculas cercanas a 100 nm. La conversin a un material
cristalino (escorodita) exige temperaturas mayores a 90C (Chang et al, 1994).
Sales Ferrosas: otra alternativa es la adicin de sales ferrosas, como sulfato
ferroso y la subsiguiente oxidacin mediante iones ferrato (Sorg & Longsdon, 1978):
Fe+2
+ AsO4-3
FeAsO4-
(4)
FeAsO4- + Fe2O4
-2 FeAsO4(s) + FeO(OH) (s) (5)
La solubilidad disminuye con dosis crecientes de Fe3+
(Johnston et al, 2001). El
arseniato frrico no es termodinmicamente estable en el rango de pH neutro o
mayores. Los materiales tampoco son estables en las mezclas de fundicin de
cemento alcalino (Cullen et al, 1989).
El tratamiento de precipitacin tiene las siguientes ventajas y desventajas:
Ventajas: relativamente simple, mata microbios, proceso rpido, acelera el
proceso de oxidacin.
Desventajas: costo de qumicos precipitantes, genera residuos, eficiente
control de pH, puede existir removilizacin del As (Dinesh Mohan y Charles
Pittman Jr, 2007).
2.2.1.3 COAGULACIN- FILTRACIN.
En esta tecnologa el material suspendido o en forma coloidal se transforma,
resultando en partculas sedimentables por gravedad o posibles de ser filtradas
(Degremont, 1979). El principal propsito de la coagulacin es de alterar la carga
superficial de los coloides de manera que estos se logren adherir unos con otros.
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Es el proceso ms comn para la remocin de As especialmente efectivo para As(V),
que se adsorbe sobre los flculos coagulados y puede removerse por filtracin. Esta
tecnologa ser descrita pormenorizadamente en el Captulo 3.
2.2.1.4 ABLANDAMIENTO CON CAL.
Es un proceso que consiste en la transformacin de piedra caliza en presencia de
agua y cido carbnico para formar carbonato de calcio; ste compuesto adsorbe
entonces el As, y el proceso contina por coagulacin. El mtodo se emplea
usualmente para tratar aguas muy duras y presenta alta eficiencia. Las desventajas
son un pH muy alto en las aguas resultantes (10-12) y que se requieren dosis muy
altas de coagulante. Sin embargo, es difcil que se pueda llevar el As a niveles bajos,
particularmente por debajo de 1 mg/L y puede necesitarse un tratamiento secundario.
El ablandamiento con cal es ms efectivo cuando el pH es alto (> 10,5). Se usa cloro
para oxidar arsenito a arseniato (Iberoarsen 2010).
El tratamiento por ablandamiento con cal tiene las siguientes ventajas y desventajas:
Ventajas: los qumicos estn comercialmente disponibles.
Desventajas: genera barros txicos como residuos (Dinesh Mohan y Charles
Pittman Jr, 2007).
2.2.1.5 ADSORSIN Y PRECIPITACIN.
El As puede ser fuertemente atrado a los sitios de sorcin sobre la superficie de
varios materiales slidos y este mecanismo puede emplearse para remover
efectivamente As de la solucin. Pueden usarse xidos de aluminio (almina
activada), xidos/hidrxidos de hierro (como hidrxidos de hierro granular GFH),
dixido de titanio, xido de cerio o metales reducidos (Iberoarsen 2010).
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Remocin de arsnico usando xidos/hidrxidos acuosos metlicos: se ha
encontrado una muy buena eficiencia con el empleo de materiales de base de xido e
hidrxido de hierro y se han desarrollado varios productos diferentes, entre ellos el
xido de hierro granular y, especialmente, el hidrxido de hierro granular GFH,
con rendimiento superior a cualquier otro material adsorbente. GFH es un material
sinttico de akaganeta, con punto de carga cero a pH 8,2. La Akaganeta es un
mineral de hidrxido de hierro, cloro y nquel, de frmula FeO(OH,Cl), con
estructura de cristal monoclinal, hallado en distintas minas en la Tierra y en rocas
tradas de la luna durante el proyecto Apolo.
