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TRATAMIENTO DE OLORES Y SABORES
SABOR Y OLOR EN EL AGUA
Son dos características que nos definen, con otros parámetros, la calidad estética del agua. Generalmente, las quejas más frecuentes de los consumidores, se refieren al “olor y sabor del agua”, que puede considerarse como una mezcla de los sentidos del olfato y gusto. El sabor y olor en el agua de consumo (junto con la turbidez y el color constituye los parámetros que definen la calidad organoléptica del agua), pueden ser originados por distintas causas que pueden encontrarse ya sean en su origen, en su tratamiento o en la propia red de distribución, generalmente las causas están en el origen. Las aguas superficiales pueden deteriorarse por floraciones de algas o por vertidos de desechos industriales o domésticos, las agua subterráneas pueden verse afectadas por distintas sustancias disueltas que desde la superficie van penetrando hacia el interior tales como los nitratos, hierro, manganeso y otras así como otras de naturaleza orgánica. A titulo de ejemplo en la tabla siguiente se muestran algunos de los productos químicos que pueden causar problemas de olor y sabor en el agua.
El agua de consumo que presenta un sabor u olor anormal provoca alarma al consumidor y son las que más quejas originan al asociar estas anomalías con problemas sanitarios y aunque sanitariamente sea apta para el consumo, la Directiva Europea que regula la calidad de las aguas destinadas al consumo humano exige la salubridad y limpieza, por tanto no solo hay que garantizar la calidad sanitaria del agua sino que esta deberá reunir unas condiciones organolépticas adecuadas. Identificar algunas de las sustancias que originan los problemas de olor y sabor son difíciles de llevar a cabo, desde el punto de vista analítico, dado las bajas concentraciones en las que generalmente se encuentran en el agua y ser compuestos orgánicos volátiles. Los equipos e instrumentos analíticos tienen que complementarse con la ayuda de las percepciones humanas respecto al olfato y al gusto, de manera que son necesarias pruebas sensoriales de degustación por un grupo o equipo de unas 4 a 6 personas entrenadas adecuadamente, este grupo de personas constituyen lo que se denomina como panel de degustación. Los componentes del panel de degustación para describir las características que observan al oler y probar un agua emplean una serie de términos conocidos como descriptores. Inspirada en la rueda de gustos y olores utilizada para la cerveza, la International Water Association (IWA) actualizó en el año 2000 una rueda equivalente para el agua, es la rueda de descriptores para el análisis sensorial del agua, En la figura siguiente se muestra la la rueda empleada por la American Water Works Association , y también utilizada por Aguas de Barcelona , la rueda está dividida en sectores y subsectores , en ella se representan los gustos los olores y las sensaciones más importantes.
Los gustos son los cuatro clásicos. Dulce, Salado, Amargo y Acido. Los olores están repartidos entre naturales y químicos y dentro de ellos se recogen los descriptores correspondientes. Las sensaciones se refieren a las impresiones que se perciben al oler y degustar el agua (temperatura, efervescencia, penetrante, etc). Finalmente en la parte periférica de la rueda figuran las sustancias químicas que se asemejan a los descriptores que manejan los componentes del panel de degustación. Análisis del perfil olfato gustativo y del umbral de olor y sabor.- El análisis del perfil se utiliza para determinar y cuantificar los olores y sabores del agua, esta prueba se realiza con los componentes del panel y en cuanto a las intensidades del descriptor encontrado se fijan unos valores de una escala que puede ir de 1 a 10 o de 1 a 12, siendo 1 el valor al cual se empieza a percibir la sustancia o descriptor y los valores finales(10 o 12) para intensidades fuertes del descriptor. El umbral de olor o sabor es la mínima cantidad de una sustancia que puede ser percibida. El número que define el umbral se determina
mediante las veces que ha sido necesario diluir el agua problema con agua
destilada sin olor ni sabor para dejar un apenas perceptible olor. Si a un
volumen V0 de agua objeto del ensayo, se le añade el
volumen mínimo necesario V1 para dejar de percibir el olor, el número umbral N
será:
En los controles sistemáticos del olor y sabor se emplea el índice de dilución que se corresponde con el número de veces que hay que diluir la muestra de agua, con agua libre de olor y sabor, para que no llegue a detectarse prácticamente ni olor ni sabor.
Distintas personas que estén ejerciendo el ensayo, pueden interpretar de
forma distinta el olor y su intensidad, por lo que a estas pruebas hay que
darles un cierto margen de error, debido a las valoraciones de las personas que
formen el panel de probadores.
Son muy numerosas las sustancias que comunican sabores y olores al agua:
el sulfhídrico, SH2, comunica su característico sabor a huevos
podridos, pero es fácilmente eliminado por aireación y oxidación. Algunos
compuestos inorgánicos (iónes metálicos) como Fe++ y Mn++),
originan cierto sabor metálico. Las principales sustancias que comunican
sensaciones desagradables en olor y/o sabor, son compuestos orgánicos, alguno
de ellos en mínimas concentraciones (del orden de mil millonésimas), puede ser
el caso de los olores fenólicos o medicinales, originados por vertidos
industriales a los cauces de agua o por fenómenos bioquímicos entre ciertos
compuestos procedentes de las algas y algunas levaduras y mohos que pueden
encontrarse en la propia red de distribución.
Uno de los principales orígenes del sabor y olor en el agua, es el
producido por el metabolismo de determinados microorganismos, especialmente el
fitoplancton, concretamente determinados tipos de algas, como las algas
verdes-azules, las verdes, las diatomeas y los flagelados.
Algunas especies de algas diatomeas, como la Asterionella y Synedra,
producen sabores y olores especialmente desagradables (concentraciones de 500
Uds./ml.) de Asterionella, comunican ya estos sabores.
A veces, concentraciones muy pequeñas (del orden de 4 o 5
organismos/ml.), como es el caso del flagelado Synedra, son suficientes para
producir un fuerte y desagradable olor a pepino.
Cianoficeas como Anabaena, Aphanizomenon, Microcystis y otras, son
tambien especies responsables de estos olores desagradables.
Otras Algas Verdes (con clorofila A y B) como la Staurastrum, son
igualmente causantes de sabores y olores característicos. Algas como Anabaena, Actinastrom, Chorella, Nostoc, Oscillatoria, pueden producir en el agua sabor y olor a moho, otras algas verdes del genero Cladophora y Hydrodictyon provocan olores a sépticos o a alcantarilla . Algas como Ceratium, Nitella, Synura producen sabores amargos, mientras que otras como Chlamydomonas, Cryptomonas, Clophosphoeria, Euglena, Microcystis producen un cierto sabor dulce.
Finalmente, hay que señalar, que las bacterias actinomicetos, originan
olores a “tierra húmeda” y “mohoso”, (atribuído a metabolitos volátiles
formados durante su desarrollo), ya que poseen dos compuestos, el 2,
metilisoborneol (MIB) y la geosmina (también producida por algunas algas
verdes-azules filamentosas) que han sido aislados como agentes responsables;
trazas de estos productos son suficientes para comunicar también un
desagradable olor a pescado. Son frecuentes los casos en que las quejas sobre el sabor y el olor de un agua( generalmente olor a tierra húmeda) se deben a la Geosmina y al MIB. La Geosmina que desde antiguo se conoce o traduce como "olor a tierra" es el 1,2,7,7-tetrametil-2-norborneol, el MIB es el 2-metilisoborneol, ambos compuestos tienen un umbral de olor muy bajo, del orden de ng/L
Las técnicas para eliminación de olores y sabores que suelen emplearse
son: en primer lugar, un tratamiento con sulfato de cobre en el origen (embalse
o lago), con la intención de evitar el desarrollo de algas, es decir, como
algicida. El tratamiento con sulfato de cobre se puede considerar limitado a una
capa de unos cinco metros desde la superficie, no empleándose dosis mayores de
0,5 p.p.m., que pueden ser tóxicas para algunos peces, a este respecto sería más
apropiado el empleo de compuestos quelatos de cobre. En las propias estaciones de tratamiento, la técnica que en primer lugar se emplea, se basa en la oxidación de las sustancias odoríferas, siendo el método más frecuentemente empleado la cloración, específicamente la cloración hasta conseguir cloro residual libre (proceso de break-point) en precloración, para conseguir una oxidación completa, ya que algunos compuestos clorados intermedios, pueden causar o intensificar los sabores y olores ya existentes, o modificarlos “sabores medicinales”, al formar compuestos organoclorados, de aquí la necesidad de aumentar la dosis de cloro hasta conseguir el break-point para que desaparezcan en la medida de lo posible estos compuestos inicialmente formados. El propio cloro por sí mismo es a veces el origen de las quejas por olor y sabor del agua tratada por parte de los consumidores. La mayor parte de los compuestos orgánicos del agua que causan problemas organolépticos y sanitarios, son compuestos no saturados (por ejemplo los compuestos aromáticos). Los dobles y triples enlaces cuando se suceden en una cadena con separaciones de enlaces simples, existe una "fluidez electrónica" y los electrones pueden circular a lo largo de la cadena. Estas moléculas son moléculas conjugadas (las proteínas son moléculas conjugadas). En estas circunstancias la oxidación tiene por objeto destruir esta "fluidez electrónica" que es "característica de la vida". El cloro además de oxidante tiene el inconveniente (para el caso que aquí nos ocupa de desinfección del agua), de formar compuestos de adición moviendo los dobles y triples enlaces. El dióxido de cloro no se fija en cambio en los dobles enlaces de los núcleos aromáticos, de los compuestos hidroxilo o de las cadenas etilénicas y oxida a las sustancias odoríferas a una velocidad superior a la del cloro y no formando por ejemplo clorofenoles, se emplea en precloración, en sustitución del cloro, cuando las necesidades lo requieren. El permanganato potásico es otro de los oxidantes empleados con frecuencia, especialmente en casos de olores provocados por vertidos industriales y algas.
