Contaminación en redes de distribución de agua potabilizada mediante membranas de ultrafiltración

Resumen

La calidad del agua de consumo humano depende de la calidad del recurso hídrico, del tipo de tratamiento aplicado para su potabilización y de las alteraciones que pueda sufrir en la distribución. Esta calidad está regulada para garantizar la seguridad de los consumidores, ya que las enfermedades hídricas pueden representar una importante amenaza para la salud humana, siendo éstas el origen del 80% de todas las enfermedades en los países en vías de desarrollo (OMS, 2006). Los estándares para el agua de consumo humano en Europa se marcan en la Directiva 98/83/CE y la Directiva (UE) 2015/1787, por la que se modifican los anexos II y III de la anterior. Esto se transpuso al marco legislativo español mediante el RD 140/2003, el cual ha sido modificado por el RD 314/2016 en lo que a sustancias radiactivas se refiere. El agua, una vez potabilizada en las plantas de tratamiento, se convierte en un producto perecedero y vulnerable a la contaminación. Existen diversos motivos por los cuales puede producirse dicha contaminación a lo largo de una red de distribución de agua potable (RDAP) como, por ejemplo, la corrosión y liberación de partículas causada por el deterioro de los sistemas de almacenamiento y distribución del agua (Sousa et al., 2010; Robertson et al., 2003; Bucheli-Witschel et al., 2012; Peng y Korshin, 2011); los acúmulos de suciedad en el interior de éstos y el crecimiento bacteriano derivado del contenido en materia orgánica del agua; (Gauthier et al., 1999; Liu et al., 2002); la formación de biopelículas como consecuencia de la presencia de microorganismos en el agua (Liu et al., 2013; EPA, 2002; Wingender y Flemming, 2011; Farkas et al., 2013); o la aparición de subproductos de desinfección (DBPs) generados por la reacción de la materia orgánica con los agentes de desinfección (Hua et al., 2015; Villanueva et al., 2003; Singer, 1994). La tecnología de membranas tiene diversas aplicaciones, pero entre las más destacadas se encuentra el tratamiento del agua, surgiendo además como una buena alternativa a la potabilización convencional (Jacangelo, 2004). Una membrana es una película delgada que actúa de barrera física, permitiendo la retención de algunos de los componentes de un fluido y el paso de otros, realizando una separación selectiva (Madaeni, 1999). La implementación de la tecnología de membranas está en crecimiento por sus numerosas ventajas, como ser modulares y compactas, de fácil automatización, permiten realizar una desinfección física, etc.; pero sin olvidar sus inconvenientes principales: el atascamiento de la membrana (oclusión y ensuciamiento) y su baja eficiencia en retención de materia orgánica disuelta (Rojas et al., 2008; Y. Zhang et al., 2015; Rojas-Serrano et al., 2015a). Existen diversas clasificaciones de membranas según se atienda al mecanismo de separación, tamaño de poro, configuración geométrica, naturaleza del material, estructura o morfología, aunque el tamaño de poro es el parámetro descriptivo de mayor interés en potabilización. En este sentido, son las membranas de ultrafiltración (UF) las que mayor aplicación tienen en potabilización del agua. Sin embargo, su baja retención en materia orgánica disuelta obliga a la implantación de tratamientos previos a la UF que mejoren los rendimientos, entre los que destacan la ozonización (O3) o la coagulación-floculación (CF) (Rojas-Serrano et al., 2016; Rojas et al., 2011). Este trabajo de investigación nace a instancia de conocer la contaminación que sufre el agua tras su paso por la RDAP en el caso de que haya sido potabilizada mediante membranas UF. De aquí surgen dos objetivos principales: i) conocer y comparar la evolución de la calidad del agua de consumo humano en la RDAP en función del tratamiento aplicado para su potabilización mediante membranas de UF, como único proceso o asociado a pretratamientos (O3 o CF) y ii) evaluar el ensuciamiento sufrido por la propia RDAP a lo largo del