Revisiones

 

Eficiencia y sostenibilidad del empleo del ozono en la gestión de los recursos hídricos

 

Efficiency and sustainability of the ozone use in the water sources management

 

Mayra O. BATALLER, Lidia A. FERNÁNDEZ y Eliet VÉLIZ

 

Centro de Investigaciones del Ozono, Centro Nacional de Investigaciones Científicas. Avenida 15 y calle 230, Reparto Siboney, Playa, Apartado Postal 6412, La Habana, Cuba. Fax: 53 7 271 0233. Correo electrónico: mayra.bataller@cnic.edu.cu

 

Recibido noviembre 2008
Aceptado mayo 2009

 

RESUMEN

Se analizan diferentes aspectos encaminados a evaluar el impacto del empleo del ozono en la eficiencia y sostenibilidad en la gestión de los recursos hídricos, en cuanto a su aplicación en el proceso de potabilización. En este sentido, se aprecia un incremento en la aplicación de la ozonización en el tratamiento de aguas en las últimas décadas, debido a varios factores entre los que destaca su capacidad de inactivar microorganismos patógenos resistentes al cloro, sin riesgo de generar compuestos tóxicos. Por otra parte, su elevado poder oxidante favorece la eficiencia de otras etapas del proceso. Se reporta a los iones bromato como único subproducto regulado de la ozonización, el cual se forma cuando las aguas de abasto tienen determinada concentración de iones bromuro, aunque su formación puede ser controlada. Actualmente se analizan los nuevos requerimientos del concepto CT, dado por el producto de la concentración de ozono disuelto (mg/L) (C) y el tiempo de contacto (min) (T), para el diseño de sistemas de ozonización de aguas considerando la inactivación del Cryptosporidium; esto tiene el objetivo de un mayor control de los iones bromato y la reducción de costos. Por otra parte, la concentración de iones bromato en aguas tratadas con ozono es baja según estudios realizados en varias plantas potabilizadoras en Europa y EUA, que revelaron que sólo un porcentaje bajo incumplía la norma de la USEPA (10 μg/L). Ha sido recomendado un estudio epidemiológico adecuado para comprobar el alcance real de la toxicidad de los iones bromato. Teniendo en cuenta todos estos aspectos se concluye que el empleo del ozono en la potabilización tiene un impacto favorable, dada su eficiencia y potencialidades, lo que a su vez contribuye al desarrollo sostenible.

Palabras clave: ozonización, potabilización, desinfección, desarrollo sostenible.

 

ABSTRACT

Different aspects on the evaluation of the impact of ozone drinking water treatment on efficiency and sustainability in water resources management are discussed. In the last decades, an increase in ozone applications is observed. This is due to several factors: ozone's powerful disinfection capacity that inactivates pathogenic microorganisms, including chlorine resistant ones, without producing toxic compounds. Ozone's high oxidant power improves other stages of the drinking water treatment process. When bromide ions are present in raw water, the bromate ion can be generated, which is reported as the only ozonation by-product under standard control. However, the formation of the bromate ion can be controlled. Nowadays, considerations on the new requirements of CT (concentration and contact time), which is the product of the dissolved ozone concentration (mg/L) and the contact time (min), for designing ozone systems for Cryptosporidium inactivation are in progress. These improve the formation control of bromate ion and reduce costs. On the other hand, concentration of bromate ions in ozonated waters is fairly low. The results of studies at several water drinking treatment plants in Europe and the United States of America showed that only a low percentage did not fulfill USEPA's standard of 10 μg/L. An adequate epidemiological study has been recommended in order to provide new evidence on the toxicity of the bromate ion. Taking into account these aspects, ozone water drinking treatment has a favourable impact, due to its potentiality and efficiency, contributing to sustainable development.

Key words: ozonation, drinking water, disinfection, sustainable development.