Otro oxidante empleado en el control del sabor y olor es el ozono. Se
consiguen resultados satisfactorios con dosis máximas de 2 gr./m3.
Hay que tener presente que cuando se presentan estos problemas de olor y
sabor hay que potenciar el proceso convencional de coagulación-floculación,
sedimentación y filtración (aún cuando la turbidez y color sean mínimos,
turbidez <2, color <15) ya que los grandes flóculos eliminan también
sustancias odoríferas del agua, por adsorción.
Como técnica más ampliamente aceptada y aplicada en la eliminación de
estos problemas de olor y sabor está el empleo del carbón activo, ya sea aplicándolo
en forma de polvo, antes de la coagulación o en cualquier caso, antes de la
filtración o en forma granular,
como medio filtrante en el proceso de tratamiento del agua.
El uso del carbón activado se basa fundamentalmente en sus propiedades
de adsorción (también las catalíticas) dada su gran superficie y distribución
de poros, reteniendo y eliminando del agua, principalmente, compuestos orgánicos,
no sólo los productores de olores y sabores, sino otras sustancias y
contaminantes presentes en el agua y perjudiciales para la salud.
El carbón activado se prepara a partir de distintos materiales
(principalmente a partir de lignitos, cáscaras de semillas, turbas, etc.) y
posteriormente es procesado para mejorar las propiedades de adsorción. El empleo del carbón, tanto en el tratamiento de agua como en aplicaciones farmaceúticas de destoxificación data de hace muchos siglos. Olores y sabores en la red de distribución
Los olores y sabores pueden originarse en la propia red de distribución
y suelen ser menos conocidos y más difícil de adjudicar la causa que los
origina, que los procedentes de las propias fuentes de captación, otra característica
es su menor concentración para producir una más intensa percepción.
Los principales responsables de los sabores a moho y terroso, suelen ser
los actinomicetos, levaduras y hongos, siendo en muchos casos el tricloroanisol
la molécula responsable de estos problemas.
Cuando las concentraciones en cloro residual son menores de 0,1 mg/l., si
es cloro libre, o 0,50 mg/l., si son cloraminas, pueden predominar los sabores a
moho o tierra húmeda, si los valores del cloro residual son mayores, pueden
llegar a enmascarar y disminuir la percepción de estos sabores, entre otras
causas por la inhibición de la actividad biológica de los actinomicetos y
levaduras.
Por supuesto, que muchas quejas de los consumidores por los malos sabores
del agua, como se ha expuesto en párrafos anteriores, pueden estar asociados a
la presencia de metabolitos de las algas (MIB y geosmina) que llegan a atravesar
las instalaciones de las plantas de tratamiento, llegando así a la red, pero en
cambio son bastantes los episodios de olores y sabores cuyo origen es más
desconocido, alguna de estas causas han sido puestas en evidencia en diversos
estudios que han revelado que algunos de estos sabores se deben a la presencia
de haloanisoles, concretamente tricloroanisoles, en el agua de la red, estos
haloanisoles provienen de la biotransformación de los halofenoles por medio de
hongos y levaduras de los actinomicetos (es decir, hay una metilación de los
clorofenoles a cloroanisoles).
A este respecto, se puede señalar los ensayos y estudios realizados en una red piloto instalada en la ciudad francesa de Mont-Valerien para estudiar los sabores a moho, ligados a la transformación de los triclorofenoles en tricloroanisoles, para lo cual a la red piloto alimentada con agua de la red, se le incorporó 2.3.6 y 2.4.6 triclorofenol, comprobándose que una semana después se detectaban sabores a moho ligados a concentraciones medidas de triclorofenol del orden de mg./l., como consecuencia de la intervención de las levaduras que transformaron el triclorofenol en tricloroanisol. En este mismo trabajo, se han estudiado los parámetros que más influyen en la formación de los tricloroanisoles, favoreciendo la aparición de estos sabores desagradables en la red, concluyéndose según los ensayos de laboratorios y la red-piloto que: 1) La producción de estos tricloroanisoles está directamente ligada a la concentración de levaduras; 2) El aumento de temperatura, al aumentar la actividad de los microorganismos, aumenta la formación de tricloroanisol (al pasar de 15º C a 25º C los sabores se incrementaron tres veces más; 3) La concentración en precursores (en este caso triclorofenol) no parece influir mucho en la velocidad de transformación de la bio-metilación y 4) La recloración de la red detuvo el aumento de los sabores a moho del agua, al inhibir las levaduras del agua, (no tanto las levaduras fijadas en las paredes o biofilm de las conducciones). (ENLACES OLOR Y SABOR) El análisis organoléptico del agua de consumo humano utilizando microsensores.Articulo publicado en Tecnoaqua. El sabor del agua: un cambio bottom-up se acerca. Articulo publicado en Tecnoaqua.
El conocimiento sobre gustos y olores del agua crece exponencialmente.
Crónica del Décimo Congreso Off-Flavours de la IWA Publicado en TECNOAQUA
Noviembre- Dciembre 2013 ¿A qué huele el agua? Un asunto de I+D+i. Articulo de Pablo Gomez, publicado en LA RAZON .es Problemas en la calidad estética del agua : Publicación de Water Quality Research Council, en inglés, con unas breves descripciones de parámetros como la turbidez, color, sabor y olor y tratamientos para su eliminación. Aproximación para reducir los problemas de olor y sabor en el agua : Articulo del Department of Plant Biology of Arizona, exponiendo los problemas de olor y sabor que se presentan en el agua de la ciudad de Phoenix, asi como los estudios llevados a cabo para identificar las causas del olor y sabor, generalmente sabor y olor terroso y a moho. Describe tambien las pruebas realizadas , sin mucho exito, empleando citral para paliar o enmascarar los problemas de olor y sabor asociados al MIB y geosmina. De la s 40 especies de algas identificadas en sus aguas, tres eran productoras de MIB y/o geosmina. Exponen por otra parte el empleo de un panel de personas para correlacionar sus apreciaciones del perfil de sabor, con los datos de análisis por cromatografía de gases y espectroscopía de masas, resultando correlaciones bastante fiables. Articulos diversos sobre olor y sabor en el agua potable : 41artículos publicados en la Revista Water Science and Technology de la IWA. Todos ellos dedicados a los problemas de olores y sabores en al agua potable. Recogidos en el volumen 40 , nº 6 de esta revista, en inglés y formato pdf. Como ejemplo de estos 41 artículos se pueden reseñar el titulo, en español ,de 12 de ellos: - El olor y sabor en el agua potable en el cambio de milenio : Tras la geosmina y MIB - Casos resueltos y no resueltos de episodios de sabores y olores en Francia. - Indice de calidad estética en el abastecimiento de agua de Barcelona. - Método simplificado para determinar la dosis de carbón en polvo, requerida para la eliminación de metilisoborneol (MIB). - Problemas de sabor asociados con especies con especies planktonicas de Pseudamabaena. -Avances en los procesos de tratamiento para solucionar los problemas de sabores en el agua potable. - Estudio del origen de sabor a moho en los abastecimientos de agua potable. - Efecto del metabolíto cianobacterial, geosmina, en el crecimiento de las algas verdes. - Estudio de los posibles orígenes de los episodios de sabor y olor a cloro en la red de distribución. - Identificación de compuestos causantes de sabor a madera y heno en un abastecimiento de agua. - Factores que afectan la estabilidad y comportamiento de los olores a hierba en el agua potable. - Caracterización de la Oscillatoria F.Granulata en la producción de MIB y Geosmina. Taste and odor : Publicación de J.Hou y Blake Clancy, en inglés, en la página de Water Treatment Primer , Virginia , USA, donde tras una breve introducción sobre los de olores y sabores en el agua , pasan a exponer los problemas ocasionados por las algas , con algunas imágenes y técnicas de tratamiento. Otra publicación de la misma página, por A.Dalecky y Sharon Swet, con contenidos en parte similares al anterior , incluyendo métodos de medición , se puede consultar en. Taste and Odor Control. Taste and Odor (T&O) . ¿Que causa los problemas de olor y sabor en el agua?. Página de Highline Water District. El estado de la cuestión de los olores y sabores en aguas. Crónica del Sixth IWA Symposium on Off-Flavours in the Acuatic Environment. Barcelona, Octubre 2002. Artículo de Ricardo Devesa y Cristina Fabrellas. Area de Química. Aguas de Barcelona.Por Rosa María Ramírez Zamora y Antonio Durán Pilotzi Taste and odor control . Publicación de Zane Satterfield, P. E., The National Environmental Services Center at West Virginia University. Efectividad de una estación de tratamiento de agua potable con filtros de arena o carbón activo ante el fitoplancton causante de olores y sabores en el agua potable. Articulo de José Luis Sánchez López, publicado en la Revista de Obras Públicas Aesthetic issues for drinking water. Articulo, en ingles de Andrea M Dietrich. Publicado en IWA Publishing 2006 Journal of Water and Health | 2006 . Evergreen Lake - Autumn, 2004 . 