tiempo. Para dar respuesta a los objetivos planteados, se contó con una instalación experimental situada en las instalaciones del Parque de las Ciencias de la ciudad de Granada, junto a la llamada Acequia Gorda por la que discurre el agua procedente del embalse de Canales, río Genil. Esta instalación disponía de un sistema de captación de agua, tanto de la acequia como de un tanque empleado para la preparación de agua sintética, y contaba con los siguientes módulos de tratamiento: - Módulo de ultrafiltración (UF): compuesto principalmente por una membrana de UF de fluoruro de polivinilideno arrollada en espiral (tamaño de poro de 0,03 µm, tolerancia al cloro de 2000 mg/L y presión transmembrana de ± 0,7 bar) aireada en continuo, capaz de producir 2 m3/h de permeado, y con el equipamiento necesario para realizar contralavados periódicos cada 20 minutos; un sistema de registro de datos y sondas de temperatura y presión transmembrana. - Pretratamiento de coagulación-floculación (CF): compuesto por un tanque agitado para almacenar el coagulante (FeCl3), bomba dosificadora que lo aporta a un mezclador estático en línea (50 mg FeCl3 /L; Rojas-Serrano et al., 2015c), y un floculador hidráulico formado por un sistema de tuberías y válvulas (PVC, Ø = 50 mm). - Pretratamiento de ozonización (O3): formado por un ozonizador para la generación del O3 (6 L/min) a partir de O2, dispositivo Venturi para inyección en línea del gas, torre de contacto, línea de evacuación del gas con neutralización del ozono residual con Na2SO3 y sistema de control en continuo del O3 en las corrientes gaseosas. - Sistema de post-cloración y red de distribución experimental (RDE): el agua permeada por la membrana de UF pasaba a un tanque donde el agua era clorada (NaClO, 5%) mediante un sistema de gestión de cloro (nivel de cloro residual libre fijado en 0,4 mgCl2/L) y se mantenía en continua recirculación por una RDE conformada por 300 m. de tubería (polietileno, Ø = 14 mm) a una velocidad de 1 m/s. En base a los objetivos marcados, la experimentación se planteó en dos fases: - Estudio evolutivo (fase 0): donde durante 60 semanas (14 meses) el agua tratada circuló por una única red de distribución (RDE 1), probando consecutivamente los distintos tratamientos propuestos y analizando los parámetros establecidos como indicadores de la calidad del agua potable a lo largo de todo el periodo. - Estudio comparativo (fases 1, 2 y 3): en cada una de las fases se operó con un tratamiento distinto (CF+UF, O3+UF y UF) durante 24, 31 y 19 semanas respectivamente, partiendo siempre de una membrana de UF nueva y una RDE nueva en cada fase (RDE1, RDE2 y RDE3), empleando agua de alimentación sintética, mediante la adición de materia orgánica natural (MON) para que las condiciones iniciales fueran constantes y los resultados comparables entre sí. En todas las fases experimentales, para analizar la calidad del agua potable, se midieron en continuo (cada minuto) la temperatura del agua, el pH y el cloro residual libre (CRL). También se tomaron muestras diarias del agua permeada por la membrana (influente de la RDE, INF) y del agua potable clorada (efluente de la RDE, EF), en las cuales se analizaron: turbidez, carbono orgánico total y disuelto (COT y COD), absorbancia ultravioleta a 254 nm (UV254), recuento de colonias a 22°C (RC22), Escherichia coli (E. coli), trihalometanos (THMs) y ácidos haloacéticos (AHAs). Además, se calcularon otros parámetros a partir de estos como el índice SUVA, el incremento experimentado por los parámetros en la RDE (∆X) o el porcentaje de eliminación (%ET). Por otro lado, para evaluar el ensuciamiento de la RDE y la formación de biopelícula en su interior, se tomó mensualmente un fragmento de tubería que fue inspeccionado mediante microscopía electrónica de barrido (SEM), haciendo un recuento visual de las bacterias adheridas a la superficie (RBA). Todos los datos obtenidos fueron tratados con las herramientas matemáticas y estadísticas pertinentes en cada caso: Microsoft® Office Excel 2010, para cálculos