EFECTO DE LA PREOXIDACIÓN SOBRE LA EFICIENCIA DEL FUNCIONAMIENTO DE FILTROS LENTOS DE ARENA

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1 EFECTO DE LA PREOXIDACIÓN SOBRE LA EFICIENCIA DEL FUNCIONAMIENTO DE FILTROS LENTOS DE ARENA Luis Manuel Flores Ordeñana, Arturo González Herrera, Martha Áviles Flores Instituto Mexicano de Tecnología del Agua Paseo Cuauhnáhuac 8532, Progreso, Jiutepec Morelos, México. RESUMEN La tecnología de filtración lenta ha demostrado excelente eficiencia de remoción en turbiedad, coliformes fecales, huevos de helmintos, virus y quistes de protozoarios (Collins et al, 1992). Es una tecnología ambientalmente amigable,no genera subproductos y es potencialmente aplicable en pequeñas comunidades. Se usa en la remoción de hierro, precursores de trihalometanos, manganeso y en tratamiento avanzado de aguas residuales. Se instalaron dos columnas piloto de filtración biológica alimentadas con el efluente terciario de una planta de tratamiento de aguas residuales. Las columnas fueron empacadas con arena de la región, de tamaño efectivo 0.52 mm y coeficiente de uniformidad de El influente de una de las columnas fue preozonado. La colmatación del filtro, debida a la presencia de materia en suspensión, obligó a la colocación de un prefiltro de gravilla sobre el lecho de arena, que permitió alcanzar corridas de filtración de más de cinco meses. El filtro preozonado mostró menores pérdidas de carga que el filtro sin ozonar. La combinación ozono más filtración lenta fue entre 9 y 15% más eficiente que la sola aplicación de ozono en la remoción de color, turbiedad y materia orgánica disuelta que absorbe en el ultravioleta. El proceso biológico por si sólo se encuentra entre 8 y 16% por debajo de la ozonación, en la remoción de los parámetros antes mencionados. MÉTODOS Y MATERIALES Arreglo experimental y columnas de filtración: el arreglo experimental consistió de dos trenes de tratamiento que operaron en paralelo alimentados por el efluente terciario (sin cloración) de la planta de tratamiento de aguas residuales de la Alameda Solidaridad de la ciudad de Cuernavaca, Mor (tabla 1.1).

2 El estudio fue dividido en etapas de arranque, maduración y trabajo. Durante las dos primeras etapas ambas condiciones de operación (para F1 y F2) fueron idénticas. Posteriormente, en la etapa de trabajo, el agua que alimentó a la columna F1 fue oxidada con ozono (Figura 1). Cada módulo de la columna está compuesto por dos piezas modulares de acrílico transparente de 0.90 m de largo Tabla 1 Caracterización físicoquímica del agua a tratar PARÁMETRO 6.FEB MAR.96 2.ABR.96 Nitratos (mg/l) Nitritos (mg/l) Turbiedad (NTU) Fósforo (mg/l) Amonio (mg/l) Cloruros (mg/l) ND ND COD (mg/l) ND ph ND Absorbancia a 254 nm ND Color (UPtCo) ND:No determinado y 9 cm de diámetro interior, unidas por medio de bridas del mismo material.cuentan con puertos de monitoreo a cada 15 cm con llaves para alimentar a un piezómetro y otra para toma de muestras. Por el interior de la columna cada puerto de monitoreo penetra 2.5 centímetros en la arena (Figura 2) para evitar que el efecto de pared interfiera sobre la calidad de la muestra tomada. Los filtros fueron empacados con arena de río de tamaño efectivo de 0.52 mm y coeficiente de uniformidad de El espesor del lecho de arena fue de 0.50 m en tanto que el bajo dren estuvo compuesto por gravilla de 15 cm de espesor y entre 0.8 y 1 cm de diámetro. Durante la etapa de arranque se decidió agregar un sobrelecho de 8 cm de espesor con gravilla de diámetro entre 0.8 y 1 cm (Áviles, Flores y González, 1996). Figura 1 Arreglo experimental Figura 2 Columna de filtración y detalle de puerto de monitoreo