Treatment Process Performance Evaluation and Investigation of Taste and Odor Problems . submitted to City of Greenville, Illinois.July, 2003
Las algas están en todos los medios acuáticos naturales, especialmente donde hay luz solar. Se han descubierto más de 30.000 variedades y pueden sobrevivir en condiciones extremas desde en los glaciares de las montañas hasta en los manantiales de agua a altas temperatura y elevadas salinidades. Las aguas dulces constituyen un buen habitat para el crecimiento y proliferación de algas, especialmente si en estas aguas hay los suficientes nutrientes, como son los fosfatos, nitratos y materia orgánica, a este respecto las aguas se pueden clasificar en : Aguas oligotróficas : Pobres en sales nutritivas, ricas en oxigeno y de pH neutro o alcalino, las algas son escasas en estas aguas, siendo las diatomeas y crisofíceas las especies más abundantes. Aguas distróficas : Pobres en sales nutritivas, poco oxigenadas, generalmente con pH ácido, suelen ser las aguas de turberas, con muy escasas especies de algas. Aguas eutróficas : Ricas en nutrientes y sales, tanto neutras como alcalinas y alcalinotérreas, abundan distintas especies de algas tales como las diatomeas, clorofítas, cianofítas y euglenofíceas. El aumento de nutrientes en las aguas o eutrofización, favorece el crecimiento del algas. Cuando estas algas y otras plantas acuáticas mueren, se depositan en el fondo de los ríos, lagos y embalses, aportando materia orgánica al descomponerse y consumiendo el oxigeno disuelto. No solo los nutrientes favorecen la proliferación de algas, otras circunstancias como la temperatura y la luminosidad son de gran importancia en este crecimiento. La variedad de algas de agua dulce es muy amplia, algunas de ellas generan sustancias que comunican sabores y olores desagradables al agua, otras incluso generan sustancias tóxicas, como puede ocurrir con las algas verde-azules o cianofíceas, que pueden originar dos tipos de sustancias tóxicas, la anatoxina (neurotóxica) y la microcystina (hepatóxica), que es producida por la Micricystis aeruginosa. No todas las cianofíceas son tóxicas, algunas incluso son útiles en la producción de arroz ( por ejemplo en China), es decir, son utilizadas como biofertilizantes, al ser una fuente de nitrógeno, ya que pueden fijar el nitrógeno del aire. Las algas cianofíceas, además de poder fijar el nitrógeno atmosférico, pueden utilizar el dióxido de carbono en la fotosíntesis, en condiciones muy adversas y hasta pueden utilizar los bicarbonatos como fuente de carbono. Las algas forman grandes masas formadas por millones de ellas, esto lo apreciamos cuando vemos las superficies de lagos y estanques. A pesar de los problemas que pueden causar al agua, la ausencia de ellas en esta privarían al agua de vida, a veces cuando la cantidad o densidad de algas es muy elevada, no solo originan lo que se conocen como floraciones de algas sino que pueden comunicar al agua características desagradables y hasta toxicas. Algunas especies pueden producir neurotoxinas pudiendo llegar a ser graves los problemas para la salud si se ingieren con el agua. Las algas más frecuentes de las floraciones son las planctónicas, florecen en aguas ricas en nutrientes. LAMINAS DE ALGAS EN COLOR (Fuente: "Standard Methods" For the Examination of Water and Wastewater
Russell G. Rhodes Department of Biology Southwest Missouri State University
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Phytoplankton Image Library : Página de Cedar Eden Environmental, LLC con fotomicrografias de Michael R.Martin's con diferentes géneros de algas y zooplankton. ATLAS DE ORGANISMOS PLANCTÓNICOS EN LOS HUMEDALES DE ANDALUCÍA Algas diatomeas. Página de Indiana University. http://www.indiana.edu/~diatom/diatom.html Colección de algas. Página de la University of Texas at Austin. Cianofíceas Las algas "verde-azules" es el término comunmente empleado para las cianobacterias (en griego, "bacterias azules"), prosperan en un clima cálido y en agua estancada, y a pesar del nombre también pueden ser de color rojizo o verde brillante.Hay varias especies diferentes de algas verde-azules. Las algas verde-azules pueden existir como organismos unicelulares, vivir en colonias o formar filamentos, Algunas especies de algas verde-azules son tóxicas, mientras que otras son inofensivas. Una de las especies inofensivas de algas verdes-azules es la espirulina. Las especies tóxicas de algas verde-azules son Anabaena, Microcystis, Oscillatoria y Aphanizomenon. Las floraciones de cianobacterias se componen de células diminutas. Estas células pueden albergar varias "cianotoxinas" o "toxinas de cianobacterias". Cuando las células se rompen, las toxinas se liberan en el agua y pueden ser perjudiciales para los seres humanos y animales Cuando las algas verde-azules se extienden, gracias a condiciones climáticas óptimas, pueden convertir el agua en un color verdoso, azulado, rojizo o marrón y crear una película espumosa en la superficie. Las algas verde-azules en floración a menudo harán que el cuerpo circundante de agua huela como hierba o como basura (en el caso de floraciones viejas), aunque la falta de olor no significa que las algas florecientes no sean peligrosas. Las floraciones de cianobacterias se componen de células diminutas. Estas células pueden albergar varias "cianotoxinas" o "toxinas de cianobacterias". Cuando las células se rompen, las toxinas se liberan en el agua y pueden ser perjudiciales para los seres humanos y animales. Las floraciones de cianobacterias representan un problema ecológico, producen aumento del costo de tratamiento de agua potable, riesgos para la salud pública por exposición directa o prolongada a productos del metabolismo de estas algas :las toxinas. Uno de los factores que hacen que las cianobacterias predominen sobre otros grupos fitoplanctónicos (microalgas) es su capacidad de asimilar nutrientes (N y P) del medio. Se han detectado mas de 70 variantes estructurales de microcistinas, siendo la más común la microcistina-LR (Metcalf y Cood, 2004). Es una hepatotoxina potente, afecta principalmente a las células del hígado. La presencia de algas y cianobacterias en el agua que entra a una planta de tratamiento suele ocasionar problemas en varias etapas de tratamiento, tales como: dificultad de coagulación y floculación, baja eficiencia de sedimentación, colmatación de filtros y necesidad de aumentar y cambiar los productos de desinfección. Las algas en general y las cianobacterias son potenciales precursores de trihalometanos, paarticularmente cuando ocurren floraciones. Generalmente y en las condiciones más favorables, los procesos convencionales de tratamiento de agua, puede eliminar las células de cianobacterias, sin producir lisis celular y por tanto sin liberar toxinas al agua tratada al final del tratamiento, pero solo tratamientos avanzados, como la adsorción por carbón activado en polvo o granular, filtración por membranas y desinfecciones especiales, pueden llegar a eliminar las toxinas. Algunas algas verde-azuladas producen toxinas que puedan constituir un riesgo para la salud de personas y animales cuando están expuestos a ellos en cantidades suficientemente grandes. Efectos sobre la salud pueden ocurrir cuando espumas superficiales o agua que contienen altos niveles de toxinas de algas azul-verdes se tragan, a través del contacto con la piel o cuando las gotitas transportadas por el aire que contienen toxinas se inhalan al nadar, bañarse o ducharse.