Ventajas: retiene fuertemente aniones arseniato (inmovilizacin), remueve
efectivamente las especies As (III), productos qumicos comercialmente
disponibles.
Desventajas: el hierro granular requiere una oxidacin previa, los xidos o
hidrxidos no se regeneran y por lo tanto se produce un residuo adicional a
tratar que consiste en barros con alto contenido de hidrxidos [Fe(H2AsO4)3].
En aguas que contienen slice, sta interfiere pues compite por los sitios de
adsorcin (Iberoarsen, 2010 / Dinesh Mohan y Charles Pittman Jr, 2007).
Almina Activada: en la prctica industrial la almina activada se fabrica
calcinando una almina hidratada. Estas alminas poseen una superficie interna en el
rango de 200 a 300 m2/g, bajos grados de cristalizacin y grandes volmenes de poro
con una distribucin de tamaos de poro definida (Ziga, 2009).
La almina activa tpicamente usada en el tratamiento de agua es una mezcla de
xidos de aluminio amorfo y gama (-Al2O3), preparada por calcinacin de
hidrxido de aluminio [Al(OH)3], a temperaturas entre 300 y 600C. (Rivera M,
1998).
La almina activada muestra su preferencia por los iones de acuerdo con la siguiente
serie de selectividad (Iberoarsen 2010).
OH >> HPO4
-2 > HAsO4
-2 >F
- >SO4
-2 >>HCO3
- >Cl
- >NO3
-
-
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Por ello, las especies de arseniato se pueden tratar muy bien y la disminucin
significativa de la capacidad de adsorcin se atribuye solamente a la presencia de
fosfato, ya que la adsorcin competitiva de iones sulfato es menos eficiente. Se
puede regenerar el material mediante el empleo de soluciones de hidrxido de sodio
(NaOH) seguido del lavado con cido para restablecer la carga superficial positiva.
La regeneracin es ms difcil y menos efectiva comparada con las resinas de
intercambio inico y conduce a la remocin de solamente 50-80% de las especies de
As. Adems, puede producirse prdida de material por disolucin de la almina
activada en medios de alcalinidad alta.
La alcalinidad es la medida de la capacidad de una disolucin acuosa para mantener
su pH estable frente a la adicin de un cido o una base.
La tecnologa de aplicacin es simple y los ciclos de servicio se extienden al
tratamiento de varios millares de volmenes de lechos de agua antes de que sea
necesaria la regeneracin (Iberoarsen 2010).
Ventajas: trata muy bien las especies de arseniato, se puede regenerar la
almina, tecnologa de operacin relativamente simple y conocida, vida til
larga, los insumos estn comercialmente disponibles, presenta alta eficiencia
de remocin del As (alrededor de 95%).
Desventajas: prdida de almina activada por disolucin en medios de alta
alcalinidad, rango de pH de trabajo relativamente estrecho (pH 5,5 a 6), el
dispositivo puede acumular microrganismos, dificultades para lograr un nivel
de regeneracin elevado (prdida de 5 a 10% de la capacidad de adsorcin por
ciclo), genera residuos lquidos con elevado contenido salino.
2.2.1.6 PROCESOS DE MEMBRANA.
Este tipo de procesos ofrecen posibilidades excelentes para la remocin de As. La
eliminacin puede darse por: filtrado de las partculas en suspensin conteniendo As
por ejemplo microfiltracin (MF), exclusin por el tamao de los iones hidratados
http://es.wikipedia.org/wiki/PHhttp://es.wikipedia.org/wiki/%C3%81cidohttp://es.wikipedia.org/wiki/Base_%28qu%C3%ADmica%29
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41
por ejemplo nanofiltracin (NF), ultrafiltracin (UF) y smosis inversa (OI); y
repulsin elctrica por las membranas.