3 DESARROLO EXPERIMENTAL, RESULTADOS Y DISCUSIÓN Clasificación de las variables y condiciones de operación Independientes: Ozono aplicado: 1.6 mg/l. Tasa de filtración: 0.2, 0.3 y 0.5 m 3 /m 2 h. Espesor de lecho: 2.5, 18, 33, 48 y 50 cm. Dependientes: Absorbancia a 254 nm (UV). Carbón Orgánico Disuelto (COD). Coliformes totales. Color aparente y verdadero. Pérdida de carga. Factores fijos: Tipo de material: arena de río. Granulometría: tamaño efectivo 0.52 mm coeficiente de uniformidad 1.75 Tipo de agua a tratar: efluente de la PTAR "Alameda de la Solidaridad". Arranque: al inicio de la operación (Figura 3), ambas columnas trabajaron bajo las mismas condiciones de operación: tasa de filtración de 0.6 m 3 /m 2 h y alimentación de agua residual tratada a nivel terciario, sin clorar. Las instalaciones (mangueras, columnas, tambos), fueron protegidas contra la acción de la luz solar ya que el crecimiento de algas fue intenso. En esta etapa, los piezómetros colocados en los puertos de monitoreo manifestaron un comportamiento lineal de la pérdida de carga respecto al tiempo, lo que evidencia una penetración homogénea de las partículas contaminantes, un mejor aprovechamiento del estrato granular y por ende, corridas de filtración mucho más largas. Tasa de filtración Figura 3 Acciones de interés durante la realización del experimento Maduración: a partir de la etapa de arranque, ambos filtros operaron a una tasa de 0.3 m 3 /m 2 h. El filtro F1 tuvo pérdidas del orden de 3 cm sin cambios hasta el día 53. El filtro F2 registró pérdidas de 5 cm al inicio, que progresivamente fueron descendiendo para el día 53 llegar a un valor cercano a los 3 cm (Figura 4 y Figura 5).

4 Figura 4 Pérdidas de carga en filtro F1 (con ozono después del día 123) Figura 5 Pérdida de carga en filtro F2 (sin ozono) El día 53 se modificó la tasa de filtración pasando de 0.3 a 0.5 m 3 /m 2 h, inmediatamente se registró un aumento en la pérdida de carga en ambos lechos filtrantes: en 28 días se pasó de 3 a 33 cm de pérdida de carga en el filtro F1 y de 3 a 28 cm en el filtro F2. El día 86 se procedió a lavar el sobrelecho y a raspar la capa superior de arena. Tanto la arena raspada (primeros 2 cm) como el sobrelecho de gravilla (estrato de 8 cm) se lavaron y se volvieron a colocar en el filtro. Inmediatamente después del lavado las pérdidas cayeron hasta aproximadamente 2 cm. Se consideró a esta pérdida de carga como la debida a las condiciones de lecho limpio. Trabajo: En el filtro F1 se observó un aumento progresivo leve de la pérdida de carga hasta el día 185, a partir de cuando fueron mayores pasando de 3 a 10 cm en 25 días (Figura 4). En el filtro F2 las pérdidas de carga aumentaron gradualmente; después del día 185 el aumento fue acelerado pasando de 3 a 48 cm en 15 días (Figura 5). El cambio brusco de porosidad entre el lecho y el sobrelecho provocó una remoción puntual de las partículas en suspensión, en los primeros centímetros del lecho, con corrimiento en el tiempo como consecuencia de las remociones logradas en el sobrelecho. Ésto es, una vez agotada la capacidad de almacenamiento del sobrelecho de gravilla (depósito específico), la remoción de partículas se desarrolló de manera puntual. Ésto se evidenció por el crecimiento exponencial de la pérdida de carga con respecto al tiempo, comportamiento característico de una remoción puntual. La diferencia en lo acelerado del crecimiento de la pérdida de carga entre el filtro F1 (10 cm) y F2 (48 cm) se atribuye al pretratamiento (oxidación). En el tren con preoxidación, el ozono estuvo oxidando la materia en suspensión que genera las pérdidas de carga en el lecho, favoreciendo también una mayor penetración de las partículas suspendidas remanentes, en el lecho de arena. Se alcanzaron corridas de más de cuatro meses con pérdidas de 10 cm para el filtro F1 y 48 cm para el filtro F2 en un lecho de arena de 50 cm de espesor.