 

INTRODUCCIÓN

El proceso de potabilización de agua, a partir de diferentes fuentes de abasto, permite obtener líquido con los requisitos físicos, químicos y microbiológicos establecidos para consumo humano. Al respecto, existen normas internacionales y específicas de cada país; Cuba dispone de una norma (Norma Cubana 1985). En la actualidad un problema ambiental, con un elevado impacto en la población mundial, es el deficiente acceso a agua potable y la carencia de un saneamiento adecuado, lo cual provoca enfermedades prevenibles transmitidas por el agua y la muerte de un gran número de personas. A esto se suma la creciente escasez del líquido, que obliga al empleo de fuentes de abasto deterioradas, las cuales requieren de la aplicación de un desinfectante poderoso que no cause riesgos a la salud y garantice un desarrollo sostenible (Malley 2005).

El incremento del empleo del ozono en el tratamiento de aguas en las últimas décadas está dado por varios factores: a) no se producen compuestos tóxicos con riesgo para la salud como los trialometanos (THM) y permite el control de su formación (Morris et al. 1992, Koivusalo et al. 1994); b) el desarrollo de los equipos ozonizadores (Motret et al. 1998, Bohme 1999, Larocque 1999, Rakness 2007); c) la producción de materiales resistentes al ozono; d) la implementación de sistemas de contacto gas-líquido más eficientes (Martin et al. 1992, Do-Quang et al. 1995, 1999, Murrer et al. 1995, Mazzei et al. 1995, Meyer et al. 1999, Jackson 1999); e) se destaca que el ozono es un excelente desinfectante, capaz de inactivar microorganismos patógenos como quistes de Giardia y Cryptosporidium, resistentes a otros desinfectantes (Rennecker et al. 1999, Finch 2001, von Gunten 2003). Por otra parte, dado su elevado poder oxidante, otras aplicaciones del ozono se han incrementado (Le Page 1991, Le Pauloue y Langlais 1999, Rice 1999).

A nivel internacional, en el proceso de potabilización de aguas, el problema de la formación de los subproductos se ha convertido en una gran preocupación. En este sentido, existe una estrategia general para incrementar la inactivación de patógenos emergentes y resistentes, así como para minimizar la formación de subproductos por diferentes vías (Malley 2005). Por lo tanto, la búsqueda de información y alternativas resulta importante. Respecto a la ozonización de aguas, los iones bromato son el único subproducto regulado; se forman cuando las aguas contienen determinada concentración de iones bromuro (USEPA 1998). Los iones bromato son considerados potencialmente carcinogénicos; no obstante, se han realizado estudios importantes para el control de su formación y se reportan alternativas aplicables en las plantas de tratamiento (Roustan 1996, Douville et al. 2000, von Gunten 2003, Berne et al. 2004). Por otra parte, se ha impuesto un análisis de los nuevos requerimientos de CT, dado por el producto de la concentración de ozono disuelto (mg/L) y el tiempo de contacto (min), para el diseño de sistemas de ozonización considerando la inactivación de Cryptosporidium, que permite un mayor control de los iones bromato y la reducción de costos (von Gunten 2003, Berne et al. 2004).

Teniendo en cuenta estas premisas, el presente trabajo tiene como objetivo analizar diferentes aspectos para valorar críticamente el impacto del empleo del ozono en el proceso de potabilización y su sostenibilidad dentro de la gestión de los recursos hídricos y su problemática actual.

Factores que han contribuido al incremento del empleo del ozono en la potabilización

Un factor importante ha sido la determinación de la toxicidad del cloroformo y otros THM a mediados de los años setenta, así como la comprobación de su formación por la adición de cloro en aguas con determinada carga de compuestos orgánicos (Lawrence y Capella 1977). Además, estos compuestos son indeseables pues imprimen al agua un color amarillento, así como un olor y sabor desagradables. En 1979, la United States Environmental Protection Agency (USEPA) estableció un nivel máximo de 100 μg de THM totales por litro de agua potable, lo que implicó la inmediata búsqueda de alternativas para su control. En la década de los ochenta se incrementaron las investigaciones en este sentido; destaca el estudio sobre el efecto de la preozonización en el control de los THM, aplicada en la planta potabilizadora de Los Angeles (Duane y Georgeson 1987).

Los resultados de las evaluaciones de mutagenicidad de aguas potabilizadas con ozono y otros desinfectantes han sido satisfactorios para la ozonización (Huck y Anderson 1987, De Marini et al. 1995). Otros estudios reportaron el efecto de la cloración en la incidencia de cáncer (Morris et al. 1992, Koivusalo et al. 1994).

