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Red de Revistas Científicas de América Latina y el Caribe, España y Portugal
Rev. Int. Contam. Ambient. 26 (1) 85-95, 2010
EFICIENCIA Y SOSTENIBILIDAD DEL EMPLEO DEL OZONO EN LA GESTIÓN DE LOS
RECURSOS HÍDRICOS
Mayra O. BATALLER, Lidia A. FERNÁNDEZ y Eliet VÉLIZ
Centro de Investigaciones del Ozono, Centro Nacional de Investigaciones Científcas. 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)
Palabras clave: ozonización, potabilización, desin±ección, desarrollo sostenible
RESUMEN
Se analizan di±erentes aspectos encaminados a evaluar el impacto del empleo del ozono
en la efciencia 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 ±actores entre los que destaca su capacidad de inactivar microorganis-
mos patógenos resistentes al cloro, sin riesgo de generar compuestos tóxicos. Por otra
parte, su elevado poder oxidante ±avorece la efciencia de otras etapas del proceso. Se
reporta a los iones bromato como único subproducto regulado de la ozonización, el
cual se ±orma cuando las aguas de abasto tienen determinada concentración de iones
bromuro, aunque su ±ormación 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 re-
comendado 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 ±avorable, dada su efciencia
y potencialidades, lo que a su vez contribuye al desarrollo sostenible.
Key words: ozonation, drinking water, disin±ection, sustainable development
ABSTRACT
Di±±erent aspects on the evaluation o± the impact o± ozone drinking water treatment on
e±fciency and sustainability in water resources management are discussed. In the last
decades, an increase in ozone applications is observed. This is due to several ±actors:
ozone’s power±ul disin±ection capacity that inactivates pathogenic microorganisms,
including chlorine resistant ones, without producing toxic compounds. Ozone’s high
Revisión
/
Review
M.O. Bataller
et al.
86
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 re-
ported as the only ozonation by-product under standard control. However, the formation
of the bromate ion can be controlled. Nowadays, considerations on the new require-
ments 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 fulFll 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 efFciency, contributing to 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 especíFcas 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
deFciente 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 cre-
ciente 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 trata-
miento de aguas en las últimas décadas está dado por
varios factores: a) no se producen compuestos tóxi-
cos 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 eFcientes (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, ±inch 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 pota-
bilización 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 infor-
mación 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 aná-
lisis 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 inacti-
vación 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.
EL OZONO EN LA GESTIÓN DE RECURSOS HÍDRICOS
87
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 deter-
minada carga de compuestos orgánicos (Lawrence y
Capella 1977). Además, estos compuestos son inde-
seables 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 mutagenici-
dad de aguas potabilizadas con ozono y otros desin-
fectantes 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 micro-
organismos resistentes al cloro, como los quistes de
Giardia
y
Cryptosporidium
, sin generar compuestos
tóxicos ha sido demostrada y se reconoce interna-
cionalmente (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 e±-
cientes 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 desinfectan-
tes. Entre otros aspectos a destacar se tiene el mejo-
ramiento 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 publi-
caron 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 po-
tabilización
La oxidación y la desinfección son los objetivos
fundamentales del empleo de ozono en el proceso
0
50
100
150
200
250
300
2000
1998
1996
1994
1992
1990
1988
1986
1980
Plantas
Fig. 1.
Incremento de las plantas potabilizadoras con empleo
del ozono en EUA
M.O. Bataller
et al.
88
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 descompo-
sición 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 pre-
cisamente 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 desin-
fección 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 involu-
cran 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 prometedo-
res, 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 diFeren en magnitud.
Teniendo en cuenta las potencialidades de las apli-
caciones 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 eFciencia 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-floculación, el
ozono tiene un efecto especial, ya que actúa sobre la
superFcie de los coloides en suspensión (que están
estabilizados), cambiando la carga de la superFcie. Por
lo tanto, favorece la atracción entre los coloides y el
incremento del volumen de los ±óculos, lo que permite
que sean separados por Fltración, 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 micro±oculación
(Jeckel 1994). En este sentido, se reporta un ahorro
de 25 % de coagulante y la reducción del tamaño de
los ±oculadores (Bohme 1999, Rice 1999).