Microfiltracin (MF): este tratamiento usa membranas de filtracin con
tamao de poro entre 103 y 10
4 , con una presin de trabajo promedio de 3 bar. Se
aplica primariamente a la remocin de partculas (clarificacin) y puede utilizarse en
lugar de una filtracin convencional con arena. Se utiliza para remover As con un
tratamiento previo de coagulacin.
Ultrafiltracin (UF): este tratamiento se define como una operacin de
clarificacin y desinfeccin mediante el uso de una membrana. Las membranas
empleadas en la UF son porosas, con dimetros de poro entre 30 a 100 , y permiten
slo el rechazo de solutos gruesos (macromolculas) y de todo tipo de
microrganismos como virus y bacterias. Debido a que los solutos de bajo peso
molecular no son retenidos por la UF, la contrapresin osmtica puede ser
despreciada y la presin de trabajo puede mantenerse baja (1 a 10 bares).
Nanofiltracin (NF): en estos procesos se utiliza membranas semipermeables
que permiten el paso de agua y separan ciertos solutos. Las membranas empleadas
son porosas con dimetros de poro entre 30 a 100 con una presin de trabajo
promedio entre 3 y 10 bar.
Esta tecnologa permite solo el rechazo de solutos gruesos (macromolculas) y de
todo tipo de microrganismos como virus y bacterias. Con esta tecnologa se pueden
remover As (III) y As (V), ya que estos compuestos se hallan entre los 0,001 y 0,005
micrones.
Ventajas: se pueden remover As (III) y As (V), utiliza presiones menores que
la smosis inversa, alta eficiencia de remocin del As (> al 95%), menores
costos de mantenimiento y operacin.
Desventajas: taponamiento de los nanoporos, se debe preacondicionar el agua
a tratarse, genera un residuo lquido.
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Osmosis Inversa: es un proceso que reproduce lo que ocurre cotidianamente
en los seres vivos a travs de sus membranas biolgicas. Si se coloca agua pura en
un recipiente y en otro compartimiento del mismo se coloca una solucin salina,
separndolas mediante una membrana semipermeable adecuada se producir un
pasaje espontneo del agua pura a travs de la membrana debido a la diferencia de
potenciales qumicos entre ambas soluciones. Este pasaje de agua diluye la solucin
salina, intentado equilibrar los potenciales qumicos de ambas soluciones. Este
fenmeno se conoce como smosis y la presin generada por el incremento de la
columna hidrosttica en el compartimiento de la solucin concentrada se denomina
presin osmtica.
Aunque las membranas semipermeables perfectas tienen la caracterstica de permitir
que el agua pase por ellas debido a la fuerza creada por la presin osmtica, las
mismas constituyen una barrera que impide que las sales disueltas en el segundo
compartimiento fluyan a travs de las membranas, con el resultado de que el agua
pura del otro compartimiento permanece sin contaminarse.
Utilizando membranas semipermeables adecuadas es posible invertir el proceso de
osmosis natural. Para que esto ocurra, ser necesario aplicar en el compartimiento de
la solucin concentrada, una presin externa mayor que la presin osmtica natural
de esa solucin concentrada en sales, de esta forma, se invierte el sentido del flujo a
travs de la membrana obligando a que el solvente de la solucin salina pase al
compartimiento de la solucin diluida.
En la Tabla 4 se realiza una comparacin con los parmetros caractersticos por
tipos de membrana utilizada en cada una de las tecnologas mencionadas en el
apartado 2.2.1.6
Los dimetros de las membranas suelen variar entre 5 a 20 y la presin aplicada
debe ser superior a la presin osmtica de la solucin salina considerada. Esta
presin se encuentra generalmente entre 10 a 20 bares.
Ventajas: alta eficiencia de remocin del As (> al 95%), muy efectiva si se
trata de remover otros compuestos y TDS total, el equipamiento es compacto y
automatizado, genera residuos slidos no txicos.