directos y representaciones gráficas; IBM® SPSS®Statistics 22.0, para descriptivos estadísticos, análisis de varianzas (ANOVA) y análisis de correlaciones de Pearson; y Canoco for Windows 4.5, para los análisis de redundancia (RDA). Durante el estudio evolutivo el CRL del agua permaneció constante en el tiempo (0,48 ± 0,11 mg/L), aunque hubo algunas fluctuaciones puntuales provocadas por paradas técnicas, una limpieza química de la red y el efecto del ozono residual que, por su poder oxidante, dificultaba la regulación del CRL mediante el sistema de gestión de cloro. Igualmente constante en el tiempo se mantuvo el pH de forma general, con un valor medio de 7,73 ± 0,64, aunque el efecto acidificante del coagulante hizo que durante la etapa con dosificación de FeCl3 la tendencia del pH fuera descendente. La temperatura del agua en la RDE varió en el tiempo, presentando una correspondencia muy estrecha con las variaciones de la temperatura ambiental. Esta relación fue más acentuada en la época estival debido a las condiciones de diseño (volúmenes de acumulación de agua relativamente pequeños y RDE a la intemperie), y por ello se abarcó un amplio rango de temperaturas entre 7 y 34°C. La turbidez del agua potable fue en aumento con el transcurso del tiempo, determinada en gran parte por la turbidez del influente, cuya tendencia fue paralela, así como por el desarrollo progresivo de la biopelícula. Ello produjo un enturbiamiento medio dentro de la RDE del 24%, siendo la etapa de O3+UF en la que este incremento fue significativamente mayor debido al O3 residual en la red, que facilitó el desprendimiento de la biopelícula (Videla et al., 1995) y la fragmentación de la materia orgánica (Galapate et al., 2001), lo que confirió una mayor turbidez al agua. A pesar de esta tendencia al alza, la turbidez del agua potable nunca sobrepasó las 5 UNT fijadas como límite para aguas de consumo humano por la legislación. La materia orgánica fue en su gran mayoría disuelta (COT ≈ COD), esperable por la baja eficiencia de la UF en retención de COD. Aunque la evolución temporal del COD pareció muy fluctuante, obviando la puesta a punto del tratamiento de CF y otros problemas de parada/arranque de la planta, por lo general su evolución tuvo una tendencia ascendente motivada por la acumulación de materia orgánica en la red. En la última etapa (O3+UF), el ΔCOD en la RDE fue significativamente más alto (90% vs. 17-9%), ya que el ozono residual fragmentó la materia orgánica acumulada sobre la superficie de la tubería, aumentando más el contenido en materia disuelta. Puede decirse que la calidad del agua potable fue media-baja (5,89 ± 3,22 mg COT/L) si se tienen en cuenta el valor de referencia de 7 mg COT/L señalado por el Ministerio de Sanidad y Consumo (2005) para calificar un agua de no apta para el consumo humano. El comportamiento de la UV254, parámetro indicador de la composición aromática de la materia orgánica (Chin et al., 1994; Metsämuuronen et al., 2013), estuvo fuertemente asociado al comportamiento del COD, mostrando un alto paralelismo evolutivo entre ambos. En realidad el débil incremento de la UV254 en la RDE no se debió tanto al cambio del carácter aromático de la materia orgánica natural (MON), sino más bien a la relación con la concentración de COD (Huang et al., 2016ª; Chow et al., 2009). No obstante, hubo factores que pudieron causar cierta modificación de la estructura de la MON, como la biopelícula generada en los meses de verano, que provocó un aumento de la UV254 (Ikonen et al., 2013); o el O3 residual, que pudo fragmentar la MON generando compuestos de menor peso molecular (Galapate et al., 2001; Swietlik et al., 2004; Hua y Reckhow, 2013; Zhou et al., 2015), reduciendo así la medida de UV254. Respecto a la evolución temporal del índice SUVA, fue bastante similar a la presentada por los parámetros UV254 y COD. Por tanto, sólo cabe destacar su bajo valor en el agua potable (0,75 ± 0,50 L/mg-m < 2 L/mg-m), según los valores guía de James K. Edzwald ampliamente usados por la comunidad