5 Color aparente Maduración: Hasta el día 65 el funcionamiento del filtro biológico es bastante inestable (con remociones negativas), no logra concentraciones menores a la norma de agua para consumo humano (NOM 127 SSA1 1994), sino hasta el día 106 (figura 6). Figura 6. Variaciones del color aparente con el tiempo La operación de limpieza (raspado del día 86), no afectó de manera significativa a la calidad del efluente del filtro biológico. Durante esta etapa de inestabilidad el contenido de color en el puerto 1 (2.5 cm) es mayor que en cualquier otro punto, incluso mayor al influente. Después de que el filtro alcanza la estabilidad en la remoción de color (día 65), coincidentemente la calidad monitoreada en el puerto 1 también mejora sensiblemente, constituyendose a partir de esta fecha, en el punto que aporta la mayor remoción. Figura 7 Variaciones del color aparente con la profundidad filtro F1 (con ozono) Figura 8 Variaciones del color aparente con la profundidad filtro F2 (sin ozono)

6 Trabajo: En color aparente, las remociones son mayores para el tren sin ozonación que para el filtro preozonado, puesto que el color influente en el primero es mayor dada la remoción de color que logra la preoxidación Nuevamente se observa una mayor remoción en los primeros 3 centímetros del lecho (Figura 8); el filtro preozonado tiene el mismo tipo de comportamiento aunque con remociones menores y concentraciones remanentes también más bajas (Figura 7). En el efluente sin ozono, el 50 % de las mediciones de color quedan por abajo de la norma y en el restante 50% está cerca de alcanzarla. En el efluente del filtro ozonado el color por lo regular quedó por debajo de la norma correspondiente para agua para consumo humano. El influente solamente ozonado también cumple con la norma en el 50% de las mediciones efectuadas. Recuerdese que la norma considera color verdadero. Turbiedad Maduración: Para este parámetro la estabilidad en la calidad del filtrado se alcanza de manera consistente a partir del día 65 y se mantiene en valores por debajo del que fija la norma de agua para consumo humano (5 UTN). Dado que los valores iniciales son bajos, las remociones alcanzadas también lo son, y el efecto de la profundidad es poco claro, aunque por analogía con el color y la absorbancia, es de esperarse también una mayor remoción en los primeros 3 centímetros de la cama filtrante. Trabajo: Para la columna F2 las remociones en turbiedad son mayores en esta etapa comparada con las etapas anteriores (Figura 9). Las mejores remociones se logran en los días posteriores a la maduración bacteriológica (día 116). A partir del día 106 el efluente del filtro biológico sin preozonación cumple con la norma de calidad para agua potable (5 UTN). Al sólo oxidar con ozono también baja la Figura 9 Comportamiento de la turbiedad con el tiempo turbiedad del agua hasta valores por debajo de la norma. Cuando el agua preoxidada se pasa por el filtro biológico las remociones de turbiedad que se logran en el filtrado son poco estables y con valores prácticamente iguales a los alcanzados en el agua únicamente ozonada. Aún así, prácticamente siempre cumple con el valor límite de la norma. Es característica la fuerte remoción al inicio del lecho (3 cm), más claro en el filtro sin ozonar (Figura 10 y Figura 11).