Efectos indeseados de las algas y las cianobacterias en aguas dulces Los embalses o reservorios de agua utilizados para el suministro de agua para consumo humano o animal, con alto contenido en nutrientes, presentan condiciones propicias para que algas y cianobacterias crezcan con consecuencias graves, creando proliferaciones o blooms indeseadas y entre otras circunstancias porque en el fitoplancton debido a las cianobacterias se da la presencia de toxinas (cianotoxinas).Hay dos tipos de cianotoxinas: neurotoxinas (alcaloides) y hepatotoxinas (péptidos). Las cianotoxinas más frecuentes son las producidas por el género Microcystis, las microcistinas. La presencia y proliferación de estas cianotoxinas se ven favorecidas por las altas temperaturas, las aguas tranquilas y la alta luminosidad , junto con la presencia de nitrógeno y fósforo, el consumo de esta agua puede llegar a producir muertes por la toxicidad de estas cianobacterias. Son muchos lo casos que se han dado a lo largo del mundo. Por ejemplo el fallecimiento de numerosos pacientes sometidos a diálisis en Brasil, o el caso que se dio en La Estanca de Alcañiz (Teruel), que abstecía de agua a varios pueblos de la zona. Los ambientes de riesgos son particularmente todos los embalses o reservorios de agua con alto contenido en nutrientes, utilizados en suministro de agua para consumo humano o ganado. A continuación se detalla un muestreo de casos publicados que explican la importancia que pueden tener las intoxicaciones agudas de seres humanos con cianobacterias: Casos atribuidos a cianotoxinas en agua de bebida 1931: EEUU: Un florecimiento masivo de microcystis en los ríos de Ohio y Potomac afectó entre 5.000 y 8.000 personas que consumieron agua potable procedente de estos ríos. El tratamiento del agua potable mediante precipitación, filtración y cloración no fue suficiente para eliminar las toxinas (Tisdale, 1931). 1968: Schwimmer y Schwimmer (1968) recopilaron numerosos casos de enfermedad gastrointestinal luego de la exposición a la presencia masiva de cianobacterias. 1975: En Washington DC, el florecimiento de cianobacterias en un reservorio de agua potable produjo un ataque endotóxico a 23 pacientes de diálisis (Hindman y otros, 1975). 1979: Australia: En Palm Island, el tratamiento con sulfato de cobre de un reservorio de agua potable que presentaba un florecimiento de Cylindrospermopsis raciborskii produjo la liberación de toxinas de células en el agua, lo cual enfermó gravemente (incluida hospitalización) a 141 personas que se abastecieron de este reservorio (Falconer, 1993,1994). 1981: Australia: En la ciudad de Armidale, los niveles de enzimas hepáticas fueron elevados en la sangre de la población abastecida de agua superficial contaminada con Microcystis spp (Falconer y otros, 1983). 1985: EEUU: Carmichael (1994) reunió estudios de casos sobre: náuseas, vómitos, diarrea, fiebre, infecciones al ojo, oído y garganta luego de la exposición a la presencia masiva de cianobacterias. 1993: China: La incidencia de cáncer de hígado está claramente relacionada con fuentes de agua y es considerablemente mayor en poblaciones que usan aguas superficiales infestadas con cianobacterias que en las que beben aguas subterráneas (Yu, 1995). 1993: Australia: Falconer (1994) estimó que, debido al florecimiento de cianobacterias tóxicas, anualmente se pierden 600.000 jornales en la obtención del agua. 1994: Suecia, cerca de Malmö: El uso ilegal de aguas no tratadas de un río en una fábrica azucarera conllevó a una conexión cruzada accidental con el suministro de agua potable durante un número indeterminado de horas. El agua del río estaba densamente poblada con Planktothrix agardhii y las muestras tomadas poco antes y después del incidente mostraron que estas cianobacterias contenían microcistinas. De los 304 habitantes del pueblo, 121 personas (así como algunos perros y gatos) experimentaron vómitos, diarrea, calambres musculares y náuseas (Cronberg y otros, 1997). Casos atribuidos a cianotoxinas en aguas recreativas 1959: Saskatchewan: A pesar de la muerte de ganado y las advertencias sobre su uso recreativo, varias personas se bañaron en un lago infestado de cianobacterias. Trece personas enfermaron (dolores de cabeza, náuseas, dolores musculares y diarreas con dolor). En el excremento de un paciente –un médico que ingirió accidentalmente 300 ml de agua– se identificó claramente varias células de Microcystis spp. y algunas tricomas de Anabaena circinalis (Dillenberg y Dehnel, 1960). 1989: Reino Unido: Diez de veinte soldados enfermaron luego de nadar y practicar canotaje en aguas con un fuerte florecimiento de Microcystis spp.; Dos de ellos desarrollaron una neumonía severa atribuida a la inhalación de la toxina Microcystis y tuvieron que ser hospitalizados e ingresar en la unidad de cuidados intensivos (Turner y otros, 1990). Las habilidades de natación y la cantidad de agua ingerida parecen estar relacionadas con la gravedad de la enfermedad. 1995: Australia: La evidencia epidemiológica acerca de los efectos adversos sobre la salud luego del contacto con aguas recreativas obtenida de un estudio prospectivo con 852 personas, mostró una elevada incidencia de diarreas, vómitos, síntomas de gripe, erupciones en la piel, úlceras en la boca, fiebre, irritación de ojos u oídos después de 2 a 7 días de la exposición (Pilotto y otros, 1997). Los síntomas aumentaron significativamente según la duración del contacto con el agua y densidad de células cianobacterianas, pero no estuvieron relacionados con el contenido de cianobacterias conocidas. Casos relacionados con otras vías de exposición 1996: Caruaru (Brasil): De un total de 130 pacientes expuestos a microcistinas a través del agua usada para diálisis murieron 56. Al menos 44 de estas víctimas mostraban los típicos síntomas relacionados con microcistinas, actualmente denominados ‘Síndrome de Caruaru’ y el contenido de microcistinas en el hígado correspondía al de animales de laboratorio que habían recibido una dosis letal de microcistina (Carmichael, 1996). En el 2014, los ciudadanos de Toledo, Ohio fueron advertidos de no beber agua del grifo, ya que se encontró que contenía niveles significativamente elevados de microcistinas, probablemente causado por la proliferación de algas en el lago Erie. Las microcistinas son toxinas neurológicas producidas por las cianobacterias del agua dulce, que pueden causar fiebre, dolores de cabeza, vómitos y convulsiones. En el 2015, el lago Erie fue asolado de nuevo por la proliferación de algas tóxicas, que se alimentan de fósforo del excremento, aguas residuales y los residuos de fertilizantes que entran en el lago. Otros lagos afectados en Ohio incluyen al Buckeye Lake y Grand Lake St. Marys, y los habitantes fueron advertidos de no nadar en este último. La reciente investigación sugiere que muchos de los lagos del mundo están en riesgo debido a los residuos de fertilizantes que provienen de granjas, que alimenta a las dañinas algas verde-azul (cianobacterias). Una vez que esta alga está establecida, es más difícil de eliminar de lo que se pensaba anteriormente. De acuerdo con los investigadores, la solución es controlar mejor el uso del suelo que abordar la escorrentía de fertilizantes. También, se recomienda disminuir drásticamente el uso de fertilizantes. La cianotoxina microcistina La presencia de cianotoxinas se está convirtiendo en un problema acuciante, debido a la imparable eutrofización de los acuíferos. Una de las cepas más virulenta de las cianobacterias es Microcystis aeruginosa, que produce las hepatotoxinas más abundantes, las microcistinas. Las toxinas producidas son fundamentalmente hepatotóxicas y neurotóxicas. La Organización Mundial de la Salud recomendó hace ya muchos años unos niveles máximos de microcistina en aguas de boca de 1 μg/l, cifra que recoge la legislación española en el Real Decreto 140/2003, aunque la obligatoriedad de determinar microcistina se restringe a aguas emergentes de depuradoras, con sospecha de eutrofización en su origen. La estructura molecular de la microcistina es la siguiente:
Las microcistinas están constituidas por aminoácidos proteicos y no proteicos,. Se conocen más de 70 variantes de microcistina diferentes, las más estudiadas son MC-LR, MC-RR, MC-YR, de las cuales la más abundante es la microcistina LR Las microcistinas se pueden clasificar en 3 grupos de diferente nivel de toxicidad (muy elevada, elevada y moderada), estando la MC-LR en el grupo de toxicidad muy elevada. En el 2014, los ciudadanos de Toledo, Ohio fueron advertidos de no beber agua del En el 2014, los ciudadanos de Toledo, Ohio fueron advertidos de no beber agua del grifo, ya que se encontró que contenía niveles significativamente elevados de
Bloom de algas cianoficeas
Anabaena flos-aqua ( Pag. Cyanosite)Algas verdes (cianobacterias) y sus toxinas : Página en inglés de Healthy Environments y Consumer Safety Branch oof health Canada. Algas perjudiciales. Página de NSF y NOAA con descripciones de blooms de algas perjudiciales. Detección de cianobacteria y sus toxinas : Una revisión. Articulo de Roset J, Aguayo S, Muñoz MJ, Centro de Investigación en Sanidad Animal (CISA-INIA), 28150 Valdeolmos (Madrid).Publicado por Rev. Toxicol. (2001) 18: 65-71 IMPORTANCIA DE LAS CIANOBACTERIAS COMO FACTOR DE TOXICIDAD EN LAS AGUAS CONTINENTALES.Articulo de Lino Pizzolon, Laboratorio de Ecología Acuática. Facultad de Ciencias Naturales. Universidad Nacional de la Patagonia. 9200 Esquel (Chubut). Argentina.Spectrofluorometro en la monitorización de cianobacterias.The example of lake Bourget. National Institute of Agronomic Research. Thonon . France Las cianobacterias en las masas de agua españolas: desarrollo de herramientas modernas para asegurar el agua potable. . Publicado por José Aguado Alonso el 2 Febrero, 2011 en el blogs madri+d de la página madrimasd.org NUEVOS RIESGOS PARA EL AGUA POTABLE: MICROCISTINA. Mejora de la calidad del agua de consumo por eliminación de toxinas.Recogido en http://portal.aragon.es Alga toxica. .El eucalipto, aliado del Umia en la lucha contra la cianobacteria. La presa de Caldas de Reis recibirá en un año 60 toneladas de corteza. Cristina Barral .pontevedra / la voz 12/7/2011. Cianobacterias en los embalses españoles. Articulo de Caridad de Hoyos Alonso. Centro de Estudios Hidrográficos. CEDEX.
