Artículo en PDF
Cómo citar el artículo
Número completo
Más información del artículo
Página de la revista en redalyc.org
Sistema de Información Científica
Red de Revistas Científicas de América Latina y el Caribe, España y Portugal
Rev. Int. Contam. Ambie. 30 (2) 177-190, 2014
REMOCIÓN DE ARSÉNICO EN AGUA MEDIANTE PROCESOS DE
COAGULACIÓN-FLOCULACIÓN
Franco M. FRANCISCA* y Magalí Evelín CARRO PÉREZ
Departamento de Construcciones Civiles FCEFyN-UNC, Universidad Nacional de Córdoba (UNC) y Consejo
Nacional de Investigaciones Científcas y Técnicas (CONICET), Argentina
* Autor responsable; ffrancis@efn.uncor.edu
(Recibido marzo 2013, aceptado abril 2014)
Palabras clave: coagulante, remediación, experimento, regresión, contaminante
RESUMEN
El arsénico y sus compuestos son considerados como cancerígenos para los humanos
y en ciertas regiones existe evidencia epidemiológica de alteraciones a la salud ante el
consumo prolongado de aguas arsenicales. En muchos lugares la única Fuente de agua
para bebida contiene arsénico (As) en solución, por lo que resulta necesario estudiar
mecanismos de remoción. En este trabajo se realizan ensayos de laboratorio con base
en procesos de coagulación-±oculación con el objeto de evaluar la efciencia en la
eliminación del arsénico en el agua para consumo humano. En este caso se busca
identifcar y evaluar los principales Factores que controlan la remoción de arsénico en
agua. En los ensayos realizados se varió la dosis de los coagulantes desde 5 a 500 mg/L,
la de partículas sólidas desde 0 a 6000 mg/L y la concentración inicial de arsénico
desde 0.5 a 5 mg/L. Con estas variables se han realizado combinaciones en más de
100 experimentos. Se obtuvieron porcentajes de remediación de arsénico que variaron
desde 0 hasta 95 %. Los resultados obtenidos permitieron lograr remociones del 95 %
al incorporar cloruro Férrico y del 80% con sulFato de aluminio en soluciones con arse
-
nato. Para dosis de cloruro Férrico mayores a 50 mg/L la efciencia de la remediación
disminuyó considerablemente en relación con los resultados obtenidos con sulfato de
aluminio, para todos los tipos y concentraciones de sólidos. Las mayores remociones se
lograron a pH entre 3 y 5, en soluciones oxidadas. A partir de los resultados obtenidos
y su análisis mediante regresiones lineales múltiples con valores de R > 0.90, se pudo
determinar que los parámetros que controlan la remoción son la dosis de ±oculante,
el pH del líquido y la concentración de sólidos en suspensión. La mineralogía de los
sólidos y el tipo de ±oculante tendrían un eFecto menos signifcativo en la remoción
mediante coagulación-±oculación. Los resultados obtenidos son relevantes para la re
-
moción de As en plantas potabilizadoras de agua, como también en la implementación
de métodos caseros de remoción.
Key words:
coagulants, remediation, test, regression, contaminant
ABSTRACT
Arsenic and arsenical compounds are considered as carcinogenic and risky For hu
-
mans according to epidemiological evidence related with the ingestion oF arsenical
F.M. Francisca y M.E. Carro Pérez
178
water during a long period. In many places the only source of drinking water contains
arsenic and, therefore, removal strategies have to be investigated. This work shows
experimental results of coagulation-Focculation processes implemented to evaluate the
ef±ciency in the removal of arsenic from drinking water. The main objectives include
the evaluation of the relevant aspect that controls the removal ef±ciency. Experimental
tests were performed with coagulant concentrations from 5 to 500 mg/L, solid particle
concentrations from 0 to 6000 mg/L, and initial arsenic concentrations from 0.5 to 5
mg/L. These variables were simultaneously varied in more than 100 experiments. The
ef±ciency in remediation ranged from 0% to 95%. Removal ef±ciency near 95% was
obtained when using ferric chloride as coagulant, and was close to 80% when using
aluminum sulfate as coagulant in arsenate solutions. The remediation ef±ciency de
-
creased signi±catively when the ferric chloride concentration was higher than 50 mg/L
in relation to the obtained results for aluminum sulfate for different type and concen
-
tration of soil particles. The highest removal ef±ciency were obtained at pH between
3 and 5 in oxidized solutions. Obtained results simulated by means of multiple linear
regression analysis (R>0.90) allow determining that the main parameters that control
the removal of arsenic from drinking water are coagulant concentration, pH, and solid
particles concentration. Conversely, particle mineralogy and coagulant type have less
signi±cant effect on the removal by means of coagulation-Focculation mechanisms.
Obtained results are relevant for the removal of As in water treatment plants as well
as for the development of small scale ±lters.
INTRODUCCIÓN
El arsénico (As) presente en aguas destinadas
a consumo humano es una problemática reconoci
-
da en distintas regiones del mundo (Nicolli
et al.
1985, Smedley
et al.
2005). Es un elemento natural,
presente en la corteza terrestre que puede aparecer
en el agua a través de procesos de meteorización
química o por disolución de minerales. También
puede estar presente por contaminación antrópica
debido a actividades como la minería o el uso de
plaguicidas.
Estudios epidemiológicos han permitido desarro
-
llar conocimientos a partir de los cuales la Organiza-
ción Mundial de la Salud (OMS) en la última década
ha recomendado el límite de concentración de As
para agua de bebida en 0.01 mg/L (OMS 2011). El
consumo prolongado de agua con arsénico ha sido
asociado con el cáncer de piel, pulmones, riñones e
hígado, además de problemas de piel y vejiga (Smith
et al.