científica, lo que implicaría un bajo riesgo de generación de DBPs. A pesar de estos valores, se encontraron concentraciones de THMs significativamente mayores en la etapa de O3+UF, cuando fue ésta la que presentó los valores de SUVA significativamente más bajos. Esto demostró que el SUVA no siempre es un buen predictor de generación de DBPs, como señalan Weishaar et al. (2003), quienes atribuyen esta singularidad a la heterogeneidad del COD y sus complejos mecanismos de reacción con el desinfectante. El único THM detectado en el agua potable fue el cloroformo, el más presente en aguas cloradas (Kumari y Gupta, 2015; Zhang et al., 2010; Teksoy et al., 2008; Roccaro et al., 2008; Sérodes et al., 2003; Williams et al., 1997), y su concentración fue cada vez mayor a lo largo del tiempo. Esta tendencia no es achacable al tiempo en sí, sino a la fuerte influencia que tuvo el tipo de tratamiento sobre la cantidad de cloroformo generado. La calidad del agua potable a este respecto fue alta o muy alta, pero a finales del tiempo de ensayo se alcanzaron concentraciones de cloroformo más elevadas, incluso llegando a sobrepasar el límite legal (100 µg/L) en algunas ocasiones, pero como consecuencia de la etapa de O3+UF, que coincidió con el final de la fase. El RC22 fue prácticamente indetectable hasta la semana 20 de operación, coincidiendo con el desarrollo de biopelícula, que sin duda fue la causa de la aparición de recuentos positivos pero, no obstante, poco significativos (el mayor recuento del estudio fue inferior a 9 ufc/mL, lo que dista mucho de las 100 ufc/mL a la salida de la ETAP fijadas por el RD 140/2003, y más aún de la recomendación del Ministerio de Sanidad y Consumo (2005) de 10000 ufc/mL como máximo para su potabilidad). También cumplió la normativa (0 ufc/100mL) en lo que respecta a E. coli, con todos sus recuentos nulos durante la fase evolutiva. Por tanto, la calidad microbiológica del agua potable fue excelente, debido en gran parte a la alta eficacia de la tecnología de membranas en retención de bacterias (Gómez et al., 2006; Prest et al., 2016), aunque fuera esperable encontrar bacterias en la red puesto que la zona de post-filtración es susceptible a la contaminación por microorganismos de distinta procedencia. Depósitos de materia orgánica y bacterias adheridas fueron cubriendo progresiva y exponencialmente la superficie de la tubería de la RDE, pasando por todos los estados propios de la formación de una biopelícula descritos por Percival et al. (2010), siendo ésta ya evidente e irreversible tras 7 meses de operación. Después de otro mes más, el recuento visual con SEM de las bacterias adheridas ya era imposible por la cantidad de suciedad y sustancias poliméricas extracelulares (EPS) acumuladas, por lo que se decidió llevar a cabo una limpieza química de la red (1000 mg NaClO/L). A partir de ese momento, los depósitos volvieron a aparecer en la conducción, pero el recuento de bacterias adheridas fue muy escaso a causa del efecto biocida del ozono residual a pesar de que favorezca el recrecimiento bacteriano al degradar la materia haciéndola más asimilable por los microorganismos (Escobar y Randall, 2001a; Escobar y Randall, 2001b; van der Kooij et al., 1989). Esto vuelve a plantear la necesidad del estudio comparativo para constatar si la generación de biopelícula estuvo condicionada únicamente por el tratamiento de potabilización, o fue cuestión del tiempo transcurrido. A la vista de los resultados de la fase evolutiva y teniendo en cuenta que los análisis RDA pusieron de manifiesto que el “tratamiento” fue la variable con mayor influencia en el sistema, se planteó la necesidad de un segundo estudio donde se evaluara dicha influencia, partiendo en este caso de unas mismas condiciones para el agua a tratar mediante las instalaciones experimentales. Respecto a las variables de medición continua, los resultados del estudio comparativo revelaron nuevamente el correcto funcionamiento del sistema de gestión de cloro en todas las fases, manteniendo el nivel de CRL muy