CUADRO I
. POTENCIAL DE OXIDACIÓN DE DI²EREN-
TES AGENTES Y ESPECIES QUÍMICAS
Agente oxidante
Potencial de oxidación (V)
²lúor
3.06
Radical OH
2.80
Oxígeno atómico
2.42
Ozono
2.07
Peróxido de hidrógeno
1.77
Iones de permanganato
1.55
Cloro
1.36
CUADRO II.
CONSTANTES DE REACCIÓN DE COM-
PUESTOS ²RENTE AL OZONO Y A LOS
RADICALES OH
A TEMPERATURA AM-
BIENTE
Compuesto
k
O
3
(M
-
1
s
-
1
)
k
OH
(M
-
1
s
-
1
)
Referencia
Atrazina
6
3.0 x 10
9
Acero (2000)
Metil terbutil éter
0.14
1.9 x 10
9
Endrin
< 0.02
1.0 x 10
9
Haag (1992)
Cloroformo
< 0.1
5.0 x 10
7
Bromoformo
< 0.2
1.3 x 10
8
EL OZONO EN LA GESTIÓN DE RECURSOS HÍDRICOS
89
Por otra parte, la
interozonización se ubica antes
de la fltración y permite mejorar su operación con la
consiguiente reducción del tamaño de los fltros y el
aumento de la velocidad de fltrado; esto se traduce
en una disminución del costo de construcción civil.
Dada su incidencia en el incremento de la biodegra-
dabilidad, se Favorece la etapa de fltración biológica.
La posozonización se sitúa generalmente después
de la fltración; garantiza la desinFección y la elimi-
nación 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 fltra-
ción por carbón activado granular o biofltración, con
el objetivo de remover pesticidas, carbono orgánico
disuelto biodegradable y subproductos de la ozoniza-
ción. 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 referen 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, ±inch
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 inactiva-
ción de las bacterias con ozono es similar al intervalo
de energía de activación correspondiente a las reac-
ciones 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 (±inch 2001, von Gunten 2003). ±inch (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 laborato-
rio, mientras que en aguas naturales la inactivación
incrementa a pH 6 (±inch 2001).
Se reconoce la existencia de una relación entre las
características morFológicas de los microorganismos
y su resistencia al ozono (±inch 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
Pseu-
domonas aeruginosa
respecto
a
Shigella
sonnei,
Samonella thyphimurium
y
Escherichia coli.
Ambos
estudios demostraron que la inactivación de las bac-
terias cumple con una ley cinética de segundo orden
dependiendo de la concentración de ozono disuelto
y de microorganismos.
Sin embargo, sobre los mecanismos de inacti-
vación 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, ±inch 2001). Chevier
et al.
(1992) plantean la ocurrencia de un desbalance ener-
CUADRO
III
. PARÁMETROS CINÉTICOS DE INACTIVACIÓN DE MICROORGANISMOS CON
OZONO (pH 7)
k
O
3
(L mg
-
1
min
-1
)
Energía de activación
(kJ mol
-
1
)
ReFerencia
Bacterias
Escherichia coli
130
37
Hunt y Mariñas (1997)
Bacillus subtilis
(esporas)
2.9
42
Drieger
et al.
(2001)
Virus
Rotavirus
76
-
Langlais
et al.
(1991)
Protozoos
Cryptosporidium parvum
(quistes)
0.84
80
Rennecker (1999)
Giardia muris
(quistes)
15
81
Wickramanayane (1984)
Giardia lamblia
(quistes)
29
-
M.O. Bataller
et al.
90
gético 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 produ-
ce 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 desin-
fección
Para llevar a cabo el diseño adecuado de un reactor
de ozonización de aguas se requiere conocer la veloci-
dad de inactivación por el ozono de un microorganis-
mo indicador o especíFco. 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 des-
infección 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 suFciente 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 ozoniza-
ción de aguas fue introducido por la USEPA (1989a y
1989b) con una nueva regulación para la desinfección
de aguas superFciales 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 especiFca 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 ±ujo 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 (²inch
et a
l.
1994, Overbeck 1999). En el
cuadro IV
se mues-
tran 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 eFciente respecto a otros
CUADRO IV.