7 Figura 10 Comportamiento de la turbiedad con la profundidad del lecho filtro F1 (con ozono) Figura 11 Comportamiento de la turbiedad con la profundidad del lecho filtro F2 (sin ozono) Absorbancia a 254 nm Maduración: El comportamiento de la absorbancia en UV (Figura 12), es similar al comentado para el color aparente: hay gran inestabilidad en la calidad del efluente tratado hasta el día 65, a partir de cuando las remociones se conservan con valores positivos. Destaca aquí el nulo efecto que la limpieza en el filtro biológico tuvo sobre la absorbancia a 254 nm leída en las muestras del filtrado. De igual manera que sucedió con el color, las mayores remociones se registran a los 3 cm de lecho (en el sentido del flujo) una vez que el comportamiento de la calidad (absorbancia) en el efluente se estabilizó, aunque el comportamiento es menos claro que el observado para color. Figura 12 Comportamiento de la absorbancia en UV con el tiempo Trabajo: El proceso biológico mostró disminuciones de absorbancia en UV tanto con el agua sin ozono (mayores remociones) como con la preoxidada (Figura 12). Para cuando no hay preoxidación las remociones son mayores, aún cuando en magnitud no se llegan a alcanzar las concentraciones efluentes logradas con la oxidación u oxidación más proceso

8 biológico. Aunque no es marcada, también en el filtro F2 la mayor remoción se logra en los primeros centímetros del lecho. En el caso del F1 hay una remoción gradual con el avance en la profundidad del lecho. Color verdadero Trabajo: De manera global se logran buenas eficiencias de remoción aunque destaca la mayor aportación del ozono en ella. En color real, las remociones del filtro F2 (sin ozono) son pequeñas e inestables, en tanto que en el filtro F1 son prácticamente nulas (ozono más proceso biológico). En este caso, a diferencia de los parámetros anteriores, no hubo una remoción mayor al inicio del lecho, sino que se fue dando a lo largo del mismo. Entre el influente crudo y el oxidado con ozono se observan claras diferencias de remoción. El ozono ataca eficientemente los grupos de las moléculas húmicas que aportan el color (cromóforos), por lo que al proceso biológico le resulta difícil mejorar esa remoción (Rice, 1985). El proceso biológico no fue capaz de alcanzar las concentraciones de color logradas por el ozono. ph Resulta destacable el hecho de que el ph es mayor en el efluente que en el influente, el valor del ph aumenta del orden de 0.5 al final del proceso. En la profundidad del lecho el comportamiento del ph es diferente y consistente: baja en los primeros centímetros para gradualmente ir subiendo conforme avanza en la profundidad del lecho. Esta disminución temprana del ph es una manifestación de la actividad biológica que se lleva a cabo en la superficie del lecho. Carbón Orgánico Disuelto (COD) En la Tabla 2 se presentan los resultados de carbón orgánico disuelto (COD) obtenidos al preozonar el agua cruda de la planta de tratamiento. Al ozonar el agua cruda de la PTAR se obtiene un 15 % de disminución de COD. En el proceso biológico se alcanza un porcentaje de remoción del 33 % y en el sistema combinado filtración lenta-ozonación la eficiencia de remoción obtenida es del 37 % en relación al agua cruda. Por el contrario, el porcentaje de remoción del filtro lento con respecto al agua cruda ya ozonada, alcanza un 26 % de eficiencia. Tabla 2 Eficiencias en la remoción de carbón orgánico disuelto Carbón Orgánico Disuelto Disminución del COD (mg/l) mg/l % Respecto al: Agua cruda Agua cruda ozonada Filtro lento + ozonación Agua cruda Filtro lento Filtro biológico después de ozonación Agua cruda ozonada Coliformes