1992, Abernathy
et al.
1999, Smith
et al.
2000).
Los procesos y tecnologías conocidos para la
remoción de arsénico del agua son variados y com
-
prenden desde tratamientos en plantas potabilizado-
ras convencionales y
métodos domiciliarios, hasta
tecnologías
in situ.
Los procesos de remediación que
se conocen en la actualidad son: oxidación, precipita-
ción, coagulación y ablandamiento con cal, ósmosis
inversa, micro±ltración, nano±ltración, adsorción,
tratamientos biológicos y ±torremediación, electro
-
diálisis y electrocinética, entre otros (Konstantinos
et al.
2006, Litter
et al.
2010, Ingallinella
et al.
2011,
Carro Perez y Francisca 2013a). Algunas de estas
técnicas son más tradicionales y utilizadas que otras
y, si bien continuamente se proponen nuevos métodos
o mejoras, cada proceso presenta ventajas, desven-
tajas y limitaciones según las condiciones locales,
lo que no asegura un resultado técnico, económico
y ambiental adecuado en todos los casos. Para las
investigaciones realizadas en ese trabajo, resultan
de particular interés las técnicas de remoción que
utilizan mecanismos basados en los principios de
coagulación-Foculación.
Los procesos de coagulación-floculación son
metodologías propias y habituales en plantas potabi
-
lizadoras, principalmente para remoción de materia
suspendida y clari±cación del agua. En una primera
etapa los compuestos químicos en solución se adsor
-
ben a la super±cie de partículas sólidas en suspensión
y posteriormente en la coagulación estos coloides
se agrupan formando Fóculos de mayor tamaño,
los cuales son removidos mediante precipitación o
±ltración. La precipitación-coprecipitación consiste
básicamente en la adición de productos químicos
al agua, el mezclado, la formación de una matriz
sólida y, a través de la precipitación, coprecipitación
o una combinación de estos procesos, en la separa-
ción de la matriz sólida del agua. El tratamiento de
precipitación-coprecipitación incluye la adición de
oxidantes químicos, ajustes de pH y coagulantes o
precipitantes químicos (EPA 2002). Entre los factores
de importancia para la remediación con este método
REMOCIÓN DE ARSÉNICO EN AGUA MEDIANTE PROCESOS DE COAGULACIÓN-FLOCULACIÓN
179
se han identifcado el tipo y la dosis del coagulante,
tiempo de mezcla, estado de oxidación y concentra-
ción de arsénico inicial, temperatura, presencia de
otros solutos inorgánicos y el pH (Romero Rojas
1999, EPA 2002)
Existen numerosos parámetros que inFuyen en las
±uerzas químicas y ±ísicas que posibilitan que estos
fenómenos ocurran; en ellas los aspectos de mayor
relevancia son las cargas eléctricas superfciales
de las partículas coloidales presentes en el agua, la
temperatura, el pH y la dosis del coagulante (Romero
Rojas 1999).
Hering
et al.
(1997) trabajaron en procesos de
coagulación con cloruro ±érrico a escala de labora
-
torio con aguas naturales y artifciales contaminadas
con As (III) y As (V). Song
et al.
(2006) han traba
-
jado en agua de drenaje de mina con alto contenido
de arsénico con un proceso de coagulación mejo
-
rado con iones ±érricos y calcita gruesa, logrando
una eliminación de As de más del 99 % por medio
de la coagulación mejorada seguida de fltración
convencional con papel de fltro. Lee
et al.
(2003)
estudiaron la estequiometría, cinética, y oxidación
del arsenito con Fe (VI) y realizaron ensayos de
eliminación de arsénico utilizando ²e (VI) como
oxidante y coagulante.
Como antecedente de análisis estadístico, Baskan
y Pala (2010) trabajaron con el diseño de experi
-
mentos estadísticos de Box-Behnken (BBD) y la
metodología de superfcie de respuesta (RSM) para
investigar los efectos de las principales variables
de funcionamiento del proceso de coagulación. La
concentración inicial de arseniato, el pH y la dosis de
sulfato de aluminio se seleccionaron como variables
independientes y la remoción de As se consideró
como la función de respuesta. Los autores lograron
un muy buen ajuste entre valores medidos y calcu-
lados logrando determinar la importancia relativa
de los parámetros que intervienen en la eliminación
del arseniato.
Existen ventajas y desventajas en la utilización
de cada uno de los coagulantes conocidos. En ge-
neral, los coagulantes más utilizados son las sales
de aluminio o de hierro (III), los cuales permiten
remover sustancias inorgánicas disueltas tales como
el arsénico. En muchos casos, estos elementos pro
-
ducen además un incremento de sul±atos o cloruros
y el descenso del pH, lo cual resulta de fundamental
importancia no sólo porque controlan la efciencia
de la coagulación sino también por la necesidad de
disposición adecuada de los residuos o lodos como
producto de la Foculación. Karcher
et al.
(1999) han
realizado ensayos en plantas potabilizadoras utili-
zando cloruro ±érrico como coagulante obteniendo
resultados satisfactorios.
El estudio de estos procesos con el objeto de la
remediación de aguas arsenicales no busca como fn
una solución unitaria sino que en general ±orma parte
de una serie de procesos para lograr que el agua sirva
para consumo humano luego del tratamiento. Respec
-
to de las aguas arsenicales, las técnicas de Foculación
se intentan aplicar tanto en plantas potabilizadoras
como en experimentos piloto en el caso de pequeñas
comunidades o agrupaciones de personas que no
cuentan con servicio de provisión de agua potable
por ser población rural dispersa.
