Aplicación del ozono en el tratamiento de aguas de piscina

Aplicación del ozono en el tratamiento de aguas de piscina

Revista CENIC Ciencias Químicas, Vol. 31, No. 2,2000
Aplicación del ozono en el tratamiento de aguas de piscina
Mayra Bataller Venta , Eliet Véliz Lorenzo, Mirza Gutiérrez Milián, Lidia A. Fernández García, Rafael Pérez Rey y
Caridad Alvarez Alvarez
Centro de Investigaciones del Ozono, Apartado Postal 6880, Ciudad de La Habana ; Cuba
Recibido: 7 de junio de 1999
Aceptado : 10 de enero de¡ 2000
Palabras clave: ozono, piscina, eyector, tratamiento de agua
Key words: ozone, swimming pool, injector, water treatment
RESUMEN. El trabajo presenta los resultados de la evaluación durante un año
de una tecnología de tratamiento de agua de piscina con ozono en nuestras
condiciones climáticas, aspecto que destaca su novedad, comprobándose que
bajo las condiciones de operación evaluadas se obtuvo un agua con la calidad
físico-química y microbiológica requerida según las normas vigentes, lo que
garantizó un agua estéticamente agradable y segura sin riesgos para la salud de
los bañistas . El estudio se dividió en dos etapas bien definidas por diferentes
características principalmente climatológicas, de temperatura del agua de la
piscina, así como en carga de bañistas, de esta manera se definieron los parametros de operación y las dosis de reactivos a emplear en el tratamiento, tanto
en invierno como en verano. Se recomienda una dosis aplicada de ozono entre
2 y 3 g/m , una dosis de bromuro de sodio entre 10 y 20 g/m y un volumen diario
de ácido clorhídrico de 1 a 2 L; se utilizó sulfato de cobre como alguicida en dosis
0,5 y 3,0 g/m 3 y sulfato de aluminio como coagulante en dosis de 5 a 10 g/m3. La
evaluacoón económica para una piscina de 500 m3 arrojó un costo de operación
anual de 15 146 USD y un costo por m3 de agua a tratar de 0,07 USD para 8 horas
de tiempo de recirculación. El sistema de tratamiento que se propone refleja un
ahorro en cantidad y variedad de reactivos respecto a la cloración, a la vez que
permite la conservación del agua por períodos prolongados alargando su vida
útil, aspecto importante dada la carestía y escasez del agua, además de que
disminuye el costo de mantenimiento de las piscinas y permite no depender del
suministro de cloro .
ABSTRACT . This paper presents the results of the evaluation throughout one
year of a technology of swimming pool water treatment with ozone under
environmental conditions of Cuba, which is a novelty, verifing that under evaluated operating conditions it has been obtained water with the required physicalchemical and microbiological quality according to up-to-date standard, which
guaranteed a nice and safe water, without risks for the health bathers . The study
was divided into two well defined periods, with different characteristics, such as
climatological and swimming pool water temperature and bather number. To
divide the work into two periods allows the definition of the operation's parameters and reagent doses to apply in the treatment, in winter and summer . It has
been recommended an ozone dose between 2 and 3g/m3, a sodium bromide dose
between 10 and 20 g/m3 and a daily volume of chlorhidric acid of 1 to 2 L, cupric
sulfate was used as alguaecide in a dose of0,5 and 3,0 g/m3, and aluminum sulfate
as a clotting in a dose of 5 to 10 g/m3. Annual operation cost for a swimming pool
of 500 m3 of capacity would be 15 146 USD and the cost in order to treat one m3
of water will be 0,07 USD for 8 hours of recirculating time respectively. On the
other hand, the treatment system with ozone presents economical advantages
with regards to cloration, allowing the water conservation this is very important
due to the high prices and the relative scarcity of this important resource.
INTRODUCCION
El disfrute de las piscinas en las instalaciones turísticas tiene un lugar importante pero puede constituir una
fuente potencial de riesgo para la
salud, razón por la cual se debe dotar
a las mismas de equipamiento y tratamientos eficientes. Las regulaciones
de Salud Pública exigen el cumplimiento de las normas de calidad de
agua para piscinas, garantizando los
requerimientos físico-químicos y
microbiológicos, organolépticos y estéticos . , 2
La eficiencia delozono como agente
oxidante y desinfectante, unido a que
no produce compuestos organoclorados, permite la obtención de un
agua completamente inócua y de gran
calidad organoléptica . Paralelamente
el nivel tecnológico alcanzado en la
construcción de ozonizadores ha abaratado el costo del ozono convirtiéndose dicha vía de tratamiento en la
más aconsejable por la calidad del
agua que se logra.
La norma alemana DIN Standard
19 643,1 por la cual se rige la mayoría
de las piscinas en Europa aprueba
cuatro tratamientos y uno de ellos
comprende la ozonización . En Europa más de 3 000 piscinas emplean el
ozono, lo que demuestra la aceptación
con respecto a la cloración . 3-1
Elpresente estado del arte en el tratamiento de piscinas sugiere el empleo
del ozono como agente oxidante,
eliminando el exceso del mismo antes
de que el agua entre en la piscina y la
adición de un desinfectante residual.
99
Revista CENIC Ciencias Químicas, Vol. 31, No. 2,2000
El procesó ozono/ion bromuro que
se evalúa en este estudio bajonuestras
condiciones ambientales ha sido aplicado en cientos de piscinas enAlemania con la aprobación de las regulaciones locales y cumple con los criterios de la DIN Standard.'
La introducción de esta tecnología
en Cuba constituye una primera experiencia, ya que la práctica internacional se enmarca en climas fríos y templados, en piscinas generalmente bajo
techoyno expuestas a las severas condiciones climáticas de nuestra región.
MATERIALES Y METODOS
El estudio se dividió en dos etapas
con diferentes características climatológicas y carga debañistas, con elobjetivo de definir las condiciones de operación y dosis de reactivos a emplear
en el tratamiento, en invierno (etapa 1:
Octubre 1997-marzo 1998) y en verano (etapa 11: Abril 1998-septiembre
1998). Las condiciones de operación
en ambas etapas fueron: flujo de agua
de recirculación hasta 13 m3/h, flujo
de gas hasta 1,5 m3/h, dosis de ozono
aplicada entre 2 y 3 g/m3, tiempo de
recirculación de 6 a 8 horas y un tiempo de contacto mayor de 2 min .
Descripción de la instalación general
para el tratamiento del agua de la
piscina
La piscina tiene un volumen de
76 m3 y una profundidad promedio
1,35 m. El sistema de recirculación
empleado es "hidráulica invertida"
adecuado para evitar la acumulación
de contaminantes en la superficie. El
aguaatratar se recoge en la superficie
por reboso mediante un canal perimetral, pasa al tanque de compensación (permite el aporte diario del agua
de reposición para compensar las pérdidas y garantizar la renovación del
agua de la piscina) y después al sistema de tratamiento. Una vez tratada
el agua seincorpora por el fondo de la
piscina a través de boquillas de impulsión. Se emplean bombas centrífugas
con un caudal de 15 m3/h con prefiltros.