Biosensor
óptico para analizar en aguas dulces las microcistinas. Articulo recogido
por sinc Investigadores de la Universidad Complutense de Madrid han desarrollado un biosensor óptico para analizar en aguas dulces las microcistinas, unas toxinas que producen las cianobacterias. El estudio se publica en la revista Biosensors & Bioelectronics. Publicaciones y noticias sobre cianobacteias en la páqgina de Agencia Sinc. Toxina afecta consumo de agua de 500 mil residentes en Ohio, EE.UU. Noticia de Prensa Latina. Agencia Informativa Latinoamericana. Washington 2 -8-2014. Effect of Ozonation on the Removal of Cyanobacterial Toxins during Drinking Water Treatment. Stefan J. Hoeger, Daniel R. Dietrich, and Bettina C. Hitzfeld Environmental Toxicology, University of Konstanz, Konstanz, Germany Blue-Green Algae Treatment Challenges: A large, Small and House Hold Drinkjing Water Perspective. Walkerton Clean Water Centre. Victoria (Tory) Colling, Xiaohui Jin, Souleymane Ndiongue Publicaciones y noticias sobre cianobacteias en la páqgina de Agencia Sinc Cianobacterias esenciales en la historia y el futuro del planeta . Expertos internacionales consideran que estos microorganismos no están suficientemente explorados en las CanariasEl Pais – SOCIEDAD . SOFÍA MENÉNDEZ .Fuenteventura 3 ABR 2010 - 19:12 CEST El CARBON ACTIVO EN EL TRATAMIENTO DEL AGUA
GRANOS DE CARBON ACTIVO ESTRUCTURA EN PLACAS GRAFITICAS DEL CARBON ACTIVO
INTRODUCCION
El empleo del carbón vegetal como medio adsorbente empleado con propósitos medicinales, data de hace siglos. En el siglo XVIII, Sheele reconoce las propiedades de adsorción del carbón en experimentos con gases. Hoy día está muy extendido su empleo, tanto para eliminar contaminante del agua como del aire; en el agua se emplea cada vez más para eliminar compuestos orgánicos que comunican color, olor y sabor desagradables. Las propiedades de adsorción del carbón se deben a su elevada porosidad, que le proporciona una gran superficie.
Fotografia poros carbón activo Para la preparación del carbón activo, se suele partir generalmente de carbones vegetales, de madera, de cáscara de coco, lignitos y turba. El proceso seguido para la activación comprende una deshidratación, carbonización y activación; las dos primeras son realizadas calentando lentamente el carbón fuera del contacto del aire y posteriormente a este material, cuyos poros son muy pequeños, se le somete a la acción de un agente oxidante o una mezcla de gases y vapor de agua a una temperatura entre 800ºC y 1.000º C, con lo cual se aumenta el tamaño del poro, obteniendo una amplia gama de poros que le hacen útil para una gran diversidad de aplicaciones específicas. El carbón activado se puede producir en polvo o en grano y tiene una estructura formada por placas grafíticas. Las altas temperaturas, la atmosfera especial del horno y el vapor que se suministra en la preparación del carbón activado es la que hace "activar" y dejar la actividad típica del carbón activado. Son las altas temperaturas (1,800-2,000oF = 982-1,093oC), la atmósfera especial del horno y la inyección de vapor del proceso de fabricación del carbón activado lo que “activa” y crea la porosidad, dejando mayormente una “esponja” de esqueleto de carbón. Los poros varían en tamaño desde “microporos” de <20 angstroms y “mesoporos” de 20- 100 angstroms, hasta “macroporos” de >100 angstroms en un rango de hasta más de 100,000 angstroms. El tamaño del carbón activo se suele expresar por los tamaños de malla, así por ejemplo un tamaño 12 x 30 quiere decir que el 90 % del carbón es mayor que la malla # 30 y menor que una malla # 12, admitiendose que un 5 % puede ser mayor que una malla 12 y un 5 % más pequeño que una malla 30. La diferencia entre los distintos tipos de carbón, en general, se debe precisamente a la estructura o disposición de sus átomos, que están formando las placas grafíticas con orientaciones tales que dejan entre ellas espacios que son lo que conocemos como poros y que en definitiva proporcionan una gran superficie al carbón activado y es debido al desequilibrio de fuerzas en la superficie de estas placas, a lo que el carbón activo debe su poder adsorbente, estas fuerzas son conocidas como fuerzas de London (un tipo de fuerza de Van der Waals). Los poros según su tamaño, pueden ser considerados como poros de transporte, los de mayor tamaño y poros de adsorción, los de menor tamaño.
Después de la activación , en algunos casos , el carbón puede ser
tratado para producir unas cualidades químicas específicas en su superficie,
por ejemplo un tratamiento en medio ácido produce un carbón muy apropiado para
adsorber metales pesados , pero en cambio
no apropiado para la adsorción de compuestos orgánicos clorados. El
tratamiento, por el contrario, en medio alcalino produce un carbón con características
diferentes. El carbón activo tiene una gran variedad de tamaños de poros y estos se clasifican en poros de transporte y poros de adsorción.
Los poros de transporte se comportan como caminos por los que circulan
las moléculas del absorbato o contaminante, hasta que son retenidos por los
poros de adsorción.
Una clasificación según el tamaño de los poros es la que establece
tres tipos según el diámetro de estos, microporos, con diámetros menores de 2
nm, mesoporos, los de diámetro entre 2 y 50 nm y macroporos, de diámetro mayor
a 50 nm.
La pequeña dimensión de los poros y su elevado número en el carbón
activo, producen una gran superficie interna, del orden de 800 a 2000 m2
por gramo de carbón, según la calidad de éste. En el tratamiento del agua el
carbón suele tener una superficie de 900 a 1100 m2/gr.
Diferentes grados y tipos de carbón activado presentan diferentes
capacidades para adsorber un mismo contaminante. Un carbón activado no suele ser
optimo para todas las aplicaciones, así por ejemplo el de madera es muy
macroporoso y suele emplearse en la eliminación de moléculas grandes que suelen
producir En el empleo de carbón activo en grano es de gran importancia la dureza o resistencia a la abrasión ya que en durante el manejo de este carbón se pueden producir erosiones que lo rompen disminuyendo su tamaño, las propias operaciones de reactivación pueden provocar igualmente erosiones. Adsorción
Es un proceso físico, mediante el cual, pequeñas partículas o moléculas
(adsorbato), son atraídas y adheridas a la superficie de otra sustancia de
mayor tamaño (adsorbente).