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Desventajas: altos costos de mantenimiento y operacin, alta tecnologa,
genera descargas de concentrado de agua, necesita un pre-tratamiento,
problemas al tratar aguas de alta salinidad, se debe tratar altos volmenes de
agua cruda.
Tabla 4. Comparacin de los parmetros caractersticos de tecnologas con membranas
Membrana
Rechaza Slidos
suspendidos
Presin de
operacin
promedio
(bar) monovalentes multivalentes orgnicos
Microfiltracin No No Parcial Si 3
ultrafiltracin No No Si Si 7
Nanofiltracin Poco Si Si Si 3 a 10
Osmosis
inversa Si Si Si Si 10 a 20
Fuente: DAmbrossio, 2005.
2.2.1.7 RESINAS DE INTERCAMBIO INICO.
El intercambio inico es el proceso fisicoqumico de intercambio reversible de iones,
entre fase liquida y slida donde no hay un cambio permanente en la estructura del
slido.
Para la remocin de As, existen resinas de intercambio inico fuertemente bsicas en
forma de cloruro, que estn comercialmente disponibles. Pueden aplicarse resinas de
intercambio inico sintticas, generalmente de matriz polimrica (poliestireno
entrecruzado con divinilbenceno), unidas a grupos funcionales cargados. Para el As,
se han usado grupos amino cuaternarios, N+(CH3)3. El arseniato puede ser eliminado
efectivamente, produciendo efluentes con menos de 0,001 mg/L de As
(Iberoarsen2010).
El arsenito, al no tener carga, no se remueve, y se necesita un paso de oxidacin
previa:
R- [N(CH3)3]+ Cl
- + H2AsO4
- R- N(CH3)3 + H2AsO4
- + Cl
- (6)
-
44
Donde R= matriz; las estructuras con una lnea arriba corresponden a la fase del
intercambiador.
La regeneracin de las resinas se realiza por medio de soluciones de NaCl. La
capacidad de intercambio efectivo de estas resinas depende principalmente de la
composicin del agua de partida y de la influencia de la adsorcin competitiva de
otros aniones contenidos en el agua. La adsorcin relativa sigue las llamadas series
de selectividad.
En consecuencia, las especies de arseniato sern eliminadas con facilidad, aunque
existe fuerte interferencia de sulfato y de nitrato. La eliminacin de arseniato es
posible solamente a concentraciones de sulfato por debajo de 50 mg/L, en las cuales
pueden conseguirse tasas de transferencia de filtro de menos de 750 volmenes de
lecho entre dos regeneradores. A las concentraciones ms altas, los ciclos se vuelven
muy cortos para una eliminacin econmica. Se ha reportado informacin sobre la
cada de la duracin de los ciclos de servicio. Si en el agua de partida existe As (III),
se necesita una oxidacin antes de la etapa de intercambio inico. Algunos estudios
reportan la aplicacin de intercambiadores aninicos recubiertos con xido de hierro
o dixido de manganeso.
Funcionamiento: la solucin contaminada con As, pasa a travs del lecho
hasta que satura y comienza la fuga de contaminantes. En este momento la resina
(fase solida) se reactiva con una solucin de regenerante que lleva a los
contaminantes retenidos para disposicin como efluente liquido (DAmbrosio,
2005), Por lo que, intercambio inico es un mtodo de tratamiento de punto de
entrada, donde primero se inyecta un oxidante, como por ejemplo cloro, para
asegurar la oxidacin de As (III) a As (V), considerado un tiempo de contacto
adecuado entre el As y el oxidante. Para una mayor efectividad del intercambio
inico se deben hacer una etapa de pre-procesamiento con un filtro de carbn
activado granulado dado que la resina es envenenada con cloro, hierro, manganeso y
con la mayora de sustancias orgnicas presentes en el agua (Galindo, 2005).