Por otra parte, la escasez creciente de agua a nivel mundial ha obligado al empleo de fuentes de abasto de menor calidad, lo que ha requerido el empleo de un desinfectante poderoso que no cause riesgos a la salud. La capacidad del ozono para inactivar microorganismos resistentes al cloro, como los quistes de Giardia y Cryptosporidium, sin generar compuestos tóxicos ha sido demostrada y se reconoce internacionalmente (Roustan et al. 1991, Zhou y Smith 1994, Rennecker et al. 1999, Finch 2001). Al mismo tiempo, la oxidación del ozono de los compuestos orgánicos e inorgánicos presentes en las aguas ha permitido reducir costos de inversión y operación de otras etapas del proceso de potabilización (Bohme 1999, Rice 1999).

Se aprecia un acelerado desarrollo de equipos generadores de ozono, los cuales resultan más eficientes y permiten alcanzar concentraciones en el gas en el orden de 10 a 15 % en peso. Por otro lado, son más compactos, presentan un menor consumo de energía y un elevado grado de automatización, lo cual ha permitido producir ozono en condiciones de competencia con el cloro y otros agentes desinfectantes. Entre otros aspectos a destacar se tiene el mejoramiento del sistema de enfriamiento de los equipos y el uso de nuevos materiales dieléctricos –como la cerámica y el denominado no vidrio–, el incremento del empleo del oxígeno como gas de alimentación a nivel industrial, la obtención de materiales muy resistentes al ozono debido al nivel alcanzado por la ciencia y la tecnología de los materiales (Ozonek et al. 1997, Motret et al. 1998, Bohme 1999, Larocque 1999, Rakness 2007), así como el empleo de sistemas de contacto gas-líquido que garantizan una adecuada transferencia de masa y un mayor aprovechamiento del ozono (Le Pauloue y Langlais 1999, Meyer et al. 1999). En general, los factores anteriormente expuestos han contribuido a incrementar el empleo de la ozonización en el tratamiento de aguas.

Se aprecia que a partir de las regulaciones de la USEPA para el control de los THM en la década de los ochenta, las plantas potabilizadoras que emplean ozono aumentaron en EUA (Fig. 1) (Rice 1999). En Los Ángeles se encuentra la mayor potabilizadora del mundo y fue la primera en emplear oxígeno criogénico (Duane y Georgeson 1987); recientemente se publicaron aspectos relacionados con su funcionamiento y desarrollo exitoso durante veinte años (Stolarik 2007). Un comportamiento similar se aprecia en Canadá, donde destaca la planta potabilizadora de Montreal. En Europa se ha observado la misma tendencia; sin embargo, hay que destacar que –a diferencia de Norteamérica– un mayor número de plantas emplean la ozonización desde principios del pasado siglo, fundamentalmente Francia, que en 1961 ya contaba con 500 instalaciones (Larocque 1999, Rice 1999). En países en vías de desarrollo, el incremento ha sido más discreto: México y Argentina disponen de plantas potabilizadoras con empleo del ozono (León 2002).

 

Aspectos sobre las aplicaciones del ozono en potabilización

La oxidación y la desinfección son los objetivos fundamentales del empleo de ozono en el proceso de potabilización de aguas. Este gas presenta un elevado poder oxidante respecto a otros agentes (Cuadro I). El proceso de ozonización descrito por Hoigné y Staehelin (1983) involucra dos especies: el ozono y los radicales hidroxilo (OH^•). Estos autores puntualizan que el ozono en agua puede reaccionar directamente con sustancias orgánicas e inorgánicas disueltas (por vía molecular) a pH bajo y a través de una reacción muy selectiva, aunque también puede reaccionar indirectamente debido a su descomposición en radicales OH^• (fundamentalmente a pH elevado), los cuales reaccionan inmediatamente con los solutos presentes (Hoigné y Bader 1983, Staehelin y Hoigné 1985). Esta segunda vía es precisamente la que ocurre en los llamados procesos de oxidación avanzada (POA).