9 En la evaluación del día 116 de operación de los filtros se obtuvieron remociones considerables tanto en coliformes totales (93-96%) como en coliformes fecales ( %), razón por la cual se decidió empezar a efectuar la preoxidación con ozono. La eficiencia de remoción de coliformes totales al ozonar el agua cruda fue de 92% ( min, flujo de gas 16 L/min, volumen de agua L y dosis de mg ozono/l). En el filtro lento se obtienen eficiencias de remoción promedio del 70%, a excepción de la determinada en el día 207 que aumentó hasta el 99%. Por lo que respecta al sistema combinado proceso biológico y ozonación, se obtuvieron porcentajes de remoción de hasta 99% con respecto al agua cruda. Resumen de resultados Tabla 3 Resumen de resultados Parámetro Ozono + Proceso biológico Ozono Proceso biológico Observaciones Norma* NOM-127-SSA Color aparente Color verdadero Turbiedad Absorbancia en UV Carbón Orgánico Disuelto ph Cumple con la norma para agua potable. Las mayores remociones se dan en los primeros centímetros. Dependiendo de la calidad del influente, no siempre cumple con la norma. Dependiendo de la calidad del influente, no siempre cumple con la norma. Las mayores remociones se dan en los primeros centímetros. Hay remoción aún después de ozonar % de remoción No es claro el efecto de la profundidad del lecho Después de ozonación muy leves remociones. Buenas remociones. Remociones pequeñas No es claro el efecto de la profundidad % de remoción Después de ozonación muy leves remociones Cumple con la norma para agua potable Mayores remociones en los primeros centímetros. Hay remoción Cumple con la norma para agua potable. Estable en 65 días, después del día 106 cumple con la norma para agua potable Mayor remoción en primeros centímetros. Mayores remociones en etapa de trabajo % de remoción % de remoción Después de ozonar mejora la remoción por proceso biológico El proceso Mínimas remociones biológico alcanza similar remoción con y sin ozono % de remoción En los primeros centímetros baja. En el efluente es ligeramente mayor al influente Aumento ligero En los primeros centímetros baja. En el efluente es ligeramente mayor al influente 20 UPtCo 5 UTN CONCLUSIONES

10 La colmatación del filtro, debida a la presencia de materia en suspensión, obligó a la colocación de un prefiltro de gravilla sobre el lecho de arena, que permitió alcanzar corridas de filtración de más de cinco meses. El filtro preozonado mostró menores pérdidas de carga que el filtro sin ozonar. El sobrelecho de gravilla evitó la remoción puntual que se estaba llevando a cabo sobre los primeros milímetros del lecho de arena, sustituyendo ésta por una penetración a lo largo del espesor del sobrelecho. La mayor granulometría provocó un mejor aprovechamiento de la capacidad de almacenamiento del sobrelecho al favorecer el acceso de las partículas suspendidas a los intersticios de dicho estrato (Ellis, Servais, 1994); esto es, se aumentó la capacidad específica real del filtro. La combinación ozono más filtración lenta es entre un 9 y un 15 porciento más eficiente que la sola aplicación de ozono en la remoción de color, turbiedad y material orgánico disuelto que absorbe en el Ultra Violeta. El proceso biológico por si solo se encuentra entre un 8 y un 16 por ciento más abajo que la ozonación, en la remoción de los parámetros antes mencionados. La combinación preozonación filtro lento fue la que mayores remociones alcanzó. Sin embargo, hace falta un estudio de factibilidad económica para justificar la rentabilidad de dicha combinación. REFERENCIAS Aviles Flores, Flores Ordeñana y Gónzalez Herrera (1996). Uso de filtración lenta en arena para resolver problemas de agua potable en pequeñas comunidades. TC Instituto Mexicano de Tecnología del Agua. Collins M.R., Taylor E., Fenstermacher J., and Spanos S.K., (1992). Removing natural organic matter by conventional slow sand filtration. Journal AWWA. May. Ellis KV (1987). Slow sand filtration as a technique for the tertiary treatment of municipal sewage.water Research. IAWPRC. UK. Vol 21 No 4. pp Rice RG (1985) The use of ozone in non conventional treatment techniques for controlling organics in drinking water. Ozone in water treatment applications, operations and technology. AWWA. USA. pp Servais P, Bille G and Bouillop (1994). Biological colonization of granular activate carbon filters in drinking water treatment. Journal of environmental engineering ASCE. Vol 120 No 4. Jul-ago.