estable en torno al punto de consigna (0,44 ± 0,07 mgCl2/L). Sin embargo, el pH sí se vio más afectado por el tratamiento, presentando comportamientos distintos, con un descenso paulatino durante la CF+UF por la adición de Fe (III) al agua durante el tratamiento (Rojas-Serrano et al., 2015c; Siéliéchi et al., 2008; Willhite et al., 2013); un pH muy estable durante la fase de UF; y más irregular en la fase de O3+UF a consecuencia del O3 residual, que inicialmente provocó un descenso de pH (Huang et al., 2005), y posteriormente un aumento. Al igual que en la fase evolutiva, la temperatura del agua estuvo muy marcada por la influencia de la temperatura ambiental, alcanzando valores de entre 9 y 34°C según la temporada del año en la que se desarrollara la fase experimental. El enturbiamiento del agua en la RDE fue generalizado, con un incremento medio de 0,20 ± 0,49 UNT, pero con diferencias estadísticamente significativas entre algunas fases. La calidad del efluente estuvo en parte marcada por su correlación con la turbidez del influente (rTurbINF-TurbEF = 0,423). Esto hizo que en la fase de UF, la turbidez del efluente presentara una tendencia ascendente en el tiempo, ya que así evolucionó el influente como consecuencia de la alteración progresiva de la membrana (Rojas-Serrano et al., 2015b; Rojas-Serrano et al., 2016). Sin embargo, en la fase de O3+UF la tendencia fue descendente en ambas corrientes, ya que el ozono del tratamiento fue oxidando y fragmentando la materia orgánica, reduciendo con ello la turbidez. En la fase de CF+UF, además de la influencia del influente, la turbidez del efluente también estuvo fuertemente condicionada por el desarrollo de la biopelícula (favorecida a su vez por la presencia de coagulante residual en la RDE y las altas temperaturas), lo que provocó un aumento progresivo y más marcado de la turbidez del agua potable que en el resto de fases donde no surgieron desarrollos biológicos (al menos no de manera tan evidente). De nuevo, al igual que en la fase evolutiva, la turbidez nunca excedió los límites legales (5 UNT). El contenido en COD del agua potable estuvo marcado fuertemente por la correlación con la calidad del agua tratada (rCODEF-CODINF = 0,721), la cual dependió de la eficacia del tratamiento en eliminación de materia disuelta (ȠUF=16% < ȠO3+UF=29% < ȠCF+UF=42%), y experimentando un ΔCOD medio global del 8% a su paso por la RDE. Pero la excepción nuevamente fue la fase de O3+UF, donde la tendencia de COD en la RDE fue variable según el momento, pero ligeramente descendente en general (ΔCOD medio de -0,30 ± 2,09 mg/L) debido a la oxidación de la MON por parte del ozono residual. Esto difiere mucho del comportamiento mostrado en la fase evolutiva durante este mismo tratamiento (donde el ΔCOD fue positivo y cuantioso, 90%), lo que indica que en aquel caso el ensuciamiento estuvo marcado por lo sucedido en etapas anteriores y no únicamente por el tratamiento. Igualmente, el agua potable producida en el estudio comparativo tuvo una calidad baja, con un valor medio de 5,43 ± 2,45 mg COD/L y sobrepasando los 7 mg COT/L recomendados. Una filtración por membrana no modifica la composición química de la materia orgánica, ni por tanto su UV254, pero por su relación directa con COD, ésta puede sufrir alteraciones en su medida. Cosa distinta es el empleo de pretratamientos, donde el coagulante y el ozono sí produjeron una reducción de UV254 en el permeado, tanto por eliminación de COD como por reducción de la fracción de mayor peso molecular (ȠUF=28% < ȠO3+UF=54% < ȠCF+UF=75%). Y esta calidad del agua tratada se trasladó de forma casi paralela a la calidad del agua potable, con una correlación entre la absorbancia de influente y efluente de 0,895, y una calidad media-baja de 6,54 ± 4,76 m-1. En líneas generales, la variación de UV254 en la RDE fue mínima (entre -0,89 y 0,39 m-1 según la fase) y la tendencia evolutiva fue prácticamente constante, lo que hace predecir la escasa alteración de este parámetro en una RDAP, como así apuntan Huang et al. (2016). El