En la Fig. l se representa el sistema
de tratamiento, el agua es filtrada a
través de un filtro de arena sílice rápido a presión, con una granulometría
de 0,5-0,7 mm. El sistema de contacto
gas liquido consta de un eyector y un
tanque de contacto, el caudal de agua
filtrada se ramifica yen una derivación
se coloca el eyector que permite la
entrada del aire ozonizado . Para aumentar la velocidad del flujo del agua
100
a través del eyector y garantizar una Análisis Rsico-químicos
buena mezcla, se emplea una bomba
El olor y sabor se evaluó por opinión
recirculadora a la entrada del mismo. general de los bañistas . LatransparenEl agua se incorpora a la línea prin- cia se evaluó diariamente empleando
cipal y pasa a un tanque de contacto el criterio de la norma cubana de pisque está provisto de electrodos de ni- cina.2 La temperatura se midió diavel que garantizan el funcionamiento riamente a las 12:00 m, con un termóautomático del sistema . El ozono ga- metro en el centro de la piscina yen la
seosoala salida del tanque se destruye superficie del agua. El pH del agua de
la piscina y de reposición se midió
catalíticamente.
diariamente con un pHmetro Philips
El ozonizador fue diseñado y cons- PW 9418, en 3 horarios del día
truido en el Centro Nacional de Inves- (8:00 a.m.,12:00 m, 4:00 p.m.) durante
tigaciones Científicas (CNIC) con una todo el período de estudio . La turcapacidad de producción de60 g/h: El biedad se determinó por un método
sistema de secado está diseñado para espectrofotométrico'4 una vez por
un flujo máximo de gas de 3 m3/h.
semana.
Tratamiento químico
Los siguientes parámetros se midieEl tratamiento químico es el llama- ron por los métodos descritos en el
do proceso ozono/ion bromuro, que se Standard Methods'5 para cada caso
basa la oxidación del ion bromuro respectivamente : el color se determi(Bi) a ion hipobromito (BrO)- y a nó diariamente mediante comparaácido hipobromoso (HBr0) por el ción de patrones,la alcalinidad ydureozono, la reducción de estas especies za total del agua de reposición y de la
del bromo a ion bromuro al actuar piscina se determinó en días alternos
todo el período de estudio .
sobre los contaminantes presentes en durante
En cuanto a la durezatotal del aguade
el agua de la piscina y su posterior la piscina como se añade sulfato de
reoxidación con el ozono.
cobre como alguicida, fue necesarig
En ambas etapas se aplicó una dosis eliminar la interferencia del cobre.'
inicial de bromuro de sodio entre 10 y Respecto a la concentración de ni20 g/m3 , directamente en la piscina o tratol5 se utilizó un espectrofotómeen el tanque de compensación, aña- tro UV/visible marca ULTROSPEC
diéndose semanalmente un por ciento III de la firma Pharmacia LKB con
de acuerdo al agua de reposición. Se una frecuencia semanal . Para ladeterutilizó semanalmente sulfato de cobre minación de la concentración de amose empleó unpHmetro-ionómecomo alguicida,'2,'3 ya que no inter- nio
tro ORION 720 A con un electrodo
fiere con la ozonización, se evaluaron selectivo de amonio, esta medición se
dosis comprendidas entre 0,5 y realizó semanalmente .
3,0 g/m3.
La concentración del bromo libre
Para reducir el pH y la alcalinidad a residual en el agua de la piscina se
los niveles requeridos, se empleó midió diariamente en tres horarios
ácido clorhídrico comercial por su (8:00 a.m., 12:00 m, 4:00 p.m.), por el
bajo costo. Se añadió diariamente de método colorimétrico de la ortotoli1 a 2 L, según el procedimiento em- dina .'6 Para comprobar la variación
pleado para cada caso. Como coagu- de los niveles de cobre se midió tres
lante se añadió sulfato de aluminio en veces por semana su concentración
dosis de 5 a 10 g/m3, cuando hubo un utilizandoun espectrómetro deabsoraumento excesivo de la turbiedad.
ción atómica 919 Unicam.
Fig. l. Esquema de las etapas de filtración y ozonización
1. Bomba de succión; 2. Bomba de impulsión; 3. Filtro de arena; 4. Bomba de
recirculación ; 5. Eyector; 6. Toma muestra; 7. Tanque de contacto; 8. Destructor
de ozono
Revista CENIC Ciencias Químicas, Vol. 31, No. 2, 2000
La concentración de ozono en elgas
se midió diariamente en la entrada del
gas al eyector y en la salida superior
del tanque de contacto, mediante un
equipo Ozomat-Anseros de fabricación alemana.
Análisis microbiológicos17
Se utilizó la técnica de tonteo en
placas de agar triptona soya para determinar Heterótrofos totales a37 °C,
la técnica de filtración de membrana
para Pseudornonas a 37 °C en agar
base para Pseudomonas, y la técnica
de tubos múltiples (5 tubos doble
fuerza) para el tonteo de Coliformes
totales a 37 °C en caldo lauryl sulfato
y Coliformes fecales a 44,5 °C en caldo
bilis verde brillante con la prueba de
indol positiva que indica la presencia
de E. coli hasta un 97 %. Los puntos
de muestreo fueron seis y éstos se repartieron en cinco puntos dentro de la
piscina y un punto después del tratamiento. Estos análisis tuvieron una
frecuencia semanal durante todo el
estudio, en días de alta carga de bañistas.
RESULTADOS Y DISCUSION
En ambas etapas para lograr que el
agua estuviera equilibrada se procedió a reducir la alcalinidad y el pH a
los niveles recomendados (Tabla 1),
con la adición diaria de HCl previa
determinación de la demanda de ácido, comprobándose por el índice de
Langelier 1l que el agua no era incrustante ni corrosiva . Se comprobó que al
reducir la alcalinidad por debajo de
160 mg CaCO3/L, el volumen de ácido
diario para mantener este parámetro
cerca de los niveles ideales era mucho
menor que el inicial, llegando a ser de
1 a2 L y no siendo necesaria su adición
diaria, además, los valores de pH se
hicieron más estables en el tiempo,
aspecto éste que concuerda con lo referido en la bibliografía. 10-13
Como se aprecia en la Tabla 1 los
valores de pH en ambas etapas se
mantuvieron dentro del intervalo recomendado para este método de tratamiento. Paralelamente los niveles de
alcalinidad se comportaron de forma
similar en ambos períodos y aunque
estuvieron por encima del nivel ideal,
resultaron adecuados para mantener
un agua equilibrada.
Durante todo el período de estudio,
por opinión general de los bañistas, se
mantuvo una calidad organoléptica
adecuada en el agua de la piscina, aspecto éste a destacar ya que en los
sistemas que utilizan la cloración se
forman las cloraminas que producen
olor y sabor desagradable en el agua
de las piscinas .
El color y la turbidez se mantuvieron
en todomomento por debajo de lo que
exige la norma, excepto en la etapa 11
(verano) en períodos en que se probó
la menor dosis de alguicida correspondiente 0,5 g/m 3, que unido a períodos de muy alta carga de bañistas,
hizo necesario la utilización de sulfato
de aluminio ~como coagulante) en dosis de 5 g/m , recuperándose rápidamente la calidad del agua, durante
toda la etapa 1 no fue necesario añadir
este reactivo .
En cuanto a los valores de dureza
totalreferidos en la Tabla 1, se aprecia
que en la etapa 11 existe una disminución con respecto a la etapa 1, esto
se puede explicar considerando que la
etapa II es un período lluvioso y por
infiltración existe una recuperación
del manto freático y por disolución
disminuye la concentración de sales
en el agua subterránea . Los valores de
ambos períodos coinciden con los
niveles de dureza del agua de reposición, por lo que el volumen añadido
fue suficiente para evitar que se incrementaran los niveles de sales disueltas en la piscina .
Los niveles de nitrato aunque aumentan un poco con respecto al agua
de reposición, se mantuvieron en todo
momento muy por debajo de la concentración máxima admisible .