²rente a este panorama resulta de interés poder
determinar el e±ecto de las distintas variables que con
-
trolan la efciencia en la remediación o disminución
de las concentraciones de arsénico en solución. En
este trabajo se presentan los resultados experimen-
tales de remoción de arsénico mediante procesos de
coagulación-Foculación. El objetivo es poder evaluar
la inFuencia del tipo y dosis de coagulante, naturaleza
y contenido de partículas, pH, concentración inicial
de arsénico y estado de oxidación del mismo. Los
resultados se analizan a partir de la ±ísica de Focula
-
ción y los mecanismos de interacción agua-sólido.
En particular resulta de interés poder determinar
la inFuencia del tipo de partículas en solución en
las dosis necesarias de coagulantes para lograr una
remoción satisfactoria de As.
MATERIALES Y MÉTODOS
Para los ensayos de coagulación-floculación
se utilizaron dos floculantes convencionalmente
utilizados en plantas de tratamiento, el sulfato de
aluminio y el cloruro ±érrico. En estos experimentos
se han variado las dosis de los coagulantes desde 5
a 500 mg/L, la de coloides desde 0 a 6000 mg/L y la
concentración inicial de arsénico desde 0 a 5 mg/L.
Estos rangos exceden los valores usualmente utiliza-
dos en plantas de tratamiento de agua, pero permiten
evaluar condiciones límite de comportamientos de
interés para la presente investigación. Con estas
variables se han realizado combinaciones en más de
100 experimentos.
Sedimentos utilizados
Los sedimentos ensayados incluyen bentonita,
zeolita y dos arcillas di±erentes que ±ueron identif
-
cadas como suelos residuales, las cuales se designa-
ron como arcilla roja y arcilla gris. El porcentaje de
partículas de tamaño coloidal (< 2 mm) de cada uno
F.M. Francisca y M.E. Carro Pérez
180
de estos sedimentos se determinó mediante el ensayo
ASTM D422 (ASTM 2007) resultando igual a 85 %,
33 %, 75 % y 66 %, respectivamente.
La bentonita contiene más de 92 % de mont
-
morillonita sódica. Este mineral fue extraído en las
provincias argentinas de Río Negro y Neuquén, y
es frecuentemente utilizado en rellenos sanitarios,
barreras de lodos y en muchas otras aplicaciones
geoambientales, debido a su característica expansiva
y baja conductividad hidráulica.
Las zeolitas son aluminosilicatos, consideradas
un tamiz molecular para la separación de especies
iónicas por su gran capacidad de adsorción. Tienen
el mismo origen que las bentonitas anteriores.
Las arcillas rojas provienen de la provincia ar-
gentina de Misiones, cuyos suelos son generalmente
arcillosos, ricos en aluminio y hierro y frecuentes en
regiones tropicales. Se caracterizan por la presencia
de óxidos e hidróxidos de hierro y aluminio, de los
cuales el hierro es por lo general movilizado y oxi
-
dado por el agua subterránea (Reinert 2007).
Las arcillas grises constituyen los tipos de suelos
denominados Ñau típicos, muy plásticos y con una
arcilla del tipo montmorillonítico de color oscuro.
Son suelos hidromórFcos, desarrollados en condicio
-
nes de exceso de humedad, esto es favorable para la
transformación o reducción del óxido férrico en fe
-
rroso, lo que explica la coloración propia de este tipo
de suelo, que resulta generalmente de color oscuro,
ya sea gris, azulado amarillento o verdoso, según el
ambiente propio de formación (Reinert 2007).
En la
fgura 1
se presenta la microscopía electró-
nica de barrido (SEM, por sus siglas en inglés) y en la
fgura 2
el análisis de energía dispersiva de rayos X
(EDX) de los cuatro sedimentos utilizados en los
ensayos de coagulación-±oculación.
Soluciones arsenicales y determinación de con
-
centraciones de arsénico
Los líquidos ensayados fueron soluciones con
diferentes concentraciones de arsénico, las cuales
se prepararon a partir de la disolución de trióxido de
arsénico (As
2
O
3
) en un medio alcalino obtenido con
hidróxido de sodio (NaOH) y agua desionizada. Las
concentraciones de arsénico utilizadas variaron desde
0 a 5 mg/L. Este rango de concentraciones se encuentra
dentro de los valores máximos y mínimos de concen
-
tración de As registrados en las aguas subterráneas del
centro de Argentina (OSN 1942, Vilches
et al.
2005).
Las concentraciones Fnales de arsénico se deter
-
minaron por medio de kits de prueba para arsénico
(Arsen 10 ® y Arsen 50 ® QuantoFx
® de
Macherey-
Nagel). Estas pruebas convierten, al entrar en contacto
con polvo de zinc y ácido en polvo, los compuestos
arsenicales presentes en el agua en gas arsina y éste en
contacto con una banda de papel embebida en bromuro
(a)
(b)
(c)
(d)
1μm
1μm
Fig 1.