Estas dos vías de reacción conducen a diferentes productos de oxidación controlados por diferentes cinéticas. En la práctica de tratamiento de agua con ozono, el pH oscila entre 6.8 y 7.2, valor alrededor de la neutralidad, condiciones en que el mecanismo de acción del ozono es fundamentalmente molecular y la reacción se lleva a cabo entonces por vía directa. Por otra parte, se plantea que la oxidación ocurre por la acción de ambas especies, mientras que la desinfección tiene lugar fundamentalmente por acción del ozono (von Gunten 2003).

En los últimos años, los POA han tomado un gran auge a nivel internacional. Tales procesos involucran técnicas para la formación de radicales OH^•, que –como se ha planteado anteriormente– son muy reactivos y de corta existencia, con un poder oxidante superior al del ozono (Beltrán 2004). Los procesos que emplean el ozono con un incremento del pH del medio, o en combinación con la radiación ultravioleta, peróxido de hidrógeno o ambos, son muy prometedores, pues garantizan la oxidación de compuestos que no se oxidan fácilmente por métodos convencionales. Aunque los POA son relativamente nuevos, se reporta su aplicación en varias plantas de tratamiento de EUA y Europa (Rice 1999, Beltrán 2004). En el cuadro II se presentan los valores de las constantes de reacción de varios compuestos frente al ozono y los radicales OH^•; se observa que difieren en magnitud.

Teniendo en cuenta las potencialidades de las aplicaciones de la ozonización, ésta ha sido introducida en diferentes etapas del proceso de potabilización, según el objetivo que se persiga o el problema que presente el agua de abasto en cuestión. La preozonización se ubica al inicio del proceso; el ozono, como agente oxidante, garantiza el control de la formación de THM, dada su eficiencia en la remoción de la materia orgánica y los precursores de los THM. Asimismo, oxida contaminantes orgánicos (fenoles, detergentes, pesticidas), cianuros, sulfuros y nitritos, así como el carbono orgánico disuelto. Por otro lado, incrementa la biodegradibilidad de la materia orgánica al posibilitar la conversión de los compuestos de alto peso molecular en otros de menor peso, más polares y oxigenados, a la vez que inocuos y biodegradables. También permite la remoción de hierro y manganeso; en este sentido, facilita el desacomplejamiento de estos metales con sus matrices respectivas.

En las etapas de coagulación-filoculación, el ozono tiene un efecto especial, ya que actúa sobre la superficie de los coloides en suspensión (que están estabilizados), cambiando la carga de la superficie. Por lo tanto, favorece la atracción entre los coloides y el incremento del volumen de los fóculos, lo que permite que sean separados por filtración, acción que a su vez disminuye la turbidez y los sólidos en suspensión. Se consideran diferentes mecanismos de acción del ozono, entre los que se destaca la microfoculación (Jeckel 1994). En este sentido, se reporta un ahorro de 25 % de coagulante y la reducción del tamaño de los foculadores (Bohme 1999, Rice 1999).

Por otra parte, la interozonización se ubica antes de la filtración y permite mejorar su operación con la consiguiente reducción del tamaño de los filtros y el aumento de la velocidad de filtrado; esto se traduce en una disminución del costo de construcción civil. Dada su incidencia en el incremento de la biodegradabilidad, se favorece la etapa de filtración biológica.

La posozonización se sitúa generalmente después de la filtración; garantiza la desinfección y la eliminación del olor, sabor y color, por lo que incide en la calidad organoléptica del agua. Además, se reduce en 25 % la poscloración antes de la distribución del agua por la red (Bohme 1999, Rice 1999).

La tendencia actual es que la posozonización se incorpore a la interozonización, seguida de la filtración por carbón activado granular o biofiltración, con el objetivo de remover pesticidas, carbono orgánico disuelto biodegradable y subproductos de la ozonización. Además, como se ha planteado, el empleo de los POA ha aumentado, fundamentalmente los procesos que emplean ozono en combinación con peróxido de hidrógeno (Le Pauloue y Langlais 1999, Rice 1999, von Gunten 2003, Beltrán 2004).