VALORES DE CT PARA LA INACTIVACIÓN DE 2 log
Microorganismo
CT (mg/min/L)
pH
6-7
8-9
6-7
6-7
Cloro libre
Cloramina
Dióxido de cloro
Ozono
E. coli
0.034-0.05
95-180
0.4-0.75
0.02
Polio virus
1.1-2.5
768-3740
0.2-6.7
0.1-0.2
Rotavirus
0.01-0.05
3800-6500
0.2-2.1
0.006-0.06
Giardia lamblia
(quistes)
47-150
2200
26
0.5-0.6
Giardia muris
(quistes)
30-630
1400
7.2-18.5
1.8-2.0
Cryptosporidium parvum
7200
7200*
78*
5-10*
Cryptosporidium parvum
(1 ºC)
200
10
Cryptosporidium parvum
(22 ºC)
120**
7**
Nota: temperatura: 25 ºC; * 1 log; ** 3.5 log
EL OZONO EN LA GESTIÓN DE RECURSOS HÍDRICOS
91
desinfectantes, lo que fue de gran importancia debido
a los intensos brotes de estos patógenos que aconte-
cieron 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 discrepan-
cias 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 eFciencia de un reactor comercial y reduce
costos. Sin embargo, Zhou y Smith (1994) considera-
ron 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
±inch (2001) realizó una extensa valoración y
analizó la inactivación de
Cryptosporidium
con ozo-
no 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 ob-
tenerse 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 (±inch 2001,
Schulz
et al.
2005).
Schulz
et al.
(2005) realizaron un análisis de los
nuevos requerimientos de CT para el diseño de siste-
mas 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
o
C), los cuales re-
sultan 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 incremen-
ta 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 tiem-
pos 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 ozon-
ización 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 Fltros 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 concen-
traciones superiores a 100
µ
g/L, se forman subpro-
ductos 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 identiFcados como genotóxi-
cos y potencialmente carcinogénicos (Kurokawa
et
al.
1990). A partir de estudios realizados con ratas,
la OMS estableció un valor límite máximo de 25
µ
g/L, mientras que la Unión Europea y la USEPA lo
Fjaron en 10
µ
g/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 corres-
ponden 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.
M.O. Bataller
et al.
92
Por otra parte, los resultados de un estudio en varias
plantas potabilizadoras de Europa y EUA (Douville
et
al.
2000, von Gunten 2003) refejaron una baja presen-
cia 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 ozoni-
zación 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
µ
g/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, correspon-
diente 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 (BrO
3
-
). Sin embar-
go, BrO
-
aparece en este proceso en concentraciones
muy bajas y no contribuye signi±cativamente a la
Formación de iones bromato. Las reacciones del ozono
con el bromuro y BrO
-
son relativamente lentas res-
pecto 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 10
3
y 10
7
M
-
1
s
-
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 relacio-
nados 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 pro-
cesos de ±ltración 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 modi±caciones de los reactores
que mejoran la con±guración, la hidrodinámica, así
como el acercamiento de la Fase líquida al patrón de
fujo 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 par-
te, 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 super±-
ciales (Bataller
et al.
1989a). Los resultados demos-
traron que la preozonización reduce la Formación de
THM, especialmente de THM totales. Se alcanzaron
concentraciones de cloroFormo por debajo del límite
admisible (30
µ
g/ L) en las dos estaciones del año.
La precloración produjo aguas que incumplieron la
norma y presentaron un contenido de estos com-
puestos 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 desin-
Fección de aguas de abasto con ozono se realizó en
el acueducto del Centro Nacional Investigaciones
Cientí±cas (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 proFe-
sional y técnica, las di±cultades con las inversiones han
limitado la aplicación a gran escala de la ozonización
para agua de consumo. Sin embargo, la implementa-
ción de sistemas de ozonización en objetivos económi-
cos y sociales a menor escala ha tenido un desarrollo
importante. Los resultados del impacto económico y
la calidad microbiológica de aguas tratadas con ozo-
no 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
EL OZONO EN LA GESTIÓN DE RECURSOS HÍDRICOS
93
destacar el desarrollo y producción de equipos gene-
radores de ozono en el Centro de Investigaciones del
Ozono, tanto con fnes industriales como domésticos
(Veliz
et al
. 2006).
CONCLUSIONES
El empleo del ozono en la potabilización tiene
un impacto Favorable, dada su efciencia y potencia-
lidades, por lo que contribuye al desarrollo sosteni-
ble. 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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