Imágenes por microscopía electrónica de barrido para los
sedimentos utilizados (a) bentonita (b) zeolita (c) arcilla roja
(d) arcilla gris
REMOCIÓN DE ARSÉNICO EN AGUA MEDIANTE PROCESOS DE COAGULACIÓN-FLOCULACIÓN
181
de mercurio cambia de color, desde blanco a marrón,
pasando por tonos amarillos según la concentración
de As que contenga la muestra. Una de las críticas a
la técnica de detección de concentraciones por medio
de métodos calorimétricos es que la subjetividad del
operador interfere en cada una de las mediciones al
comparar el color resultante en la banda muestreadora
con la carta de colores. Este método colorimétrico
Fue mejorado por Carro Pérez y ±rancisca (2013b)
para optimizar la precisión de las mediciones, técnica
utilizada en este trabajo. Para aumentar la precisión
en las determinaciones con la técnica colorimétrica se
analizaron digitalmente los colores obtenidos en foto-
graFías. Un mejor análisis de las reacciones se llevó a
cabo con el fn de eliminar la in²uencia del operador
en los resultados. El método desarrollado consiste en
tomar 10 fotografías de alta resolución de la tira de
papel a partir de una distancia específca, ajuste de
la cámara y condiciones de iluminación en el primer
minuto después de la reacción. Estas imágenes de color
RGB se convierten en imágenes de 8 bits en escala de
grises y luego se analizan para obtener histogramas
de los niveles digitales. Se obtuvieron dos curvas de
calibración midiendo soluciones con concentraciones
de arsénico conocidas. El límite de detección de esta
técnica Fue de 6.5 mg/L.
RESULTADOS
Infuencia del estado de oxidación del arsénico
El arsénico puede encontrarse en solución en dis
-
tintos estados de oxidación. Sin oxidar el arsénico se
encuentra presente como arsenito, As (III); mientras
que al oxidarlo se encuentra como arseniato, As (V).
Debido a que los mecanismos de interacción que
controlan la ²oculación dependen de la valencia y
concentración de las especies iónicas, el estado de
oxidación del arsénico se debe tener en cuenta al
evaluar posibles mecanismos de atracción-repulsión
Al
Al
Al
C
C
C
O
O
O
(c)
(a
)(
b)
(d)
Fe
Fe
Fe
Na
Na
Mg
Mg
Si
Si
Si
Au
Au
K
K
Ca
Ca
Ti
Fe
C
O
Fe
Al
Si
Ti
Fe
Fig 2.
Análisis de energía dispersiva de rayos X (EDX) de los coloides utilizados (a) bentonita
(b) zeolita (c) arcilla roja (d) arcilla gris
F.M. Francisca y M.E. Carro Pérez
182
como los que ocurren durante la formación de Fó
-
culos. Para lograr la oxidación del arsénico en este
trabajo se adicionó hipoclorito de sodio de manera
tal que la concentración de cloro activo alcanzada
resultase igual a 2.2 mg/L.
En la
fgura 3
se presenta la relación entre la
concentración ±nal,
C
f
, y la inicial,
C
i
, de arsénico
en ensayos por lotes realizados con bentonita, arcilla
gris, arcilla roja y zeolita. En la
fgura 3a
se muestran
los resultados obtenidos utilizando como coagulante
al sulfato de aluminio y en la
fgura 3b
los correspon-
dientes a cloruro férrico. La concentración de sólidos
en todos los casos fue de 500 mg/L, con 50 mg/L de
coagulante y 2 mg/L de arsénico inicial.
En todos los casos, cuando el arsénico se en
-
cuentra sin oxidar se observa que prácticamente la
concentración ±nal resulta igual a la inicial por lo
que no se ha podido remover el mismo. Estos re
-
sultados demuestran que para todos los sedimentos
ensayados la coagulación-Foculación no es efectiva
para el As (III). En el caso oxidado o de As (V) las
remociones variaron entre el 30 y el 60 % (para la
combinación sólidos, coagulante, arsénico menciona
-
dos anteriormente). A partir de esta serie de ensayos
se determina la necesidad de oxidar las soluciones de
arsénico con el objeto de lograr mayores e±ciencias
en la remoción.
Los resultados obtenidos concuerdan con los
de Ghurye y Clifford (2001) quienes plantean que
para diferentes técnicas de remoción, las mayores
e±ciencias se logran preoxidando el As(III) a As(V).
La inFuencia de la oxidación del arsénico en la
interacción Fuido-partícula radica en que el nuevo
estado de oxidación o valencia implicará una mayor
carga actuante en el proceso de coagulación, lo que
favorece la adsorción del mismo a los sólidos en
suspensión que al Focular remueven el arsénico de
la fase líquida.
Es importante remarcar que en el caso de que la
coagulación-Foculación se utilice como etapa den
-
tro de una planta potabilizadora de agua, resultaría
necesario una etapa de cloración-oxidación previa al
tratamiento ya que usualmente en este tipo de plantas
la cloración constituye un etapa posterior a la Focula
-
ción y con el objetivo de desinfección (Kiely 1999).
InFuencia del tipo de partículas en suspensión
El tipo de partículas en suspensión inFuye en los
procesos de coagulación-Foculación en virtud de la
carga eléctrica super±cial que posean, su composi
-
ción química, el comportamiento frente a ambientes
con diferente pH, el tipo y dosis de coagulante. Las
interacciones que ocurren pueden resumirse a partir
de las fuerzas de atracción de van der Waals y de
repulsión del tipo de doble capa. La relación entre
estas fuerzas permite que las partículas se acerquen
y de esta manera pueden controlar los fenómenos de
Foculación. En esta sección se evalúan las remocio
-
nes logradas con los dos coagulantes utilizados en
función del tipo de sedimento: bentonita, arcilla gris,
arcilla roja y zeolita.