La cantidad de sustancias adsorbidas y la velocidad de adsorción depende
de varios factores como son la superficie expuesta a las partículas a adsorber,
la concentración de estas partículas o contaminante, la temperatura y el pH
del líquido.
El fenómeno de la adsorción tiene lugar por la interacción,
principalmente atribuida a fuerzas de Van der Waals, entre la superficie del
adsorbente y las moléculas de la sustancia contaminante presente en el gas o en
el líquido.
En la adsorción hay que destacar dos factores: 1) Intensidad de adsorción
y 2) Capacidad de adsorción.
La intensidad de adsorción es la fuerza con la que la sustancia
adsorbida es fijada sobre el adsorbente, así una sustancia que ha sido
adsorbida por carbón activo puede ser desplazada por otra que tenga una
intensidad de adsorción mayor. En principio, la intensidad de adsorción es
función inversa de la solubilidad. La capacidad de adsorción es la
cantidad máxima de producto que el adsorbente puede fijar para unas
determinadas condiciones de temperatura, concentración, pH, etc. Esta capacidad
suele expresarse en gramos de sustancia adsorbida por gramo de adsorbente.
La situación de equilibrio entre la sustancia adsorbida y su
concentración final en la solución, está relacionada por la ecuación isotérmica
empírica de Freundlich, expresada por: X / M = K . Ce1/n , que en escala logarítmica es una recta :
log X/M
= log K + 1/n log Ce
X : Cantidad
adsorbida de la impureza (mg/l) (Diferencia entra la concentración. inicial y
la final de equilibrio. M
:
Cantidad de carbón activado(adsorbente) (g / l) Ce : Concentración en equilibrio del soluto o contaminante (mg./l) .Diferencia de conc. inicial Ci y final Cf K,
n : Constantes para una temperatura y presión dadas,
del conjunto adsorbente-adsorbato.
En la recta representativa de la ecuación de Freundlich, la constante K,
ordenada en el origen y 1/n, pendiente, nos marcan la eficacia del carbón
activo en relación con el contaminante y la solución de éste que estamos
ensayando. El ensayo práctico consiste en mezclar la muestra que contenga el compuesto a adsorber en diversos frascos o vasos con las diferentes dosis de carbón y después de un tiempo suficiente de agitación, hasta conseguir el equilibrio de adsorción (puede ser del orden de cuatro ó cinco horas), se filtra una porción y se mide en el filtrado la concentración final Cf del compuesto que se está tratando de adsorber.
Los resultados de cada ensayo son llevados a papel logarítmico, en
ordenadas la capacidad de adsorción del carbón
en mg./g.( o en otra cualquier unidad, por ejemplo g./100 gramos) y en abcisas la concentración final de equilibrio en mg./l.,
obteniéndose finalmente la recta representativa de estos puntos o ensayos,
conocida como isoterma para ese contaminante y ese carbón, bajo determinadas
condiciones . Como valor usado a efectos de comparación se ha acordado la
capacidad en mg./g. de carbón (en el eje Y) que corresponde a un valor en la
concentración de 1 mg./l. (en el eje X). Si al construir la isoterma no se
cruza el punto de mg./l., se prolonga artificialmente la línea.
Estructura de la isoterma de Freunlich En los dos siguientes gráficos se muestran las isotermas de adsorción de un determinado carbón respecto al benceno, a diferentes concentraciones, en primer el caso manteniendo constante la presión y temperatura y en el segundo a distintas temperaturas:
La isoterma de Freundlich es bastante
limitada, ya que se comporta bien en cuanto a determinar la capacidad de adsorción
de un carbón, si la concentración inicial del contaminante es elevada. Al no
darse estas elevadas concentraciones en
las aguas naturales, estas pruebas no serían muy fiables, ya que requerirían
dosis de carbón casi infinitesimales, lo que nos llevaría a errores
importantes. En cualquier caso, hay que reseñar
que la determinación de la capacidad de adsorción de un carbón a través de
la isoterma de Freundlich es principalmente empleada a efectos de comparación ,
es decir para decidir que un determinado carbón A es mejor que un carbón B o
que un contaminante es mejor adsorbido o eliminado que otro, pues no hay que
olvidar que los datos de la isoterma son obtenidos una vez conseguido el
equilibrio, que a veces puede tardar días
en conseguirse , tras agitación continua en laboratorio, mientras que en un
filtro de carbón granular trabaja en un flujo dinámico donde la condiciones de
equilibrio no pueden conseguirse fácilmente.
El gráfico anterior representa las isotermas de dos carbones en la adsorción de un contaminante , en este caso representado por el contenido en carbono orgánico total COT. donde puede observarse la mayor capacidad de adsorción del carbón A que el B. En estos casos de aguas naturales, es más
práctico para determinar la capacidad de adsorción de un carbón activo,
emplear una instalación piloto, con períodos de duración largos.
Concretamente en ensayos de laboratorio, con columnas de carbón por las que se
hace pasar el agua problema, se determina la capacidad real de adsorción del
carbón, el caudal de agua a tratar y la profundidad del lecho. Consideraciones al aplicar el carbón activo en el tratamiento del agua La efectividad de un carbón activo en
cuanto a la adsorción de sustancias contaminantes, depende de varios factores: 1)
Solubilidad del contaminante
en el agua: En general cuanto más soluble es en el agua, presenta más
dificultad de ser adsorbido por el carbón. 2)
Polaridad del contaminante: Las moléculas con menor o nula polaridad son
mejor adsorbidas. 3)
Tamaño de las moléculas del contaminante: La mejor adsorción, en este
caso, depende también del tamaño de los poros del propio carbón, el tamaño
de la molécula contaminante debe ser algo más pequeña que la dimensión de
los poros del carbón. Las moléculas mayores también son adsorbidas pero
provocan rápidamente la inactivación del carbón al disminuir la superficie útil
de adsorción. Se suele establecer que el tamaño de los poros debe ser del
orden de 1 a 5 veces el diámetro de las moléculas a retener. Las moléculas
orgánicas ramificadas son mejor
adsorbidas que las lineales, también las moléculas orgánicas con átomos de
cloro, bromo o yodo son generalmente adsorbidas con más intensidad. 4)
pH: El grado de adsorción de sustancias orgánicas se incrementa en
general al disminuir el pH del agua. A pH = 9 el grado de adsorción es
relativamente bajo. A la hora de elegir un carbón activo, han de tenerse en cuanta determinadas propiedades además de la intensidad y capacidad de adsorción, como son la dureza, permeabilidad, densidad, solubilidad y otras consideraciones tales como la posibilidad de existir una adsorción competitiva, el caudal de agua a tratar, el tiempo de contacto, el espesor del lecho, la temperatura del agua, las condiciones del lavado a contracorriente, etc. El carbón activo adsorbe las
sustancias orgánicas que comunican olores y sabores al agua, así como otras
sustancias que sin afectar directamente la calidad organoléptica del agua son
perjudiciales si se consumen y a su vez son más difíciles de eliminar por los
procedimientos convencionales de tratamiento del agua (coagulación, decantación,
filtración, oxidación, desinfección). La eficacia del carbón para eliminar
sustancias orgánicas con bajo peso molecular (menor de 2 átomos de carbono) es
menor que en el caso de sustancias con mayores pesos moleculares, este hecho ha
de tenerse en cuanta al emplear la ozonización conjuntamente con el carbón
activo. El ozono al oxidar a determinados compuestos orgánicos y romper sus
cadenas, aumentará el número de compuestos con menores pesos moleculares, más
difíciles de ser adsorbidos por el carbón. Las sustancias o moléculas que
originan olores y sabores en el agua, suelen ser moléculas pequeñas fácilmente
adsorbibles por el carbón activo con porosidad tipo microporos, mientras que
para la adsorción de moléculas mayores , como por ejemplo las de ácidos húmicos
y fulvicos, precursores de trihalometanos, es más adecuado el carbón con poros
de mayor tamaño o macroporos. El carbón activo es también empleado como medio
para minimizar la formación de subproductos de la desinfección. En el tratamiento del agua, el carbón activo se emplea, ya sea en polvo, aplicándolo como otros productos pulverulentos empleados en el tratamiento o en forma granular, constituyendo un lecho filtrante a través del cual se hace pasar el agua.