Tabla 1 . Valores promedios de los parámetros medidos en las dos etapas de estudio
Parámetros
físico-químicos
Unidades
Idealaguas
de piscina
Etapa I
Temperatura
Olor
Sabor
Color
Turbidez
pH
Alcalinidad total
Dureza total
Bromo libre
residual
Nitrato
Nitrógeno
amoniacal
Cobre
Agua de
reposición diaria
°C
± 25
No detect .
No detect.
<5
< 5
7,2-8,2*
80-100
200-400
25
No detect.
No detect.
<5
0,67
148
514
Unid. Pt-Co
UT
mg CaCO3/L
mg CaC03/L
mg/L
mg/L
mg/L
mg/L
% volumen
piscina
< 20
< 0,5
***
5-10
Valores
mín .-máx.
Etapa II
Valores
mín .-máx .
0-5
0,34--1,35
7,1-8,1
132-262
442-585
31
No detect.
No detect.
< 5
1
142
381
27-34
0-5
0,67-1,69
7,1-8,0
115-283
211-557
0,45
3,6
0,46
0-1,13
1,55-5,32
0,08-1,37
0,23
3,0
0,37
0-0,68
1,82-3,46
0,11-0,79
0,25
3,8
0,14-0,41
1,3-7,5
0,29
4,8
0,12-0,53
3,1-7,9
20-29
-_Recomendados para sistemas que empleen como desinfectante el bromo libre residual
. No existe uniformidad de criterio en la literatura en cuanto al valor ideal de bromo libre residual
# ~ No existe uniformidad de criterio en la literatura en cuanto al valor ideal de cobre
Revista CENIC Ciencias Químicas, Vol . 31, No. 2, 2000
En cuanto al nitrógeno amoniacal, Tabla 2. Valores promedio de bromo libre residual (mg/L) durante la semana
se apreció que el sistema de trata- para diferentes cargas de bañistas
miento es capaz de mantener este paCarga de bañistas
rámetro por debajo de la concentraBaja
(0-5
bañistas)
Media
(5-15 bañistas) Alta(> 15 bañistas)
ción máxima admisible como se aprem 4:00 p.m.
Horario
12:00
m
4:00
p.m.
12:00
12:00 m 4:00 p.m.
cia en la Tabla 1 en ambas etapas, a
pesar de que se detectó que el agua de
Lunes
0,40
0,64
0,34
0,45
0,20
0,12
reposición presentó concentraciones
Martes
0,40
0,61
0,34
0,27
0,23
0,12
de amonio superiores a la norma
Miércoles
0,41
0,68
0,23
0,41
0,23
0,10
además del aporte inevitable de los
Jueves
0,41
0,65
0,27
0,34
0,12
0,17
bañistas que aportan niveles signifiViernes
0,37
0,48
0,23
0,27
0,10
0,17
cativos de amonio, lo que de muestra
la efectividad del trata miento .
Por las características del clima tropical, la temperatura del agua de la
piscina y la incidencia del sol fundamentalmente en los meses de verano,
se enfatizó en la determinación de la
12
dosis de alguícida mínima que mantuviera la calidad del agua. Para esto
se obtuvieron las concentraciones de
cobre en el agua de la piscina para
diferentes dosis de sulfato de cobre,
comprobándose que en la etapa I es
suficiente una dosis de sulfato de
0
10
15
20
cobre de 0,5 g/m3 y en la etapa II una
25
dosis de 1 g/m3.
Carga de bañistas
La cantidad de agua de reposición
diaria en ambas etapas estuvo por de- Fig. 2 . Efecto de la carga de bañista en la concentración bromo libre residual
bajo de la norma de piscina, pero fue
De igual modo, la referida tenden- del tratamiento, se mantienen los
suficiente para mantener la calidad
cia
a la disminución del bromo libre parámetros permitidos de organismos
del agua, por lo que se disminuye su
residual
en el agua de la piscina por el indicadores que regulan las normas
consumo, factor importante en la
aumento del número de bañistas se cubana y alemana para aguas de pisactualidad dada su escasez y carestía.
Los niveles de bromo libre residual aprecia claramente en la Figura 2, cina. El tratamiento disminuye a valodonde se observa que el bromo libre res mínimos los organismos indicadoen las dos etapas fueron suficientes
residual disminuye a concentraciones res como se observa en el punto 6, por
para mantener la desinfección remuy bajas cuando se sobrepasa el nú- lo que estos resultados altamente saquerida, lo que se demuestra en los remero
máximo de bañistas permitidos tisfactorios demuestran la eficiencia
sultados de los análisis microbiológipor
la
norma cubana, 2 que en el caso del sistema.
cos realizados al agua de la piscina en
de
lapiscina
en estudio es de 15 bañisLa evaluación de la eficiencia proambos períodos como se aprecia en la
tas
al
mismo
tiempo dentro del agua, medio del sistema de contacto gas
Tabla 3. En la etapa II disminuyen los
niveles de bromo libre residual debido por lo que se recomienda que en esta líquido resultó entre un 82 % y un
entre otros factores al considerable etapa se tenga un mayor control sobre 78 % en 36 mediciones realizadas a lo
largo del estudio. Estos valores son
aumento de la carga de bañistas, ten- el número de bañistas .
Es necesario destacar que las mues- aceptables dado el diseño del sistema
dencia que se observa en la Tabla 2,
además al incremento notable de la tras fueron tomadas a 30 cm de pro- de contacto empleado, el cual está
temperatura del agua de la piscina, lo fundidad, ya que se comprobó que a desprovisto de agitadores y/o disperque afecta la solubilidad del ozono en mayores profundidades las concen- sores de gas. 18
el agua y a la fuerte incidencia del sol traciones de bromo libre residual eran
El agua de la piscina se mantuvo
mucho mayores, debido a que el agua libre de algas, cumplió con la norma
en esta etapa.
Para la confección de la Tabla 2 se tratada que tiene altos niveles de este de la prueba de la transparencia,2 así
promediaron los valores diarios del desinfectante, entra a la piscina por como, la calidad físico química y
bromo residual en dos horarios del boquillas ubicadas en el fondo. Este mierobiológica del agua se garantizó
tratamiento durante varias semanas aspecto garantiza el resultado del tra- durante todo el estudio, las caractetamiento del agua.
rísticas organolépticas fueron muysacon similar número de bañistas, reflejando estos datos para tres niveles de Resultados de los análisis microbio- tisfactorias. Se mantuvo el agua en la
piscina sin necesidad de vaciarla por
carga de bañistas . La carga de bañista lógicos
máxima fue definida por la norma cuComo se observa en la Tabla 3 en más de 6 meses, en que se decidió
bana de pisciná2 (establece un bañista ambas etapas tanto en los cinco pun- vaciarla por el propio desarrollo del
por cada 2,2 m`) .
tos de lapiscina como en el punto final estudio (cambio de etapa).
102
M
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Tabla 3 . Resultados de los análisis microbiológicos realizados durante las etapas I y II
Puntos
de muestreo
1
3,8
10,8
39
29
5,4
41
5
5,4
7,9
28
132
6
1,5
15
2
Piscina
Salida tanque
de contacto
Heterót . totales
UFC
_/mL
X
Etapa I Etapa II
3
4
Organismos indicadores
Coliformes totales Coliformes fecales
Pseudomonas
NMP/100mL
_
NM /IOOmL+Indol UFC/100mL
X
X
X
I
11
Etapa Etapa
Etapa 1 Etapa II Etapa I Etapa II
< 1
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
< 1
0
1
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
13
0
0
0
0
0
0
Estimado económico para el método ozono/ion bromuro
Para la estimación el costo de operación se tomó como base de cálculo : una piscina de 500 m3 y un año de tratamiento .