En cuanto al poder desinfectante del ozono existe un consenso general de su amplio espectro de aplicación. Respecto a las cinéticas de inactivación, se dispone de un gran número de trabajos que refieren algunas discrepancias debido al procedimiento empleado en la determinación de las constantes y las condiciones experimentales utilizadas, tales como el medio acuoso, la dosis de ozono aplicada, la concentración de ozono disuelto, el tiempo de inactivación, entre otras (Langlais 1991, Zhou y Smith 1994, Finch et al. 2001). En el cuadro III se presentan valores de parámetros cinéticos para diferentes microorganismos (von Gunten 2003).

La energía de activación del proceso de inactivación de las bacterias con ozono es similar al intervalo de energía de activación correspondiente a las reacciones químicas con ozono, en el orden de 35-50 kJ mol^-1; el proceso de inactivación de los protozoos arroja valores mayores, en el orden de 80 kJ mol^-1. Como la energía de activación de la descomposición de ozono en diferentes matrices está en el intervalo de 60 a 70 kJ mol^-1, para una misma dosis de ozono la inactivación de las bacterias y esporas bacterianas será mayor a menor temperatura, mientras que para los protozoos la efectividad de la inactivación será menor (Finch 2001, von Gunten 2003). Finch (2001) observó que para Cryptosporidium este efecto es más marcado en aguas naturales. Asimismo, el pH entre 6 y 8 no afecta la inactivación en estudios de laboratorio, mientras que en aguas naturales la inactivación incrementa a pH 6 (Finch 2001).

Se reconoce la existencia de una relación entre las características morfológicas de los microorganismos y su resistencia al ozono (Finch 2001). Se plantea el siguiente orden descendente de resistencia: hongos > bacterias esporuladas > bacterias no esporuladas > virus (Pérez-Rey et al. 1995). Los estudios realizados por Lezcano et al. (1999, 2001) en bacterias Gram positivas revelaron que presenta mayor resistencia Staphylococcus aureus respecto a Candida albicans y Streptococcus feacali; en el caso de las bacterias Gram negativas presenta mayor resistencia Pseudomonas aeruginosa respecto a Shigella sonnei, Samonella thyphimurium y Escherichia coli. Ambos estudios demostraron que la inactivación de las bacterias cumple con una ley cinética de segundo orden dependiendo de la concentración de ozono disuelto y de microorganismos.

Sin embargo, sobre los mecanismos de inactivación de los microorganismos por el ozono se han reportado pocos estudios. Existe evidencia de que el gas reacciona con los constituyentes de la membrana (Chevrier y Sarhan 1992, Finch 2001). Chevier et al. (1992) plantean la ocurrencia de un desbalance energético en el microorganismo que acelera su muerte. Aunque los mecanismos de acción del ozono sobre los microorganismos no están aún completamente dilucidados, se reconoce que entre las ventajas con respecto al cloro destaca su acción rápida. Se plantea que en las bacterias inactivadas con ozono se produce la lisis celular y por lo tanto su muerte inmediata, mientras que el cloro y otros desinfectantes necesitan difundirse a través de la membrana para llevar a cabo la inactivación.

Las potencialidades analizadas del ozono como oxidante y desinfectante junto a su producción in situ, que excluye la transportación y almacenamiento, permiten asegurar que la ozonización compite con la cloración en todos los aspectos, inclusive cuando más deteriorada esté el agua de abasto.

Criterios de diseño de reactores para la desinfección

Para llevar a cabo el diseño adecuado de un reactor de ozonización de aguas se requiere conocer la velocidad de inactivación por el ozono de un microorganismo indicador o específico. Sin embargo, los diseños que actualmente se ejecutan en este sentido continúan siendo de cierta forma empíricos. A principios de la década de los setenta, el criterio de la inactivación del virus de la poliomielitis (Coin et al. 1967, Gevaudan et al. 1970) fue seleccionado como base para la desinfección con ozono y adoptado por la Organización Mundial de la Salud (OMS). Se indicó entonces que una concentración de ozono residual disuelto de 0.4 mg/L, mantenida durante 4 min, era suficiente para inactivar más de 99.99 % de este virus. Este criterio de diseño llamado "virucida", junto al concepto de "ozonización verdadera" (Block 1977) –que tiene en cuenta la demanda de ozono en el agua–, se convirtió en la base de diseño de la práctica internacional. En este sentido, se propuso el empleo de dos cámaras de contacto como mínimo y la aplicación de cantidades proporcionales de ozono para mantener 0.4 mg/L durante 4 min (Richard 1985). Desde entonces se emplea como práctica internacional más de una etapa de contacto en las plantas potabilizadoras.