El empleo de uno u otro depende del
grado de contaminación del agua y de la frecuencia con que se puedan presentar
episodios y problemas, tanto de olores y sabores como la necesidad de eliminar
otros contaminantes. Para un empleo discontinuo, se utiliza generalmente el carbón
en polvo. El carbón en polvo tiene la ventaja de su flexibilidad y disponibilidad mientras que el empleo del carbón granular a través de filtración, requiere estructuras más complejas y de mayor coste inicial de instalación, así como la necesidad periódica de regeneración del carbón activo, una vez agotada su capacidad de adsorción.
En el tratamiento con carbón activo,
es de suma importancia el tiempo de contacto entre el agua y el carbón, pues el
carbón en función de características propias, requiere tiempos de contacto
distintos para adsorber las sustancias del agua. En cuanto al punto de aplicación o
fase del proceso de tratamiento, en el cual tiene lugar el contacto del agua con
el carbón, puede expresarse de forma general que el carbón en polvo se debe
aplicar después de la coagulación y formarse el flóculo, es decir, antes de
la sedimentación y filtración, tratando así de evitar la película o capa que
el coagulante empleado podría llegar a rodear a las partículas de carbón,
impidiendo o dificultando la adsorción. En el caso de empleo de filtros de carbón,
esta fase del proceso debe tener lugar después de la filtración por arena y
antes de la desinfección final del agua. Se ha indicado anteriormente que la
decisión de emplear carbón en polvo o en forma granular en filtros, está
fuertemente influenciada, tanto por el coste económico y la necesidad más o
menos continua o discontinua de su empleo como por el nivel de contaminantes a
eliminar del agua bruta, así por ejemplo hasta no hace muchos años, las dosis
generalizadas de carbón en polvo empleadas en el tratamiento del agua potable
era del orden de 5 mg./l, alcanzándose en muy pocos casos los 15 mg/l, casi
siempre destinado a la eliminación de sabores provocados por algas en
determinadas épocas, pero a medida que la calidad de las aguas superficiales ha
ido deteriorándose, las dosis de carbón activo se han ido incrementando
paralelamente y ya no sólo para eliminación de sustancias indeseables
originadas por las algas, sino para otras sustancias contaminantes diferentes,
siendo también más frecuentes estas incidencias. Todo ello ha supuesto la
mayor implantación de filtros con lechos de carbón activo en muchos
abastecimientos. El carbón activo puede eliminar
muchos, pero no todos los contaminantes. En general elimina las sustancias orgánicas
como disolventes, hidrocarburos, pesticidas y algunas otras sustancias inorgánicas,
presentes también en el agua, como el propio cloro, arsénico, mercurio, cromo,
etc. El carbón activo elimina sustancias
inorgánicas como por ejemplo el cloro, mediante un mecanismo diferente a la
adsorción física. En el caso de la eliminación del cloro o decloración con
carbón activo, éste puede actuar como reactivo o como catalizador. El cloro,
al entrar en contacto con el carbón activo, tiene lugar una reacción de
oxido-reducción, el cloro se reduce a ión cloruro al actuar el carbón como
reductor, disminuyendo éste su capacidad como adsorbente de moléculas orgánicas
al acumularse los iones Cl- y los oxidos CO y CO2 en la
superficie del carbón. Esta acumulación de óxidos superficiales impide que la
reacción continúe hasta la desaparición total del carbón. La decloración es una reacción más compleja, ya que el carbón puede actuar también como catalizador en la eliminación del cloro. La capacidad de adsorber materias orgánicas del carbón, puede quedar agotada y aún puede seguir eliminando cloro libre, dada la gran capacidad que el carbono activo tiene como declorante en relación a la que presente cono adsorbente de sustancias orgánicas. En el caso de la eliminación de
determinados poluantes, la optimización en la aplicación del carbón activo,
requiere la previa eliminación de la mayor cantidad posible de materia orgánica
que saturará al carbón antes de la adsorción del micropoluante a eliminar, de
forma general la materia orgánica limita la adsorción de micropoluantes sobre
el carbón activo. Es importante realizar pruebas piloto
con diferentes carbones para conocer que carbón elimina con mayor eficacia la
sustancia contaminante del agua correspondiente, así como determinar el
breakpoint o punto a partir del cual la adsorción de sustancias por el carbón
empieza a decrecer. La NSF International y la American Water Works Association (AWWA) han establecido estándares para el carbón activado y la American Society for Testing and Materials (ASTM) ha publicado métodos de prueba que permiten comparar la actividad,(dada por el área de superficial o el índice de yodo), la densidad, el tamaño de malla, la ceniza,la resistencia a la abrasión, la humedad y otros parámetros aplicados al carbón. ELIMINACIÓN DE SUSTANCIAS
INORGÁNICAS POR REACCIÓN QUIMICA Y CATALÍTICA EN LA SUPERFICIE DEL CARBÓN ACTIVO
(CA) El empleo de lechos de carbón se está extendiendo cada vez más en el tratamiento del agua potable, a veces sustituyendo en los filtros convencionales de arena este material por carbón, como solución más económica, aunque no la más recomendable, lo aconsejable es colocar los filtros de carbón tras la filtración por lechos de arena. El tiempo de contacto generalmente aceptable en los filtros de carbón es del orden de 5 a 10 minutos para un espesor del lecho de 1 metro y una velocidad superficial generalmente algo mayor a los 12 m/h. En cuanto al lavado a contracorriente de estos lechos, hay que prever un resguardo suficiente de cara a la expansión que suele variar entre el 30% y el 50% del espesor inicial. Una buena gestión de los filtros de carbón activo en grano, tiene que tener en cuenta la predicción de su duración de vida y la planificación anticipada de su regeneración; es de suma importancia la viabilidad económica de la regeneración para poder reutilizarle en varios ciclos de adsorción (entre 1 y 2 años). La dureza
o resistencia a la abrasión es una propiedad muy importante en el carbón activo
granular que se va a utilizar, ya que la menor dureza o resistencia a la
abrasión provoca erosión y rompimientos durante su manejo y uso. La
reactivación de un carbón activo que no tenga suficiente dureza no resulta
rentable, ya que el proceso de reactivación somete al carbón a una serie de
movimiento y de acciones erosionantes que lo rompen y disminuye su tamaño. Un factor que afecta el funcionamiento de los filtros de carbón activado granular es el tiempo de contacto de lecho vacío (empty-bed contact time, EBCT), que se expresa habitualmente en minutos, y se define como: EBCT = Q / V EBCT = Tiempo de contacto de lecho vacío (min) V = Volumen aparente de lecho = volumen de granos+volumen de poros (m3) Q = Caudal (m3/min.) El EBCT es proporcional al tiempo que el adsorbato está en contacto con el adsorbente, aunque este es aproximadamente la mitad del EBCT, ya que la porosidad del GAC es del orden de 0,4-0,5. Jacangelo y col. (1995), observaron que EBCT mayores que 10 a 15 minutos son necesarios para remover aceptablemente los precursores de DBPs sin ser necesaria una excesiva regeneración, y así por ejemplo en la siguiente tabla de Glace y col. 1984, se obseva como el filtro con EBCT de 24 minutos obtiene una mejor adsorción de THMFP (Glace y col., 1984): Efecto del Tiempo de Contacto de Lecho Vacío (EBCT) en las curvas de traspaso de THMFP (Fuente: Glace y col., 1984).
Para prever la duración de los filtros, es fundamental realizar ensayos piloto de larga duración con el agua objeto del tratamiento, ya que los fenómenos de competición entre los micropoluantes y la materia orgánica son específicos para cada agua. A veces, son muy útiles modelizaciones de adsorción de micropoluantes concretos, evitándose así los ensayos piloto de larga duración. Las sustancias orgánicas que pueden pasar más frecuentemente a través de un lecho de carbón activado, son moléculas orgánicas hidrófilas, como los carbohidratos y algunas otras sustancias muy oxigenadas. En la adsorción de sustancias orgánicas por el carbón puede darse el fenómeno de la desorción, que, en resumen, es el desprendimiento de la sustancia que había sido adherida al carbón, por otras moléculas con algún grupo funcional que se adhiere más estrechamente al carbón; esta desorción, puede ahora considerarse como una “adsorción química” al tener lugar una interacción del carbón con algún grupo funcional del contaminante que lo une de forma más estable al carbón. Finalmente, hay que considerar que en los lechos de carbón activo pueden quedar atrapados diversos microorganismos.