Costo de Inversión l9
Costo de operación anual
Ozonizador:
40 000 USD
Mantenimiento :
900 USD
Compresor :
5 000 USD
Depreciación :
3 000 USD
Total
45 000 USD
Costo de electricidad:
5 514 USD
Costo de reactivos :
1352 USD
4 380 USD
Costo de agua de reposición:
Total:
15 146 USD
A partir de estos resultados el costo
del tratamiento para un tiempo de recirculación del agua de la piscina de 8
horas oscila en unos 0,07 USD/m3 de
agua.
Comparación económica entre el método ozono/ion bromuro y el método
de cloración
Se tomó como base de cálculo una
piscina de 500 m3 y 6 meses de tratamiento correspondiente a la etapa
de verano .
EnlaTabla 4 se presentan los costos
de tratamiento para cuatro alternativas de presentación del cloro, obtenidos de los resultados de un estudio realizado en una piscina tratada
con cloro, donde se garantizó la calidad del agua.
Se puede apreciar en esta comparación económica entre el método
ozono/ión bromuro y la cloración que
tiene en cuenta el consumo y costo de
reactivos, electricidad y del agua de
reposición, que el primero es más ventajoso ya que es como mínimo 1,5
veces más económico, llegando a ser
para algunas alternativas hasta cuatro
veces .
Por otra parte, el costo eléctrico por
el ozonizador, el compresor ybombas
oscila en los 5 514 USD/año y el costo
eléctrico por bombeo durante las horas de tratamiento con ozono (10 horas) resulta de unos 3 810 USD/año .
Paralelamente la duración del bombeo por cloración es mucho mayor,
alcanzando valores de hasta 20 horas
en el día, por lo que con bombas similares, el costo eléctrico por bombeo se
compensaría. Esta reducción del
tiempo de bombeo diario, debido a la
efectividad y rapidez del tratamiento,
lo indica la experiencia obtenida en
este estudio y lo reportado en la bibliografía8
Comparación entre los costos de
reactivos de ambos métodos
Para que se pueda apreciar mejor la
reducción de los costos de reactivos
para 6 meses empleando el tratamiento de agua de piscina que se propone
respecto a la cloración, se resume una
comparación en la Tabla 5, tomando
como alternativa el hipoclorito de sodio, que es una de la más empleada.
Se puede apreciar que el costo de
reactivos consumidos es mucho menor en el tratamiento con ozono. Así
como, el costo del bromuro de sodio
es alrededor de 474 USD junto a su
estabilidad y fácil almacenamiento,
compite con el costo del cloro estimado en unos 13 914 USD .
Si se analiza la recuperación de la
inversión de la tecnología propuesta
teniendo en cuenta la ganancia por
concepto de ahorrro de reactivos durante un año, se puede apreciar según
los resultados de la Tabla 6, que empleando las alternativas más frecuentes el tiempo de recuperación de la
inversión inicial es factible.
La eficiencia del HBrO como desinfectante es prácticamente independiente del pH del agua, no así la del
HC10, por lo que el consumo de ácido
para mantener el pH requerido es
mucho menor con el tratamiento que
se propone.
Por otra parte, si se parte de un
análisis económico respecto 91 costo
total de la inversión en divisas (considerando los costos de construcción,
montaje y equipamiento) de un hotel
de 250 habitaciones con un valor de
unos 6 900 000 USD, se puede plantear que el costo de la inversión para
la ozonización representaun 0,6 % del
mismo, muy por debajo de otras facilidades auxiliares como la climatización que está en el orden de un 15 %.
103
Revista CENIC Ciencias Químicas, Vol . 31, No. 2, 2000
Tabla 4. Comparación económica entre el método ozono/ion bromuro y el método de cloración
Alga stop
CUS04
A12(S04)3
HCl
NaBr
Electridad
Agua reposición
I-NaCIO
II-Acido tricloro
Isocianúrico :
a) Granulado
b) Tabletas :
III-C102
Precio
unitario
Cloración
Costo
Consumo
(USD)
3,69 USD/L
5 USD/kg
0,2 USD/kg
0,15 USD/kg
10 USD!kg
0,09 USD/kW-h
1 USD/m3
0,72 USD/L
130 L
16 936 kW-h
2 555 m3
12078L
1524
2 555
13914*
5,8 USD/kg
4,25 USD/kg
3,68 USD/L
1098 kg
1098 kg
5 490 L
6 368
4 666
20 203
Ozono/ion bromuro
Consumo
Costo
(USD)
480
60 kg
8 052 kg
Total I
Total lla)
Total Ilb)
Total III
Total 03/Br-
12 kg
30 kg
1321 kg
47 kg
30 633 kW-h
2 190 m3
12
1208
18 485
10 939
9 237
24 724
60
6
198
474
2 757
2190
5 685
*Se incluyó el costo por transportación, que representa el 60 % del costo del NaCIO
Tabla 5. Comparación entre los costos de reactivos de ambos métodos
Ozono/ion bromuro
Costo del bromuro de sodio :
Costo de otros reactivos :
Total:
Cloro
474 USD
258 USD
732 USD
Costo del NaCIO :
Costo de otros reactivos :
Total :
13 914 USD
2 164 USD
16 078 USD
Tabla 6. Análisis de la recuperación de la inversión inicial
Alternativa
NaC10 (con transporte)
NaCIO (sin transporte)
Acido tricloro Isoc. (tabletas)
Para ilustrar mejor, si se tiene en
cuenta, que el costo total en divisas de
una habitación está en el orden de los
27 600 USD y considerando que durante el proceso inversionista y proyecto se decide introducir el tratamiento con ozono, el incremento del
costo por habitación sería de unos
180 USD .
Por supuesto conjuntamente al análisis económico estálaindiscutible alta
calidad del agua tratada que se obtiene, lo cual es una garantía de salud
y atracción para los bañistas .
104
Ahorro
(USD)/año
Tiempo de recuperación de la inversión
(años)
29 752
19 316
11265
1,5
2,3
4,0
CONCLUSIONES
El sistema de tratamiento con ozono
permitió bajo las condiciones de operación evaluadas obtener un agua de
alta calidad físico-química y microbiológica, garantizando un agua estéticamente agradable, segura sin riesgos
para la salud durante un año de estudio.
Se recomienda una dosis aplicada
de ozono entre2y 3 g/m3, así como una
dosis inicial de NaBr entre 10 y
20 g/m 3. La dosis de CUS04 recomen-
dada en la etapa de invierno es de
0,5 g/m 3 y etapa de verano 1 g/m3 . En
caso de necesidad de emplear
Á12(S04), será suficiente una dosis
de 5 g/m . El volumen diario de HCI
necesario en el control del pH y la
alcalinidad results ser de 1-2 litros .
Se cuenta con la posibilidad de
introducir y extender una tecnología
novedosa de tratamiento de agua con
ozono para piscinas, en las instalaciones turísticas de nuestro país y de
la región . La introducción de esta tecnología en Cuba constituye una expe-
Revista CENIC Ciencias Químicas, Vol. 31, No. 2, 2000
riencia de gran novedad dada nuestras condiciones climáticas .
Se aprecia una reducción notable de
reactivos en cuanto a cantidad y variedad, lo que posibilita reducix los
costos de operación . Además un tiempo de recuperación de la inversión
factible.
BIBLIOGRAFIA
1 . Norma DIN Standard alemana 19 643/1982.
Treatment and disinfection of the water of
swimming pool and bath .
2. Comité Estatal de Normalización : N.C .
9304/1985. Piscinas, requisitos higiénicos
sanitarios . Ciudad de La Habana, Cuba .