índice SUVA estuvo explicado por el comportamiento de UV254 y COD, aunque en mayor medida por el primero que por el segundo. Al igual que sucedió en la fase evolutiva, los valores de este índice fueron bajos (Edzwald y Van Benschoten, 1990; Edzwald et al., 1985), aunque no por ello tuvo repercusión directa sobre una menor presencia de DBPs en el agua, quedando todos las correlaciones SUVA-DBPs por debajo de 0,314. Además, la fase de mayor SUVA (UF) no se correspondió con la de mayor cantidad de DBPs. Reiteradamente, el único THM detectado fue el cloroformo y con diferencias estadísticamente significativas entre fases. En el caso de los AHAs se detectaron las 9 especies existentes, aunque el ácido dicloroacético en mucha mayor proporción, tal que así: DCAA (86,82%) > MCAA (4,19%) > BCAA (2,75%) > TCAA (2,02%) > TBAA (1,01%) > MBAA (0,94%) > DBAA (0,90%) > BDCAA (0,87%) > CDBAA (0,49%). Las diferencias entre fases fueron algo menores, pero la influencia del tratamiento sobre la concentración de DBPs en el agua potable quedó patente, como apoya la fuerte correlación mostrada por el RDA del sistema. La fase de menor concentración de DBPs fue la de CF+UF, hecho esperable puesto que el tratamiento promueve una mayor eliminación de materia hidrófoba y húmica, precursora de su formación (Croue et al., 1993; Ivancev-Tumbas et al., 1999). Sin embargo, la fase de O3+UF fue la que presentó un agua que no podría considerarse apta para consumo humano, ya que superó en numerosos momentos los 100 μg/L permitidos para ΣTHMs y, en el caso de los AHAs también superó en algunas ocasiones los valores de referencia advertidos por la Organización Mundial de la Salud de 20, 50 y 200 μg/L para el MCAA, DCAA y TCAA respectivamente. A pesar de que la literatura científica habla de que el uso de ozono reduce la formación de THMs en aguas cloradas por el efecto que tiene el O3 sobre la especiación de los DBPs (Gallard y Von Gunten, 2002; Wert y Rosario-Ortiz, 2011), este comportamiento puede atribuirse a la combinación del ozono y el cloro en la RDE, que según Zhou et al. (2015), aumenta la formación de DBPs en comparación con la cloración sin ozonización. Respecto a los parámetros microbiológicos del agua potable, sucedió lo mismo que en la fase evolutiva, es decir, la calidad fue excelente tanto en lo referente al RC22 como en E. coli, independientemente del tratamiento. Y los bajos recuentos positivos que se dieron guardaron correlación con la aparición de la biopelícula. Por último, respecto al ensuciamiento de la red de distribución evaluado de forma cualitativa y cuantitativa, la influencia del tratamiento fue evidente. Mientras que en las fases de UF y O3+UF no hubo generación de biopelícula como tal, en el caso de la CF+UF sí que se desarrolló y hasta un estado maduro e irreversible. Esto tuvo justificación en la capacidad biocida del O3 que, al quedar de forma residual en la RDE, frenó el crecimiento bacteriano a pesar de que ese elemento hace más asimilable la materia orgánica para los microorganismos. En el caso de la fase de UF, no hubo presencia de ningún factor externo que ayudara a depositar la materia orgánica disuelta sobre la superficie de la tubería. Sin embargo, durante la fase de CF+UF, la presencia de hierro residual en la RDE ayudó a la deposición de MON sobre la conducción, así como el aumento de RC22 en el agua (en parte a su vez por la temperatura), contribuyendo al crecimiento exponencial del RBA. A la vista de todos los resultados de esta investigación se concluye que el empleo de membranas de UF con o sin pre-ozonización no garantizó un suministro seguro del agua potable en cuanto a contaminación por DBPs, mientras que la combinación CF+UF sólo planteó problemas de contaminación por biopelícula. Por tanto, para garantizar la sostenibilidad y salubridad del sistema de suministro de agua se plantea el uso de CF+UF como tratamiento más eficiente, siempre y cuando periódicamente se lleven a cabo limpiezas de choque de la red de distribución que merme la proliferación bacteriana.