Filtros piloto en columnas con distintos tipos de carbón activo en grano Ventajas y desventajas en el empleo de carbón activo en polvo y en lechos filtrantes en grano - Empleando carbón en polvo se puede escoger la calidad y tipo de este, así como la dosis a emplear según el contaminante a eliminar, es decir su empleo ofrece gran flexibilidad. -En relación con lo indicado anteriormente, uno de los principales inconvenientes del carbón en polvo, es que su dosis depende de la concentración de equilibrio del contaminante residual en el agua, es decir depende de la pendiente de la isoterma y del porcentaje de eliminación que se desea conseguir del contaminante. Si se quiere eliminar porcentajes entre el 80 y 98 % del contaminante inicial, es más aconsejable el empleo de carbón en grano en filtros , sin olvidar que en el caso de los filtros de carbón, la mayor eliminación, puede suponer un alargamiento del frente de adsorción dentro del lecho filtrante. - La aplicación de carbón en polvo requiere instalaciones simples, similares a las de otros productos sólidos empleados en el tratamiento del agua. - El carbón en granos en lechos filtrantes se ve más afectado por la variaciones en la concentración de los contaminantes. En estos filtros de carbón unos contaminantes pueden fijarse en mayores cantidades que otros y por otra parte algunos contaminantes pueden desplazar a otros ya adsorbidos (desorción). - En los lechos de carbón activo de los filtros puede tener lugar la proliferación de determinados microorganismos. - La filtración por carbón activo requiere instalaciones con estructuras más complejas y de mayor coste inicial. - Una de las grandes ventajas del carbón activo es la no perdida o eliminación del producto, al poder regenerarse.
Regeneración del carbón en granoLos lechos de carbón activo, van perdiendo capacidad de adsorción a medida que el propio carbón va saturándose de las sustancias adsorbidas, llegando a un punto de ruptura tal que habrá que tomar la decisión de proceder a su regeneración, para lo cual hay que extraer este carbón y trasladarlo a la instalación de regeneración correspondiente. El método de regeneración más extendido es el térmico, mediante hornos rotatorios o fijos con paletas giratorias de múltiples etapas, donde el carbón es movido a contracorriente con una mezcla de gases de combustión y vapor supercalentado y en otras etapas de calentamiento van eliminándose el monóxido de carbono e hidrógeno producidos en las reacciones de regeneración, pasando el carbón finalmente hacia la salida del horno. Se suele obtener entre el 90 al 95% del carbón introducido. Las etapas térmicas de regeneración pueden fijarse en el siguiente orden: 1) Desecación a una temperatura inferior a 100º C. 2) Desorción a una temperatura entre 100 y 65º C, expulsándose aquí los compuestos volátiles y quemándose otros compuestos orgánicos. 3) Gasificación a una temperatura entre 650 y 1050º C. En la que los vapores y residuos producidos en las etapas anteriores son expulsados de los poros.
Horno de regeneración La regeneración térmica del carbón, le restituye unas propiedades muy similares a las del carbón original. Si el agua a tratar por el carbón, contiene compuestos orgánicos metálicos de hierro, magnesio, calcio, sodio o potasio, es conveniente que estos iones metálicos sean eliminados del carbón con ClH, antes de proceder a la regeneración. Glosario de terminos usados frecuentemente en el campo del carbón activo El carbón activado en procesos de descontaminación. F. Rodríguez Reinoso y M. Molina Sabio .Departamento de Química Inorgánica. Universidad de Alicante. España. Eliminación de compuestos organoclorados para potabilización de aguas mediante un proceso de adsorción - regeneración en carbón activado .Sotelo, J.L., Ovejero, G., Delgado, J.A. y Martínez, I. Dpto. de Ingeniería Química, Fac. de Ciencias Químicas, Univ. Complutense de Madrid, España. Actived Carbón : Página de la Water Treatment Primer . Departamento de Ingenieria Civil(Virginia Tech), con imágenes sobre el empleo del carbón activado. Chemviron Carbon : Página de esta compañia, en inglés. En uno de sus apartados ( What is activated carbon?), se presentan reseñas y esquemas sobre la fabricación del carbón, propiedades de adsoción, regeneración y emple en el tratamiento del agua, tanto en polvo como granulado para filtros. Evaluación del carbón activo en el tratamiento de aguapotable. Extenso estudio, en inglés, publicado en las páginas de The Universal Library (ULIB), donde se recogen y exponen, las consideraciones y estudios del Subcomité de Adsorción de la National Research Council's Safe Drinking Water Committee, sobre la eficacia del carbón activo granular (GAC) en el tratamiento del agua potable. Implicaciones microbiológicas usando carbón granular en filtros rápidos por gravedad :Breve resumen en una página de la Foundation for Water Research en el que expresa la mayor proliferación de microorganismos en los filtros de carbón con relación a los de arena. Trata de compuestos organoclorados presentes en las aguas brutas como consecuencia de la contaminación de estas por efluentes industriales y agrícolas (pesticidas, disolventes, etc.). Carbón Activado (The Activeforce in Carbón) : Página de CPL Carbon Link Limited, recoge varios capítulos como . Tecnologia del carbón activo y aplicaciones. sistemas de adsorción en fases vapor y liquido. reactivación. etc. En el dedicado a la adsorción en fase liquida figuran varios temas sobre el tratamiento del agua tanto con PAC como con GAC , con gráficos y esquemas. Carbón Activo Norit : Página de una de las mayores empresas productoras de carbón activado, donde se presenta información tecnica, no muy extensa. Evaluación del carbón activo granular . Publicación en la página de Norit-americas, INc. Carbon Calgon Corporation : Página de esta empresa, con informaciones diversas, asi como una serie de artículos relacionados con el empleo del carbon activo. Boletin tecnico seleccionando un sistema de absorción para carbono orgánico volatil (COV)¿ Carbón, zeolita, o polímeros?. Página preparada por Clean Air Technology Center y EPA. 34 páginas en español con amplia información sobre los sistemas de adsorción. El carbón activo en procesos de descontaminación : Publicación de F.Rodriguez y M.Molina Sabio. Departamento de Química Inorgánica. Universidad de Alicante. Adsorción/Carbón Activo. Publicación de Lenntech, con breves descripciones sobre la adsorción con carbón activo. Método simplificado para determinar la dosis de carbón activo en polvo para eliminar el metilisoborneol (MIB).Articulo, en inglés, de la revista Water Science and Technology de la IWA. . Evaluación a escala piloto del proceso de adsorción en el control del sabor y olor, empleando carbón activo en polvo y granular en columnas filtrantes y análisis del perfil de sabor. Articuloen inglés, de la revista Water Science and Thecnology, describiendo el ensayo realizado en la planta de tratamiento de Appleton, Wisconsin, con agua de elevado sabor y olor provocado por algas. En los ensayos se evalúa el efecto del tipo de carbón en polvo, dosis, tiempo de contacto y punto de aplicación, además del efecto del tipo de carbón en grano, espesor del lecho y tiempo de contacto al emplear columnas de filtración. Filtración con carbón granular en dos etapas en el tratamiento del agua. Extenso estudio, en inglés, como trabajo de doctorado de la Helsinki University of Technology Laboratory of Water and Wastewater Engineering. La adsorción de micropoluantes orgánicos sobr carbón activo en el tratamiento del agua potable .Publicación en la página de Rediris - Hidrored. Método de Prueba GAED: Tiempo Óptimo para el Reemplazo de. CAG en Plantas de Tratamiento de. Agua Potable. publicado en la página de Agua Latina por Henry Nowicki, H. George Nowicki,. Wayne Schuliger y Barbara Sherman ... Removal of Taste and Odour Compounds by Conventional Granular Activated Carbon Filtration. Articulo de JEFF RIDAL, BRIAN BROWNLEE, GERRY MCKENNA AND NORMAN LEVAC. Water Qual. Res. J. Canada, 2001.Volume 36, No. 1, 43–54 FUNDAMENTOS DE ADSORCIÓN - CURSO-TALLER. Dr. Roberto Leyva Ramos .Centro de Investigación y Estudios de Posgrado. Facultad de Ciencias Químicas. Universidad Autónoma de San Luis Potosí. Los filtros domesticos de carbón activo. Publicación de la página terra.org Manual del carbón activo. MÁSTER EN INGENIERÍA DEL AGUA. E.U. POLITÉCNICA, U. SEVILLA. INFLUENCIA DEL PROCESO DE ADSORCION EN LA DEMANDA EN CLORO DE UN AGUA SUPERFICIAL CLARIFICADA. Rosa María Ramírez Zamora, Instituto de Ingeniería, UNAM. Alfonso Durán Moreno, Facultad de Química, UNAM . Coyoacán, México, D. F. Publicado en la página de www.scie | |||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||||
Estructura de una placa grafítica