3. Rice R .G . Chemistries of ozone for pools and
spa water treatment, Proceeding Nitnh
Ozone Word Congress 2, 390, NewYork,
1989 .
4. Mood E.W. Public health principles and
problems associated with the treatment of
water in swimming pools and spas, Proceeding Ninth Ozone Word Congress, 2, 382,
New York, 1989.
5 . Pacik D . and Rice RG. The hydrozon kompact process . A new method for treatment
and disinfection of swimming pools and
bathing water. Ozone ScL and Eng., 13, 63,
1991 .
6 . Yamada H . and Somiya A . Basic study for
application of ozone for swimming pools
and spa treatment, Proceeding Ninth Ozone
Word Congress, 2, 444, New York, 1989 .
7. Tiefenbrunner F.H., Moll H.G., Grohmann
A. and Eichelsdorfer D . Ozone treatment of
small-size swimming pools and whinpools,
Proceeding Ninth Ozone Word Congress, 2,
454, New York, 1989 .
8. Steinbruchel A., Rice RG . and Spangenberg
R First year operation report of the corona
discharge ozone swimming pool water treatment systems. Ozone ScL and Eng., 13,
13,463,
1991.
9 . Nebel C . Ozone and pools. Proceeding Ninth
Ozone Word Congress, 2, 475, New York,
1989.
10. Pool and SPA water chemistry a testing and
treatment guide. Taylor Technologies., Inc.
Sparks M .D . Maryland, 1994 .
11 . Manual t6cnico del agua . Degremont, Ed.
4th, 1979 .
12 . Morales H., Portela R Consideraciones
para el diseño y explotación de piscinas,
Trabajo de Diploma, ISPJAE, Ciudad de La
Habana, 1993 .
13. Información técnica de la Empresa de Proyectos EPROYIV, Ciudad de La Habana .
14. Instituto Nacional de Higiene, Epidemiología y Microbiología, MINSAP, Ciudad de
La Habana .
15 . APHA, AWWA, WPCE, Standard Methods for the Examination of Water and
Wastewater, 16 th Ed . USA, 1985
16 . APHA, AWWA, WPCE, Standard Methods for the Examination of Water and
Wastewater, 16 th Ed . USA, 1967
17 . Dutka B .J . Methodos for microbiological
and toxicological analysis of waters,
wastewaters and sediment. Ed. NWRJ, Canada, 1-32,1989 .
18 . Masschelein W.J . Handbook of Ozone
Technology and Appl.1, Ed .RG . Rice & A.
Netze,171-174,1982 .
19 . Información de la firma francesa OZONIA,
1997 .
20 . Informe Técnico Hotel "La Pradera", Ciudad de La Habana, 1998.
21 . Información técnica Inmobiliaria ALMEST, Ciudad de La Habana, 1998 .
OZ, )n
OZONIZADOR DOMESTICO
Diseñando y construido en Cuba
0Z
y
es un equipo empleado en el tratamiento de las aguas para uso doméstico que
incluye: el agua para beber, el lavado de los alimentos que se ingieren crudos,
la higiene personal, en el fregado de la vajilla y otros utensilios de cocina .
Permite asegurar una total desinfección y contribuye a disminuir los malos
olores que puedan existir en el local donde el ozonizador está instalado.
EFECTIVIDAD
Se ha demostrado la gran efectividad dei
ozono en la destrucción de microorganismos tales como E-cola, quistes de Glardia
lamblia, Cryptosporidium, Pseudomona, etc. los cuales pueden encontrarse
con alguna frecuencia en el agua .
AHORRO
Para purificar 10 litros de agua con
electricidad se consumen 1 .02 kW/h
Con un ozonizador se consumen
0.001 kW/h
CONTACTENOS
Centro de Investigaciones del Ozono
Calle 230, esq. 15, Siboney, Apartado 6880, Ciudad de La Habana,
C.P . 10 600, Cuba
Teléfonos: (537) 21-0588, 21-2089; Fax: (537) 21-0233, 33-0497
E-mail : ozonobinfomed.sid .c u
105
Revista CENIC Ciencias Químicas, Vol . 31, No. 2,2000
Determinación cinética de consumo de ozono disuelto en agua
Mayra Bataller,, Rafael Pérez Rey, Lidia A. Fernández y Christa Baluja
Centro de Investigaciones del Ozono, Apartado Postal 6880, Ciudad de La Habana, Cuba
Recibido: 2 de noviembre de 1999
Aceptado: 30 de mano del 2000
Palabras clave : ozono, consumo de ozono disuelto, constante efectiva de velocidad
Keywords: ozone, dissolved ozone consumption, apparent rate constant
RESUMEN. Se propone un método basado en el consumo de ozono disuelto por
espectrofotometría UV, el cual permite determinar el valor de la constante efectiva de velocidad (kT) para un agua de interés, con alta precisión y relativa facilidad respecto a otros métodos. Se comparan los valores de kT obtenidos por el
método de la decoloración del índigo y por relaciones empíricas (reportados en
la literatura) que estiman el valor de kT a partir del valor de parámetros de
calidad del agua, el pH, la alcalinidad total y el carbono orgánico total disuelto
en el agua a analizar, se verifica la diferencia de los resultados y las limitaciones
de estos métodos . Los bajos valores de kT obtenidos para el agua de acueducto
filtrada por carbón activado, se corresponden con la buena calidad del agua y
con la alta alcalinidad total que posee; los valores están dentro del intervalo de
1,69 a 6,12 h-1 (con un error estándar menor del 10 %) y se corresponden con el
criterio reportado por otros autores de que para aguas limpias el valor de la
constante efectiva resulta menor de 5 h-1. Se determina el valor de kT para aguas
de diferentes fuentes lo que permite analizar la efectividad del método propuesto, así comola relación estrecha entre la calidad del agua, consumo de ozono
y el tiempo de vida media del ozono residual . Estos parámetros son necesarios
para el diseño de los sistemas de ozonización de aguas, así como en el
mejoramiento de la eficiencia de los existentes.
ABSTRACT. A method based on residual ozone decay by UV spectrofotometry
(256 nm) is proposed. This method allows the determination of the apparent rate
constant (kT) for a given water, with high accuracy and relative easiness respect
other methods . A comparison of different methods was carried out, the decolorization of indigo byozone method (600 nm) and empirical relationships, where
overall kinetic of ozone decay is a function ofsurrogate water quality parameters
as pH, total alkalinity and total organic carbon (these are reported on the
literature) ; different results were confirmed and disadvantages of these methods
werepointed out. The low kT values ofthe drinking filtrated (by activated carbon)
water correspond to the high water quality and high alkalinity value. The kT
values are between 1,69 and 6,12 h-1 (with a standard error less to 10 %) and
these correspond with the criterion that clean waters have values less than 5 h-1.
Besides, overall kinetic of ozone decay was determined for ground waters from
different sources, this permitted to analyze the effectiveness of the new method
and the relationship between water quality, dissolved ozone consumption and
half-life ofthe value ofthe residual ozone concentration . The knowledge ofthese
parameters is useful to design ozone water treatment systems, and it permits the
improvement of ozone process efficiency of systems in service.
INTRODUCCION
Generalmente, cuando el ozono es
utilizado en el tratamiento de aguas,
un gran número de reacciones ocurre
en el sistema, dependiendo de la composición delagua. El conoci miento de
la cinética de reacción con el ozono de
cada compuesto presente en elagua es
muy difícil, dado que las aguas naturales e incluso después de recibir algún tratamiento constituyen una matriz compleja .