En el intercambio inico para remocin de As es importante considerar los efectos
de competencia entre iones y la neutralizacin del agua residual. Los sulfatos,
-
45
slidos disueltos, selenio, flor y nitratos compiten con el As y pueden afectar
considerablemente la eficiencia del intercambio (Ziga 2009).
En el intercambio inico se debe considerar:
El pH
Otras especies inicas (sulfatos, cloruros, hierros, etc.)
Capacidad de intercambio (gAs/L de resina)
Tipo concentracin y tipo de inyeccin del regenerante.
Cantidad de regenerante por ciclo
Saturacin de resinas por materia orgnica o particulada.
Posibilidad de reutilizacin del regenerante
A continuacin se nombraran las ventajas y desventajas de este mtodo de remocin
del As.
Ventajas: es independiente del pH, eficiencia aproximadamente del 95%,
bueno para aguas con alto contenido de As, alto pH y bajos sulfatos y
bicarbonatos, buena remocin de nitratos y cromatos.
Desventajas: tecnologa solo apropiada para sistemas con sulfatos < 25 mg/L
y TDS < 500 mg/L, slidos suspendidos y precipitados de hierro tapan el
medio, los sulfatos, TDS, selenio, fluoruros y nitratos compiten con el As y
afectan su adecuado desempeo, no remueve el As (III), alto costo de inversin
y operacin, problema de generacin de barros potencialmente peligrosos, alta
tecnologa.
2.2.2 TECNOLOGAS EMERGENTES.
Se denominan tecnologas emergentes, alternativas o innovadoras para la remocin
de As, a aquellas que buscan minimizar costos de inversin, operacin y
mantenimiento con baja tecnologa. Varias veces estos mtodos son slo una
adaptacin de los ya existentes, como coagulacin y filtracin o adsorcin con el uso
de materiales muy econmicos. Usualmente estas tcnicas se usan a escala domstica
para proveer de agua segura a nivel familiar o comunitario.
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Entre las tecnologas emergentes se tiene la remediacin in-situ, materiales
geolgicos usados como adsorbentes naturales, mtodos biolgicos, tecnologas
fotoqumicas, etc.
2.2.2.1 REMEDIACION IN-SITU.
Esta tecnologa, presenta menores costos de operacin por hacerse la remediacin en
el mismo lugar de la fuente. Se usa barreras permeables reactiva y zonas reactivas
como tecnologas muy eficientes para la remocin de contaminantes orgnicos e
inorgnicos, particularmente As de aguas subterrneas. Materiales conteniendo
xidos de hierro pueden usarse como barreras reactivas pasivas y tambin materiales
relativamente econmicos conteniendo Fe y Al en altas concentraciones. Uno de los
materiales que mayor eficiencia de remocin ha presentado es hierro cerovalente, al
remover arsenito y arseniato de aguas contaminadas, conduciendo a valores siempre
por debajo del lmite de la OMS de 0,01 mg/L (Iberoarsen 2010).
2.2.2.2 MATERIALES GEOLGICOS COMO ADSORBENTES
NATURALES.
La adicin de xidos minerales a pequeos volmenes de agua para la
inmovilizacin de As puede ser un proceso posible para pases en desarrollo. Se han
investigado un nmero de minerales y suelos, incluyendo un oxisol enriquecido en
Al y Fe, gibbsita, y muestras de minerales enriquecidos en Mn y Fe, adems de otros
materiales como el quitosano.
Laterita, un suelo acdico compuesto por xidos de hierro y aluminio, y menores
proporciones de manganeso y titanio, ha probado ser un material promisorio de bajo
costo para altos contenidos de As en agua de bebida.
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2.2.2.3 MTODOS BIOLGICOS.
Se conoce muy poco sobre el potencial para la remocin biolgica del As del agua.
La bioadsorcin, es decir, la adsorcin del contaminante por una biomasa o biofilme
de organismos vivos o muertos tales como algas, bacterias, macrfitas acuticas u
organismos vegetales y biopolmeros, puede aplicarse con xito en la remocin de
As, tanto del A