La
fgura 4
presenta la relación entre la remo-
ción porcentual y la dosis de sulfato de aluminio.
La remoción se calcula como (
C
i
-C
f
)/
C
i
, siendo
C
i
la concentración inicial y
C
f
la concentración ±nal.
Todas las muestras tienen una concentración de
partículas sólidas de 500 mg/L y una concentración
inicial de arsénico de 2 mg/L. Se puede observar que
para cada tipo de partícula se obtiene un máximo de
remoción, lo que permite identi±car una dosis
óptima
de sulfato de aluminio. En general, cuando la
dosis
de coagulante (
C
c
) es baja, o inferior a 10 mg/L,
0
0.2
0.4
0.6
0.8
1
(a)
(b)
Bentonita
Arcilla gris
Arcilla roja
Zeolita
Bentonita
Arcilla gris
Arcilla roja
Zeolita
C
f
/C
i
0
0.2
0.4
0.6
0.8
1
C
f
/C
i
No oxidados
Oxidados
Oxidados
No oxidados
±ig 3.
Comparación de remociones de arsénico en soluciones
oxidadas y no oxidadas: a) Foculante: sulfato de alumi
-
nio; b) Foculante: cloruro férrico
REMOCIÓN DE ARSÉNICO EN AGUA MEDIANTE PROCESOS DE COAGULACIÓN-FLOCULACIÓN
183
la remoción es muy poco efciente. A medida que
se aumenta el contenido de sulfato de aluminio se
incrementa el porcentaje de remoción alcanzando
un máximo y disminuyendo cuando se tiene exceso
del mismo. Los resultados de la
fgura 4
muestran
el rango óptimo para las dosis de los coagulantes. A
partir de este óptimo, y considerando que la concen
-
tración de sólidos (
C
s
) fue de 500 mg/L, es posible
determinar la relación sólido/coagulante para la cual
la remoción de arsénico es máxima para cada tipo de
sólido en suspensión. Esta relación resulta igual a 50
para la arcilla roja y la zeolita, 17 para la arcilla gris
y 10 para la bentonita.
En la
fgura 5
se presentan los resultados de remo-
ción cuando se utilizó cloruro Férrico como coagulante
y con concentraciones iniciales de arsénico y sólidos
de 2 mg/L y 500 mg/L respectivamente. En este caso
se lograron remociones superiores al 80 % para la
bentonita, zeolita y arcilla gris y sólo del 20 % para
la arcilla roja. Si bien se logran remociones superio-
res en las mismas condiciones que con el sulFato de
aluminio como coagulante, las curvas presentan un
pico más pronunciado (la efciencia en la extracción
de arsénico decae rápidamente para dosis de ±oculante
distintas a la óptima). Considerando que la concentra
-
ción de sólidos fue de 500 mg/L, la relación óptima
C
s
/C
c
resulta igual a 10 para la bentonita y 50 para la
zeolita y arcillas grises.
InFuencia de la concentración de arsénico inicial
Existe una gran variabilidad horizontal y verti
-
cal de las concentraciones de arsénico en las aguas
subterráneas (Schulz 2005). Se pueden encontrar
desde concentraciones que apenas superan el límite
actual formulado por la agencia ambiental de los
Estados Unidos (EPA) y la Organización Mundial
de la Salud (OMS), hasta concentraciones muy su
-
periores a las permisibles. Con el objeto de verifcar
la in±uencia de la concentración inicial de arsénico
se realizaron ensayos de coagulación-±oculación en
soluciones con concentraciones iniciales de arsénico
diferentes.
En la
fgura 6
, en líneas de guión, se presentan
los resultados de remoción mediante coagulación-
±oculación en suspensiones con 0.5 y 2.0 mg/L de As,
50 mg/L de sulfato de aluminio y concentraciones de
bentonita desde 0 hasta 4000 mg/L. Se puede obser
-
var que la remoción resulta mayor cuando menor es
el contenido de arsénico inicial. Este resultado indica
que la cantidad de sólidos necesaria en la remediación
0
20
40
60
80
100
11
0
100
1000
Sulfato de amuninio [mg/L]
Remoción (%)
Bentonita
Arcilla gris
Arcilla roja
Zeolita
±ig 4.
In±uencia de la dosis de sulFato de aluminio en la remo
-
ción de As, concentración inicial
C
As
= 2 mg/L de As,
concentración de sólido
C
s
= 500 mg/L
0
20
40
60
80
100
11
0
100
1000
Cloruro férrico [mg/L]
Remoción (%)
Bentonita
Arcilla gris
Arcilla roja
Zeolita
±ig 5.
In±uencia de la dosis de cloruro Férrico en la remoción
de As, concentración inicial
C
As
= 2 mg/L de As, con-
centración de sólido
C
s
= 500 mg/L
0
20
40
60
80
100
Remoción (%)
0
1000
2000
3000
[mg/L]As
2
0.5
0.5
2
4000
Bentonita [mg/L]
±ig 6.