Por otra parte, .después de la adición
del ozono en el agua, el consumo del
mismo puede ser descrito por dos
fenómenos .1-3 El primero corresponde al período en que cierta cantidad
de ozono es consumida rápidamente :
la llamada demanda "inicial" (reacciones rápidas que transcurren en menos
de 20 s). El segundo corresponde al
final de este período, cuando la concentración de ozono disuelto puede
ser fácilmente medida en el agua,
puesto que va decreciendo a menor
velocidad (reacciones moderadas o
lentas) . Esta disminución depende de
las características del agua, pH, alcalinidad, naturaleza y concentración de
materia orgánica, iones bromuro,
hierro y manganeso entre otros, así
como de la temperatura. Por lo que el
tiempo de vida media del ozono residual está en correspondencia con la
calidad del agua a tratar con las condiciones de ozonización.
El conocimiento del consumo de
ozono y del tiempo de vida media es
esencial para el diseño de un sistema
de ozonizacion, así como para determinar la dosis de ozono a aplicar (bajo
determinadas condiciones de operación) ymantener unresidual de ozono
en el agua durante cierto período,2
que garantice la desinfección. Es bien
conocido, que la eficiencia de la ozonización depende a su vez de la eficiencia de la transferencia de masa y
de la demanda de ozono del agua. Por
tanto, es importante el desarrollo de
técnicas analíticas que permitan estimar la calidad del agua a tratar.
1
Revista CENIC Ciencias Químicas, Vol . 31, No. 2, 2000
Recientemente, Richard2 ha publicado un trabajo que describe dos métodos para determinar la demanda de
ozono de un agua, conocido por Solution Ozone Test (SOT) propuesto por
Hoigné y Bader l y el Gas Ozone Test
(GOT) propuesto por Roche y colaboradores . Estas pruebas de laboratorio se diferencian en la forma de
introducir el ozono en el agua que se
va a analizar. En el primero se introduce como ozono disuelto y en el
segundo como ozono gaseoso . Los dos
métodos tienen la ventaja de utilizar
pequeñas cantidades de muestra de
agua ypermiten trabajar a la temperatura deseada . Como inconvenientes
están la dilución del agua en el SOT y
la transferencia del ozono en el GOT,
así como también que requieren de un
equipamiento especial.2
Otros investigadores, Yurteri y
Gurol,s demostraron que la cinética
global de consumo de ozono disuelto
puede ser caracterizada por un parámetro que ellos denominaron "velocidad de utilización específica del ozono", w [tiempo-1 1, que se puede considerar como una constante efectiva de
velocidad. Estos autores analizaron la
dependencia de w con respecto a
parámetros de calidad del agua como
el pH, la alcalinidad total (AT) y el
carbono orgánico total (TOC) . Realizaron experimentos a partir de
muestras de aguas modelo (pH = 6,89,0, TOC = 0,3-5,3 mg/L, AT = 10500 mg/L, temperatura = 20 OC) para
poder cuantificar el efecto de la composición del agua en la velocidad de
consumo de ozono . De esta forma
desarrollaron una relación que permite estimar la w para muestras de
aguas naturales y por lo tanto el tiempo de vida media del ozono . Posteriormente Roustanb también plantea
una relación similar, que tiene en
cuenta los mismos parámetros (pH =
7,5-8,1, TOC = 0,8-6,0 mg/L) para
15 oC y considerando un intervalo de
alcalinidad total más estrecho de 75 a
150 mg/L, lo cual debe constituir una
limitación ya que el valor de la alcalinidad total de las aguas en Cuba es
mucho mayor .
El empleo de estas relaciones empíricas elimina costos de laboratorio y
dificultades en cuanto a la medición
del ozono ; la predicción de w se realiza con facilidad y cierta precisión.
Como desventaja tiene, que han sido
determinadas para una temperatura
dada y este parámetro es determinante en el consumo de ozono ; debe
señalarse que la temperatura de tra-
bajo de las instalaciones en Cuba es
mucho mayor (entre 25 y 30'C).
Es nuestro criterio, que coincide
con la recomendación de Staehelin y
Hoigné, 7 de determinar experimentalmente la cinética de consumo de
ozono en el agua de interés, por lo
tanto el objetivo de este trabajo es
proponer un métodobasado enel consumo de ozono disuelto, que permita
determinar la constante efectiva de
velocidad kr de consumo de ozono en
un agua con alta precisión y relativa
facilidad .
MATERIALES Y METODOS
Determinación del consumo de ozono
disuelto por el método UV directo
Las aguas naturales contienen un
amplio espectro de sustancias orgánicas e inorgánicas . Una expresión modificada de la velocidad de reacción
puede describirse como una expresión
de primer orden con respecto a la concentración de ozono disuelto, con una
constante efectiva de velocidad de
consumo de ozono (kT) [tiempo-11 5, 6
Esta expresión puede ser escrita
como:
(1)
-dCo3/dt = kTCo3
La expresión describe una cinética
depseudoprimer orden y es la base del
desarrollo de la técnica para la determinación de ozono disuelto, que nos
ocupa en este trabajo . Si se considera
que:
-dCo3/dt = kTC03(promedio)
(2)
(3)
-dCo3/dt = 1/eb (A¡-Af)/t
1/eb
(Ai+Af)/2
(4)
C03(promedio) =
Entonces igualando términos y organizan do queda la expresión siguiente:
kT = 2 (A¡-Af)/t (Ai + Af)
donde:
Ai: absorbancia inicial
Af: absorbancia final
e: coeficiente de extinción del ozono
en agua (L/mol - cm)
b: ancho de la cubeta (cm)
Partiendo de la expresión (5) y teniendo en cuenta los ajustes de la técnica que se propone la determinación de kT está dada por la expresión
siguiente :
kT = 2 o) [( Ai - Al) /(A¡ + AS)] (6)
donde:
o) : factor, que depende de la relación de volúmenes de solución concentrada de ozono y de la muestra de
agua, además del tiempo de la medición.
Se preparó una solución con una
concentración de ozono disuelto en
agua de alrededor de 3,25 mg/L, burbujeando una corriente gaseosa de
ozono-oxigeno en un reactor termostatado de vidrio con una capacidad de
100 mL, el cual está provisto de un
difusor de vidrio poroso yuna toma de
muestras . Volúmenes conocidos de
esta solución y de diferentes muestras
de agua a analizar son transferidos a
una cubeta termostatada y rápidamente mezclados. En ese momento se
comienza la medición. La velocidad
de consumo del ozono disuelto en las
muestras de agua fue medida a 256 nm
de manera contínua durante 2 min,
empleando un espectrofotómetro
modelo Unicam 8500.
Las mediciones de la concentración
deozono disuelto fueron realizadas en
una cubeta de 12mLde capacidad con
4 cm de paso óptico. La temperatura
dentro de la cubeta fue controladapor
el aditamento termostatado del espectrofotómetro . Se trabajó con las temperaturas siguientes: 15, 20, 25 y 30 o C
± 0,5 OC. La mezcla ozono-oxigeno
fue producida por un generador de
ozono modelo Labo-Trailigaz . Para la
obtención del valor de la constante
efectiva se realizaron repeticiones
(siempre más de cinco) y a las muestras así obtenidas se les determinó la
media, la varianza y la desviación
estándar,$ los valores reportados ofrecen los intervalos de confianza paraun
95% .
Determinación del consumo de ozono
disuelto por ele método de decoloración del índigo
Volúmenes conocidos de una solución concentrada de ozono en agua y
de muestras del agua a analizar, se
añaden en un balón de 500 mL, colocado en un baño termostatado. El
balón posee dos entradas esmeriladas,
una permite colocar el agitador para
garantizar la homogeneidad de la
mezcla y la otra permite tomar muestras para determinar la concentración
de ozono disuelto.