Otro criterio para el diseño de reactores de ozonización de aguas fue introducido por la USEPA (1989a y 1989b) con una nueva regulación para la desinfección de aguas superficiales denominada Surface Water Treatment Rule (SWTR), en lo referente a "nuevos" microorganismos a tener en cuenta en la calidad del agua de consumo, como enterovirus, Legionella y los quistes de Giardia. Este criterio corresponde con el llamado concepto CT y constituye una guía de esta regulación, que especifica la concentración de ozono disuelto (mg/L, C) y el tiempo de contacto efectivo (min, T) para cada microorganismo encontrado en la mayoría de las plantas de tratamiento. Por otra parte, involucra un determinado porcentaje de inactivación y considera el aspecto cinético, la hidrodinámica del reactor y del comportamiento del patrón de flujo de líquido en el reactor (Martin et al. 1992, Do-Quang et al. 1995, 1999).

Varios estudios que tienen en cuenta los valores de CT demuestran que el ozono es el desinfectante más efectivo respecto a otras alternativas (Finch et al. 1994, Overbeck 1999). En el cuadro IV se muestran valores de CT para diferentes microorganismos y desinfectantes; se observa que el ozono presenta valores de CT menores incluso para la inactivación de quistes de protozoos (von Gunten 2000). Liyanage et al. (1997), en un estudio sobre la inactivación de Giardia y Cryptosporidium, resaltan la ozonización como la alternativa más eficiente respecto a otros desinfectantes, lo que fue de gran importancia debido a los intensos brotes de estos patógenos que acontecieron en EUA y Canadá (Larocque 1999, Rice 1999).

Aunque se reconoce que el concepto CT ha constituido una herramienta importante de diseño, han existido desde el principio algunas discrepancias respecto a su empleo, tanto para evaluar como para diseñar sistemas de ozonización. Roustan et al. (1991) afrmaron que el CT asegura una desinfección a un costo mínimo al evitar la aplicación de dosis innecesariamente elevadas y el sobrediseño de las instalaciones. Martin et al. (1992) y Do-Quang et al. (1995) compartieron este criterio al expresar que mejora la eficiencia de un reactor comercial y reduce costos. Sin embargo, Zhou y Smith (1994) consideraron que, aunque es útil en el diseño, no resulta así en la selección económica de la dosis de ozono, a pesar de que asegura la inactivación deseada.

Consideraciones recientes sobre el concepto CT

Finch (2001) realizó una extensa valoración y analizó la inactivación de Cryptosporidium con ozono durante la potabilización. Sus resultados destacan la importancia de considerar la calidad o naturaleza del agua, el uso correcto de los modelos cinéticos y la temperatura del agua. Por otra parte, plantea que existen reservas respecto al empleo del concepto CT, teniendo en cuenta los valores reportados por la SWTR. Por otro lado, Haas et al. (1994) mostraron que la inactivación con ozono de Giardia puede obtenerse bajo condiciones por debajo de los valores de CT reportados. En este sentido, se conoce que los valores de CT de la SWTR son multiplicados por un factor de seguridad, dependiendo del grado de incertidumbre de los datos. Por ejemplo, para Giardia los valores que se reportan se basaron en estudios realizados por Wickramanayane (1984, 1988) –que empleó solamente agua con disolución reguladora de pH– y se les aplicó un factor de dos (Finch 2001, Schulz et al. 2005).