In±uencia de la concentración de bentonita en la remo
-
ción de As, concentración inicial
C
As
= 0.5 y 2 mg/L de
As, dosis de sulfato de aluminio
C
c
= 50 mg/L. (línea de
guiones); dosis de cloruro Férrico Cc = 50 mg/L (línea
de puntos)
F.M. Francisca y M.E. Carro Pérez
184
mediante coagulación-foculación depende de la
concentración inicial de arsénico en solución. Los
resultados obtenidos demuestran además que para
la menor concentración inicial de arsénico ensayada
la remoción alcanzó un 80 % (la concentración Fnal,
C
f
,
resultó igual a 0.1 mg/L). En la misma Fgura,
con líneas de puntos se muestra la infuencia del
contenido de bentonita en la remediación cuando se
utilizó como coagulante cloruro ±érrico. En este caso
las concentraciones iniciales de arsénico ±ueron 0.5
y 2.0 mg/L. Igualmente, a medida que la concen
-
tración inicial de As es menor se obtienen mayores
remociones. La máxima remoción alcanzada ±ue del
98 % y con un rango de concentraciones de partícu
-
las en solución de mayor amplitud, desde 200 hasta
2000 mg/L.
Infuencia conjunta de la dosis de coagulante y la
concentración de sólidos
Se realizaron ensayos para tres dosis diferentes
de coagulantes, variando el contenido de partículas
y con igual concentración inicial de arsénico.
En la
Figura 7
se observa la influencia del
contenido de bentonita en la concentración Fnal
de arsénico luego de la foculación con sul±ato de
aluminio con dosis de 10, 50 y 500 mg/L. Los re-
sultados obtenidos muestran que es posible deFnir
una cantidad óptima de sólidos. Lo interesante es
que el óptimo depende de la dosis de foculante que
se utiliza, o lo que es lo mismo, si se normaliza, es
posible deFnir una relación óptima de concentra
-
ción de sólidos respecto del foculante (
C
s
/C
c
). Esta
tendencia indica que para cantidades de coagulante
en exceso o defecto, la remediación resulta muy
poco efectiva.
La
±gura 8
muestra la infuencia del contenido
de bentonita en la concentración Fnal de arsénico
luego de la foculación con cloruro ±érrico con do
-
sis de 10, 50 y 500 mg/L. En este caso, para 10 y
50 mg/L de coagulante se identiFcó un valor mínimo
de concentración de arsénico, mientras que para las
muestras ensayadas con 500 mg/L de foculante la
disminución presentó un decremento continuo. Sin
embargo, es de esperar que para concentraciones de
coloides superiores a las utilizadas en este trabajo
pueda observarse una tendencia creciente de la
concentración Fnal debido al exceso de partículas.
Los resultados de las
±guras 7
y
8
demuestran
que para lograr una remoción de arsénico máxima es
necesario encontrar la relación óptima de contenido
de sólidos y coagulante para cada concentración
inicial de arsénico, ya que en caso de menor o mayor
cantidad de coagulante la eFciencia de la remediación
disminuye. Esto signiFca que la adición de coagulan
-
te en exceso no sólo implicará un incremento en el
gasto económico y una mayor concentración residual,
sino que se disminuyen considerablemente las posi
-
bilidades de eliminar o disminuir las concentraciones
de arsénico en solución.
Infuencia del pH
El pH en la solución es un factor determinante en
el proceso de interacción fuido partícula. La quími
-
ca de la coagulación-foculación está basada en las
cargas eléctricas de las partículas, es por ello que el
pH y la dosis del coagulante infuirán en este proceso
(Santamarina
et al.
2001). Para cada dosis y pH es
posible inferir un arreglo de partículas diferente, lo
2
1.5
Cf [mg/L] de As
0
1000
2000
3000
4000
Bentonita [mg/L]
50
10
500
1
0.5
0
²ig 7.
Infuencia de las concentraciones de bentonita y dosis de
de sulfato de aluminio en la remoción de As, concentra-
ción inicial C
As
= 2 mg/L
2
1.5
Cf [mg/L] de As
0
1000
3000
2000
4000
5000
6000
Bentonita [mg/L]
50
10
500
1
0.5
0
²ig 8.
Infuencia de las concentraciones de bentonita y dosis
de cloruro ±érrico en la remoción de As, concentración
inicial
C
As
= 2 mg/L
REMOCIÓN DE ARSÉNICO EN AGUA MEDIANTE PROCESOS DE COAGULACIÓN-FLOCULACIÓN
185
que controla o determina la posibilidad de adsorción
y generación de fóculos.
Las cargas superFciales de las partículas varían
en función del pH y del punto de carga cero. En el
caso de los ensayos con bentonita y cloruro ±érrico,
la bentonita aumenta el pH de la solución, ya que en
general la bentonitas sódicas tienen un pH de 9 a 10
(Kau±hold
et al.
2008) y mayores dosis de cloruro
±érrico lo disminuirán, ya que la solución madre de
1500 mg/L de FeCl
3
tiene un pH de 1.6. Por lo tanto,
el pH de la solución con partículas en suspensión
varía a medida que se coloca mayor cantidad de coa
-
gulante y/o de sólidos en suspensión. Luego, como
se observa en la
fgura 9
a medida que la relación
entre concentración de bentonita y la dosis de cloruro
±érrico aumenta, crece el pH de la solución.
En la
fgura 10
se presenta la variación porcentual
de la remoción de arsénico en ±unción del pH de la
solución. Los resultados obtenidos corresponden a
las muestras con bentonita, zeolita, arcilla gris y roja,
con concentraciones variables desde 0 a 6000 mg/L.
Los resultados obtenidos con el coagulante sulfato de
aluminio (
Fig. 10a
) y con cloruro ±érrico (
Fig. 10b
)
muestran una muy alta variación, fundamentalmente
como consecuencia del efecto combinado de: a) los
diferentes contenidos de sólidos, b) las diferentes
concentraciones iniciales de arsénico y c) las varia
-
das dosis de coagulante utilizados. A pesar de ello,
los resultados experimentales demuestran que las
mejores eFciencias de remediación se encontraron
siempre en valores de pH entre 2 y 4. Si bien el pH
es un factor primordial en este proceso de remedia-
ción debido a la infuencia del mismo en las cargas
eléctricas superFciales (Santamarina
et al.