Se toman muestras de 1 mL, cada
2 min durante los primeros 10 min,
posteriormente cada 5 min hasta completar 30 min. Las muestras se añaden
en matraces aforados de 10 mL que
contienen 1 mL de solución de índigo
y se completa el volumen con agua
bidestilada, la cual también se emplea
como blanco. Las mediciones de la
concentración de ozono disuelto se
Revista CENIC Ciencias Químicas, Vol . 31, No. 2, 2000
basan en la decoloración del índigo,
método propuesto por Bader y Hoigné.9Las mediciones de absorbancia se
realizaron a 600 nm en un espectrofotómetro modelo Unicam-8700. La
concentración de ozono disuelto
(C031.) puede calcularse por la expresión siguiente :
C03L = (AB -AM) V/e ' b - VM (7)
donde:
AB y AM : absorbancia del blanco y
de la muestra respectivamente .
V y VM : volumen total y de la
muestra respectivamente (mL) .
e : coeficiente de extinción molar del
índigo en el agua (L/mol - cm) .
b: paso óptico de la cubeta (cm).
La temperatura se controló a 20 ° C
t 0,5 °C, tanto en la preparación de la
solución concentrada de la muestra de
agua a analizar como durante el seguimiento de la reacción. Este método es
similar al utilizado por Yurteri y
Gurols a igual temperatura .
Los resultados experimentales de
concentración de ozono disuelto
contra tiempo obtenidos, se grafican
(en escala semilogarítmica) y se verifica, que la reacción es de primer orden respecto a la concentración de
ozono disuelto, siendo la pendiente de
la línea recta igual al valor de kT.
Estimación del tiempo de vida media
del ozono en el agua (tt/2)
Se utiliza la expresión : 1
tl/2
= In 2'kT [tiempo]
(8)
Determinación del consumo de ozono
disuelto aplicando relaciones o modelos empíricos
Yurteri y Gurols y Roustan y col.6
propusieron relaciones empíricas
para la predicción de kT representadas por las ecuaciones (9) y (10) respectivamente, que dependen de parámetros de calidad del agua, tales como
el pH, laAT y el TOC . Las ecuaciones
son las siguientes:
log kT = -3,98 + 0,66 pH + 0,61
log TOC - 0,42 log (AT/10)
(9) 5
log kT = -4,0 + 0,29 pH + 1,19
log TOC + 0,411og AT
(10)6
Calidades o fuentes de agua utilizadas
Se utilizó en este estudio agua calidad potable (acueducto) proveniente
de una fuente subterránea ; la misma
se filtra por carbón activado para
eliminar el cloro libre residual . Esta
agua por lo tanto es un agua de muy
buena calidad en cuanto a parámetros
físico-químicos y microbiológicos . Las
principales características del agua
utilizada se presentan en la Tabla 1. El
estudio se centró en el análisis de. esta
agua, ya que la calidad de las aguas a
tratar en los diferentes sistemas de
tratamiento instalados es buena. Se
pueden citar las aguas minerales provenientes de manantiales y pozos
como en las embotelladoras, agua de
acueducto desionizada o no, posteriormente filtrada por carbón activado en el Centro de Ingeniería Genética y Biotecnología (CIGB), así como
agua de pozo filtrada por carbón
activado en el Centro Nacional de
Producción de Animales de Laboratorio (CENPALAB). Por otra par-,
te, muestras de agua del pozo del
Centro de Investigaciones del Ozono
(Pozo Ozono) y del pozo del Centro
Nacional de Investigaciones Científicas (Pozo CNIC) fueron también analizadas .
RESULTADOS Y DISCUSION
Consumo de ozono disuelto por el
método UV directo
En la Tabla 2 son presentados los
valores de la constante de velocidad
efectiva (kT) yel tiempo de vida media
a diferentes temperaturas parael agua
de acueducto filtrada por carbón activado. Se puede apreciar el efecto de la
temperatura, ya que el valor de kT
aumenta y correspondientemente el
tiempo de vida media disminuye al
incrementar la temperatura del agua,
por lo que hay un incremento del
consumo de ozono. Debe señalarse
que la constante efectiva kT involucra
el efecto global de la reacción del
ozono con los sustratos disueltos y la
reacción de descomposición del ozono en agua (reacción con los OH-),
ambas reacciones (con sus respectivas
constantes) se aceleran con el incremento de la temperatura .
Los valores kT están en el intervalo
de 1,69 a 6,12 h-1 y el error estándar
de las mediciones fue menor del 10 %.
Se han reportado para 20 °C valores
de 1eT para aguas limpias (por ejemplo
aguas subterráneas) que están en el
orden de 5 h-1 o menor, mientras que
valores de 1{r de aguas superficiales
contaminadas pueden exceder 50 h-1.
Tabla 1 . Principales características del agua potable filtrada por carbón activado
Temperatura (°C)
Dureza total
(g/m3 como CaC03)
Alcalinidad total
(g/m3 como CaC03)
TOC (g/m3)
27 ± 1
Conductividad
(uS/cm)
80 ± 1
478'± 10
Color (unidades Pt-Co)
<5
259±5
Turbiedad (unidades NF)
<5
3,8 ± 0,1
pH
6,9-7,1
Tabla 2. Variación de la constante efectiva kT como una función de la temperatura del agua
Temperatura
k1,
Error
Repeticiones
Tiempo de vida media
(%)
(número)
(min)
(°C)
(h-1)
21
25
15
1,69 ± ,14
7,6
2,74
±
,11
4,0
35
15
20
25
4,00 ± ,18
4,3
20
10
6,5
40
7
30
6,12 ± ,36
Revista CENIC Ciencias Químicas, Vol. 31, No. 2, 2000
Tabla 3. Valores de kT para agua de diferentes fuentes a la temperatura de 25 ° C
kr
Error
Repeticiones
Tipo de agua
(número)
(%)
(h_1)
12
9,0
3,96 ± 0,36
Pozo CNIC
13
6,84 ± 0,36
6,82
Pozo CIO
8,21
10
6,66 ± 0,54
Agua de acueducto contaminada
4,3
20
4,00 ± 0,18
Agua acueducto filtrada por CA
Yurteri y Gurols reportan que la
velocidad de desaparición dei ozono
es marcadamente menor en soluciones con alcalinidades de 10 a 500 mg/L
(expresada como CaC03), cuando
fueron comparadas con soluciones
con buffer de fosfato al mismo pH. De
igual manera lo reporta Sotelo o indicando que la velocidad de desaparición del ozono disuelto en presencia
de iones carbonato es menor que en
presencia de iones fosfato y sulfato .
Queda claro, junto a los estudios realizados por Staehelin y Hoigné, 7 que los
iones carbonato y bicarbonato tienen
la capacidad de estabilizar el ozono
molecular y representan captores o
trampas de radicales (OH-), los
cuales aceleran el consumo de ozono.
En este, estudio, junto a la alta
calidad dei agua, se puede apreciar el
efecto de la alta alcalinidad total del
agua empleada (con un valor promedio de 259 mg/L) sobre los valores
de kT, al obtener bajos valores para
esta constante . Por otra parte, el valor
de la energía de activación calculada
fue de 62,76 Moule - mol-1 , el cual se
corresponde con los valores de la
constante efectiva de velocidad . La
ecuación. de Arrhenius queda expresada de la forma siguiente :
(11)
ln kT = 18,36-7495/T
donde :
kT : (---I ) y T: (K)
r = 0,96; DE = 0,1253 ; n = 116
Este procedimiento permite determinar experimentalmente con una
alta precisión los valores de kT, además es una herramienta útil y relativamente fácil de usar para realizar la
medición de este importante parámetro.