Schulz et al. (2005) realizaron un análisis de los nuevos requerimientos de CT para el diseño de sistemas de ozonización considerando la inactivación de Cryptosporidium. Estos investigadores destacaron que en la Long Term 2 Enhanced Surface Water Treatment Rule (LT2ESWTR), propuesta por la USEPA en 2003, se incluye una nueva tabla de valores de CT para la inactivación de 0.5 a 3 log de Cryptosporidium (temperaturas del agua de 1 a 25 ºC), los cuales resultan de 15 a 25 veces mayores que los publicados para la inactivación de Giardia en la SWTR en 1989. Además, son mayores que los recomendados en la década pasada para Cryptosporidium. Estos valores de CT se revelan sobrediseñados, lo cual incrementa los costos de inversión y operación, así como el riesgo a la formación de iones bromato. Schulz et al. (2005) propusieron un procedimiento que plantea obtener durante un año datos experimentales de CT, teniendo en cuenta la calidad de la fuente de agua a ozonizar; con estos datos y el empleo de un programa de computación se recomienda realizar un análisis del valor de CT adecuado. Este procedimiento permite obtener la combinación óptima a varias temperaturas del agua a partir de diferentes dosis de ozono y tiempos de retención hidráulico con el objetivo de lograr el porcentaje de inactivación deseado. Además, se propone el método más adecuado según sus criterios para determinar la concentración de ozono disuelto y el tiempo de contacto efectivo para el tratamiento.

Formación de subproductos durante la ozonización de aguas

La ozonización de aguas está acompañada de la formación de ciertos subproductos derivados de la oxidación de la materia orgánica natural. Han sido reportados aldehídos, cetonas, acetoaldehídos, ácidos carboxílicos, alcoholes y ésteres; la mayoría son biodegradables, por lo que muchas plantas de tratamiento emplean filtros biológicos después de la ozonización (Glaze 1993, Richardson et al. 1999).

Por otra parte, como se ha planteado, cuando hay presencia de iones bromuro en las aguas en concentraciones superiores a 100 μg/L, se forman subproductos organobromados, que normalmente están por debajo de los valores límite establecidos (von Gunten 2003). Actualmente, los iones bromato son el único subproducto de la ozonización, cuya concentración en agua potable es regulada (von Gunten 2003), debido a que han sido identificados como genotóxicos y potencialmente carcinogénicos (Kurokawa et al. 1990). A partir de estudios realizados con ratas, la OMS estableció un valor límite máximo de 25 μg/L, mientras que la Unión Europea y la USEPA lo fijaron en 10 μg/L (USEPA 1989a, WHO 1996, EU 1998). Este último valor es el aceptado por países desarrollados.

Sin embargo, se hace necesaria una profundización en la evaluación real de la toxicidad. En este sentido, en un estudio reciente realizado por Do-Quang y Legube (2005) se destaca la necesidad de analizar el alcance de la toxicidad de los iones bromato y se recomienda hacer un estricto estudio epidemiológico, ya que las evaluaciones reportadas en unos 150 artículos corresponden a ensayos con animales sometidos a elevadas dosis, las cuales son extrapoladas al ser humano, que en la práctica consume bajas dosis de iones bromato.

Por otra parte, los resultados de un estudio en varias plantas potabilizadoras de Europa y EUA (Douville et al. 2000, von Gunten 2003) reflejaron una baja presencia de iones bromato en las aguas tratadas con ozono. La mayoría cumplía con la norma de la USEPA (10 μg/L) y sólo 6 % de más de cien trabajos realizados sobrepasaron este valor. Por otro lado, una evaluación de 38 plantas potabilizadoras que emplean la ozonización en Europa indicó que sólo 20 % incumplía la norma de la USEPA, y que más de 20 % de las plantas que cumplían la norma arrojaron concentraciones de iones bromato por debajo de 2 μg/L (Legube 1996).

Respecto a la formación de los iones bromato se plantea que ocurre por reacciones de los iones bromuro con el ozono molecular o con radicales OH^• según las condiciones del medio acuoso. El ozono reacciona con los iones bromuro y se forma ácido hipobromoso (HOBr) e iones hipobromito (BrO^-) y se establece un equilibrio. En el intervalo de pH de 6 a 8, correspondiente al agua potable, HOBr (forma protonada) está presente en mayor proporción y no es oxidado por el ozono. BrO^- (forma no protonada) puede ser oxidado por el ozono y dar iones bromato (BrO₃^-). Sin embargo, BrO^- aparece en este proceso en concentraciones muy bajas y no contribuye significativamente a la formación de iones bromato. Las reacciones del ozono con el bromuro y BrO^- son relativamente lentas respecto a otras que se desarrollan durante el tratamiento. Por ejemplo, las constantes cinéticas de la reacción de HOBr con la materia orgánica y amoniaco están en el orden de 10³ y 10⁷ M^-1s^-1, respectivamente. La reacción de HOBr con la materia orgánica conduce a la formación de compuestos organobromados (Douville et al. 2000, von Gunten 2003). Los aspectos relacionados con las reacciones de formación de los iones bromato se han tenido en cuenta por los investigadores para su control.