2001) esta
variable de manera aislada no permite asegurar una
alta remoción de arsénico.
En la
fgura 11
se muestra la variación de la
remoción de arsénico porcentual en ±unción del
01
2
345678
Bentonita [mg/L]
2
1.5
Cf [mg/L] de As
1
0.5
0
Fig 9.
Variaciones de pH en función del aumento de la relación
bentonita y foculante
Bentonita
Arcilla gris
Arcilla roja
Zeolita
Bentonita
Arcilla gris
Arcilla roja
Zeolita
0246
8
pH
0246
8
pH
100
80
Remoción (%)
60
(a)
(b)
20
40
0
100
80
Remoción (%)
60
20
40
0
Fig 10.
Remoción de As en función del pH de la solución: a)
ensayos con sulfato de aluminio; b) ensayos con cloruro
±érrico
100
80
Remoción (%)
60
20
40
0
Ensayos
Coloide = 0 mg/L
Cs/Cc > 50
Cs/Cc > 4
0246
8
pH
Fig 11.
Variaciones de pH en función del aumento de la relación
bentonita y coagulante (C
s
/C
c
)
F.M. Francisca y M.E. Carro Pérez
186
pH considerando el efecto de la concentración de
sólidos y coagulantes a partir de la relación adimen-
sional
C
s
/C
c
. Se observa que en la
fgura 11
hay sec
-
tores con similar comportamiento para relaciones de
C
s
/C
c
bajas, intermedias y altas (
C
s
/C
c
< 4; 4 <
C
s
/C
c
<50 y
C
s
/C
c
> 50 respectivamente). Se observa que
en algunos de los ensayos donde el pH se encuentra
entre 2 y 4 la remediación ha sido inefciente o muy
baja (inFerior al 60 %). Sin embargo estos casos
tienen una
C
s
/C
c
<4 lo que indica que si bien el pH
estaba dentro del rango adecuado, la inexistencia
o escasez de partículas coloidales ha controlado
el comportamiento (no hay sufcientes partículas
donde pueda adsorberse el arsénico). Esto signi
-
fca que el Fenómeno de ±oculación no tuvo lugar
y que la coagulación no ha generado precipitación
de arsénico.
Por otro lado, cuando la
C
s
/C
c
≥ 50 tampoco se
alcanza un alto porcentaje de remoción, aunque en
este caso se debe a que el exceso de partículas incre
-
menta el pH de la solución. Este grupo de ensayos
arrojaron en todos los casos un pH superior a 4, por
lo que de acuerdo a lo determinado por Santamarina
et al.
(2001) la carga superfcial de la bentonita sería
negativa por lo que el arsénico oxidado (arseniato)
también con carga negativa no puede acercarse ni
adsorberse a la superfcie mineral. En este caso exis
-
tiría un exceso de bentonita en suspensión que no ha
reaccionado en el proceso.
Todos los puntos correspondientes a los ensayos
que han tenido remociones próximas y superiores al
70 % cumplen con las condiciones de tener contenido
de bentonita que resulta en una relación adimensio
-
nal de 4 <
C
s
/C
c
<50. En estos casos, la cantidad de
sólidos resulta sufciente y el pH inFerior a 4 se en
-
cuentra por debajo del punto cero de carga por lo que
se produce la inversión de las cargas superfciales.
pasando de negativas a positivas, lo que determina
que el arseniato pueda adsorberse a la superfcie de las
partículas. Al agregarse las partículas con el arsénico
oxidado adsorbido se Forman los ±óculos, los cuales
precipitan removiendo el arsénico de agua.
Ensayos con aguas naturales
Se realizaron ensayos de coagulación-±oculación
con muestras de agua con arsénico en Forma natural.
Una de las combinaciones elegidas fue 50 mg/L de
cloruro Férrico como coagulante, 1000 mg/L de ben
-
tonita y 2.2 mg/L de hipoclorito de sodio. El ensayo
se realizó con una muestra de agua con una concen-
tración inicial de 0.31 mg/L de arsénico. Mediante
el ensayo de coagulación-±oculación se obtuvo una
remoción del 71 %. Se puede observar que si bien las
relaciones utilizadas eran óptimas para las soluciones
preparadas de arsénico, no lo son para esta agua na
-
tural. El hecho de no tener la misma remoción puede
ser asignado al pH del agua natural, cuyo valor antes
del ensayo Fue de 8.5 y luego del ensayo de 8.12.
Por lo visto anteriormente, las mejores remociones
se obtienen con combinaciones apropiadas y entre
rangos de pH de 2 a 4 para bentonita y cloruro Férrico
como sólido y ±oculante respectivamente.
Se ensayó otra muestra de agua natural con 50
mg/L de sulfato de aluminio, 200 mg/L de bentonita
y 2.2 mg/L de oxidante. En este caso se obtuvo una
remoción del 85 % con una concentración inicial de
0.065 mg/L de As. El pH original del agua Fue de 8.16
y luego del ensayo de 6.44. En este caso la remoción
Fue mayor que la obtenida para la misma combinación
de productos con agua con arsénico preparada.
Luego, si bien es evidente que ensayar la re
-
mediación con aguas preparadas es una forma de
aproximación a la combinación ideal, es necesario
determinar las curvas de combinaciones óptimas para
ser aplicadas en aguas naturales.