En la Tabla 3 se presentan los valores de kl- y el tiempo de vida media
para aguas de diferentes fuentes a la
temperatura de 25 °C hallados por el
método UV directo. Se puede apreciar que el método es sensible al cambio de la calidad del agua. Los análisis
se realizaron en el mismo período,
para evitar cambios en la composición
del agua debido a la estación del año .
Tiempo de vida media
10,5
6,0
6,2
10
todos requieren de la disolución del
ozono pero el método UV directo
propuesto en este estudio presenta
varias ventajas ya que es más rápido,
requiere de menor manipulación
durante la determinación, no necesita
de la solución de índigo, la instalación
experimental es mucho más sencilla,
se trabaja con un menor volumen de
muestra y permite realizar un gran
número de repeticiones respecto al
del método de índigo, además cuando
se extrae la muestra de agua con ozono
disuelto para ser añadida en los matraces aforados que contienen la solución de índigo puede haber pérdida de
ozono, por lo que se mide un valor de
ozono disuelto menor. Por lo antes
expuesto se recomienda realizar la determinación por el método que se propone en este trabajo .
Consumo de ozono disuelto aplicando relaciones o modelos empíricos
Teniendo en cuenta los valores promedios de los parámetros pH, AT y
TOC del agua de acueducto y filtrada
09 9
e s y
,
por carbón activado, que se corres3
ponden con los valores : 7,0, 259 him
g/m3
como CaC03 y 2,5
respectivamente, los valores kr fueron estimados a partir de las relaciones propuestas por Yurteri y Gurol,s así como la
de Roustan v col.,b que resultaron 1,95
y 0,31 h-1 , - respectivamente, por lo
'
que, un valor mucho menor fue
t (s)
obtenido por la relación de Roustan
h-1) respecto al valor de 1,69 h-1
Fig. l. Variación de la concentración de (0,31
obtenido por el método que se proozono disuelta con el tiempo
pone a igual temperatura (15 °C) . Hay
que tener en cuenta que esta relación
Se obtuvo un valor de kT igual a 2,48 empírica fue obtenida para un inter± 0,4 h-1 (17 % de error y 11 repevalo de AT de 75 a 150 mg[L, es decir
ticiones) para el agua analizada, a para un agua menos alcalina que las
partir del método del índigo a 20 °C. aguas que nos ocupan, este hecho
El valor de kT estimado por este marca una limitación para su uso y se
método es menor que el obtenido por evidencia en la diferencia del valor de
el método UV directo, el cual fue de kT obtenido . Otro aspecto que debe
2,74 h-1 a igual temperatura . Esta difeinfluir es la presencia de un signo posirencia debe ser atribuida a la manera tivo delante del coeficiente de AT, los
en que se realiza la determinación de iones carbonato y bicarbonato responsables de la alcalinidad de un agua
kT por ambos métodos . Los dos mé-
Los resultados demuestran, que el
agua de acueducto filtrada por carbón
activado (kT = 4,0 h-1) y del pozo
CENIC (kr = 3,96 h-1) son las de
mejor calidad, con un mayor tiempo
de vida media del ozono residual, indicando un menor consumo de ozono en
estas aguas, respecto a la del pozo
CIO sin ningún tratamiento previo y
prácticamente en desuso y al agua de
acueducto contaminada en el momento del experimento con Psedomonas
aeroginosa a una concentración de
10 2 UFC/mL.
Consumo de ozono disuelto por el
método del índigo
Por . este método sólo se evaluó el
agua de acueducto filtrada por carbón
activado . Los resultados experimentales de concentración de ozono disuelto contra tiempo obtenidos se graficaron y se verificó que la reacción es
de primer orden respecto a la concentración de ozono disuelto . En la
Figura 1 se presenta un ejemplo a
modo de ilustración .
',r=
p
1
-2
0
2
4
6
8
1 0
1 2
14
16
Revista-CENIC Ciencias Químicas, Vol . 31, No. 2, 2000
actúan como captores de radicales
OH-, por lo que retardan la reacción
del ozono en agua, por lo que el signo
negativo del coeficiente de la AT
como aparece en la relación de los
otros autores es más adecuada a nuestro criterio. Por otra parte también fue
obtenido unvalor de kT menor a partir
de la relación de Yurteri y Guro15
(1,95 h-1) respecto al valor de 2,74h-1,
el cual resultó del método que se propone a igual tem peratura (20 °C) .
Estos resultados en general indican
que estas relaciones tienen que ser
utilizadas con cuidado para estimar el
valor de kT a las temperaturas señaladas. Además ambas relaciones sólo
consideran la influencia de los parámetros señalados ; sin embargo se conoce que hay muchos efectos sinérgicos que hay que tener en cuenta ; este
aspecto junto al hecho de que el valor
de la temperatura del agua en los sistemas de tratamiento en Cuba es superior al valor en que fueron obtenidas
las relaciones, permite plantear, que
es mejor realizar la determinación
experimental de la cinética de con-
sumo de ozono en el agua de interés
por el método propuesto .
CONCLUSIONES
Se propone un método para la determinación con alta precisión y relativa facilidad de la constante efectiva
de velocidad kT basado en la medición
directa del ozono disuelto por espectrofotometría UV.
Los bajos valores de kT obtenidos
para el agua de acueducto filtrada por
carbón activado, se corresponden con
la buena calidad del agua y con la alta
alcalinidad total que posee .
La relación estrecha entre calidad
del agua, el consumo de ozono (dado
por la kT) y el tiempo de vida media
del ozono residual quedó corroborada en correspondencia con lo planteado por otros autores.
REFERENCIAS
1 . Hoigné J. and Bader H . Characterization of
water quality criteria for ozonation processes . Part 11 : lifetime of added ozone .
Ozone Science & Engineering, 16, 121,
1994 .
2. Richard Y . Ozone water demand test . Ozone
Science & Engineering, 16,355,1994 .
3 . Roustan M ., Debellefontaine H . and DoQuang Z. Development of a method of
ozone Demand of a water . Ozone Science &
Engineering, 20, 513, 1998 .
4 . Roche P ., Wolk C ., Carbonnier F. and
Paillard H. Water oxidation by ozone or
ozone/hydrogen peroxide using the OZOTEST or PEROXTEXT methods. Ozone
Science & Engineering, t6, 135 . 1988.
5 . Yurteri C. and Gurol M. Ozone consumption
in natural waters; effects of background organic matter, pH and carbonate species .
Ozone Science & Engineering, 10, 277 .
1988 .
6 . Roustan M . Wang Y . and Wolber D . Modeling hydrodinamics and mass transfer parameters in a continuos ozone bubble
column . Ozone Science & Engineering, 18,
99,1996 .
7. Staehelin J . and Hoigné J . Decomposition of
ozone in water in the presence of organic
solutes acting as promotors and inhibitors
of radical chain reactions. Environmental
Science & Technology, 19, 1206, 1985 .
8 . Ostle B . Estadística Aplicada . Ed . Científico
Técnica, Ciudad de La Habana, 43-45,1984 .
9 . Bader H . and Hoigni J . Determinaton of
ozone in water by the indigo method . Water
Research 15,449, 1981 .
10 . Sotelo J ., Beltrán F . and González M . Effect
of high salt concentrations on ozone decomposition in water. J. Envir. Set. Hlth Part A
Envir. ScL Engng A24, 823, 1989 .
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