Alternativas para el control de la formación de iones bromato

Los iones bromato no son degradados por procesos de filtración biológica. Una vez formados, su remoción no resulta económica; sin embargo, existen alternativas para controlar su formación (Legube et al. 2002, von Gunten 2003, Berne et al. 2004). El control del pH y el CT están entre las alternativas más extendidas. Respecto al pH debe ser menor de 8 para garantizar que la presencia de iones hipobromito, precursores de los iones bromato, no predominen como especie (Legube et al. 2002, Berne et al. 2004). La disminución del tiempo de contacto y el control de la dosis aplicada de ozono se relacionan con la menor exposición al ozono y la evaluación de valores de CT en el agua a tratar. En este sentido, el desarrollo y las modificaciones de los reactores que mejoran la configuración, la hidrodinámica, así como el acercamiento de la fase líquida al patrón de flujo pistón, permiten incrementar la transferencia de masa, disminuir el tiempo de tratamiento y la dosis aplicada de ozono (Do-Quang et al. 1995, Roustan 1996, Jackson 1999, Meyer et al. 1999). Por otra parte, se reporta que el control de la formación de iones bromato se favorece por el incremento del contenido de materia orgánica natural y de amoniaco (Douville y Amy 2000, Berne et al. 2004).

Aspectos sobre la experiencia en Cuba

Destaca un estudio realizado a escala piloto durante tres años, que compara la preozonización y precloración en la potabilización de aguas superficiales (Bataller et al. 1989a). Los resultados demostraron que la preozonización reduce la formación de THM, especialmente de THM totales. Se alcanzaron concentraciones de cloroformo por debajo del límite admisible (30 μg/ L) en las dos estaciones del año. La precloración produjo aguas que incumplieron la norma y presentaron un contenido de estos compuestos tóxicos tres veces mayor respecto a las aguas tratadas con ozono. Por lo anterior, resultó más efectivo el esquema propuesto con el empleo de la preozonización (Bataller et al. 1989b). Por otra parte, la primera introducción en Cuba de la desinfección de aguas de abasto con ozono se realizó en el acueducto del Centro Nacional Investigaciones Científicas (CNIC) que abastece a unas mil personas. El agua subterránea procedente de pozos presentaba una importante contaminación microbiológica. Los resultados mostraron que el sistema de ozonización instalado logró una elevada calidad microbiológica del agua, así como el control de otros indicadores (Bataller et al. 1989b).

Aunque en el país se cuenta con experiencia profesional y técnica, las dificultades con las inversiones han limitado la aplicación a gran escala de la ozonización para agua de consumo. Sin embargo, la implementación de sistemas de ozonización en objetivos económicos y sociales a menor escala ha tenido un desarrollo importante. Los resultados del impacto económico y la calidad microbiológica de aguas tratadas con ozono ha sido demostrado en embotelladoras de agua, industria farmacéutica, instalaciones para la cría de animales libres de patógenos en el Centro Nacional de Producción de Animales de Laboratorio, así como en las salas blancas del Centro de Ingeniería Genética y Biotecnología (Bataller et al. 2004, 2006). Hay que destacar el desarrollo y producción de equipos generadores de ozono en el Centro de Investigaciones del Ozono, tanto con fines industriales como domésticos (Veliz et al. 2006).

 

CONCLUSIONES

El empleo del ozono en la potabilización tiene un impacto favorable, dada su eficiencia y potencialidades, por lo que contribuye al desarrollo sostenible. El acelerado incremento de la aplicación de la ozonización en el tratamiento de aguas, junto a las consideraciones sobre los nuevos requerimientos de CT para el diseño de los sistemas de ozonización, el control adecuado de la formación de iones bromato, la baja incidencia de este subproducto en las plantas potabilizadoras y la posibilidad de evaluar el alcance real de su toxicidad, consolidan ese criterio.

 

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