DISCUSIÓN
En la batería de ensayos realizada se obtuvieron
porcentajes de remediación o extracción de arsénico
que variaron desde 0 hasta 95 %. En la
fgura 12
se
presentan los resultados de los diferentes ensayos reali-
zados para los cuales se muestra la remoción obtenida
(%) en Función de la concentración de sólidos y la dosis
de ±oculante. En la
fgura 12a
se presentan los resul-
tados obtenidos utilizando como ±oculante el sulFato
de aluminio y en la
fgura 12b
los del cloruro Férrico.
Se puede observar que la dispersión de los puntos
es muy amplia. No se observa una buena correlación
entre el tipo de partícula en suspensión y la efciencia
en la remoción. Un caso particular parece ser el de
la bentonita con cloruro Férrico para el cual se obtu
-
vieron las más altas remociones.
La gran variabilidad de los resultados mostrados en
la
fgura 12
indica que todas las variables consideradas
in±uyen en la remoción, por lo que no puede analizarse
en conjunto el universo de resultados obtenidos.
Para representar los Factores que intervienen en
el proceso de coagulación-±oculación respecto de la
remoción alcanzada se realizó un análisis de regre
-
sión múltiple considerando cada una de las variables
identifcadas como relevantes para la remoción. El
análisis de regresión se realizó sobre los resultados
obtenidos en los ensayos de coagulación-±oculación
con bentonita y con cloruro Férrico como coagulante.
REMOCIÓN DE ARSÉNICO EN AGUA MEDIANTE PROCESOS DE COAGULACIÓN-FLOCULACIÓN
187
Para el análisis se adoptaron dos grupos de cuatro
variables independientes cada uno. En el primer
grupo, las variables independientes designadas como
x
1
, x
2
, x
3
y
x
4
comprenden:
x
1
= la concentración de
bentonita,
x
2
= la concentración inicial de arsénico,
x
3
= la dosis de foculante y
x
4
= el pH. El segundo
grupo de variables, designadas como
1
, x´
2
, x´
3
y
4
,
considera los siguientes parámetros y relaciones
adimensionales:
1
= pH,
2
= contenido de ben-
tonita respecto del arsénico inicial (
C
s
/C
As
),
3
=
contenido de bentonita respecto del contenido de
foculante (
C
s
/C
c
) y
4
= contenido de foculante res
-
pecto de la concentración inicial de arsénico (
C
c
/C
As
).
La variable dependiente,
y
, es en todos los casos el
porcentaje de remoción de arsénico obtenido en los
ensayos de coagulación-foculación.
En esta sección se analiza si a través de una ecua
-
ción o modelo matemático, es posible modelar la
100
(a)
(b)
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
100
200
300
400
500
Concentración de floculante [mg/L]
Concentración de floculante [mg/L]
Concentración de sólido [mg/L]
Remediación [%]
Bentonita
Arcilla gris
s/c
Arcilla roja
Zeolita
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
100
200
300
400
500
Remediación [%]
Bentonita
Arcilla gris
s/c
Arcilla roja
Zeolita
Concentración de sólido [mg/L]
Fig 12.
Ensayos de coagulación-foculación en aguas arsenicales. (a) coagulante: sulFato de aluminio (b)
coagulante: cloruro Férrico. s/c = sin coloide
F.M. Francisca y M.E. Carro Pérez
188
relación entre la variable dependiente, las variables
independientes
x
i
y los coefcientes de ajuste
β
i
.
El análisis se realiza a través de regresiones linea
-
les múltiples, que se expresan como:
i
ki
k
i
X
y
+
+
=
0
Siendo
y
i
la variable dependiente,
β
k
los valores
de los parámetros elegidos como estimadores,
X
ki
las
variables independientes y
ε
i
las estimaciones de la
perturbación aleatoria o errores.
El coeficiente de determinación R
2
mide la
bondad de ajuste del modelo de regresión. El rango
de variación de R
2
va desde 0 a 1; si es 1 hay una
correlación perfecta en la muestra, y si resulta igual
a 0 la ecuación de regresión no es útil para predecir
la variable dependiente
y
. Por lo tanto, el coefciente
de determinación, R
2
, es un indicador de hasta qué
punto la ecuación resultante del análisis de regresión
explica la relación entre las variables. También pue
-
den presentarse las relaciones a través del coefciente
de correlación R, correspondiente a la raíz cuadrada
del coefciente de determinación.
En la
figura 13
se presentan las relaciones
entre los valores de remoción medidos y los
calculados mediante el análisis de regresión
múltiple. Se realizaron distintos análisis consi
-
derando todas las mediciones y agrupando los
resultados experimentales en subconjuntos con
propiedades comunes tales como el rango de
pH, concentración de sólidos,
C
s
/C
As
, C
c
/C
As
(variables dimensionales
x
y adimensionales x´
)
.
Los ajustes alcanzados con mayor precisión se ob-
tuvieron para los ensayos que cumplen con la relación
C
c
/C
As
≤ 25, cuyos coefcientes de correlación arrojaron
valores de 0.90 y 0.95 para las variables dimensionales
y adimensionales (
Figs. 13a
y
13b
, respectivamente).
Las correlaciones de todos los ensayos en conjun-
to dan los valores más bajos, esto indica que al utilizar
todas las variables involucradas en todos los casos
ensayados no se obtienen buenas correlaciones. Sin
embargo, si se realizan análisis parciales consideran
-
do rangos acotados para las variables intervinientes,
las correlaciones mejoran notablemente. Por lo tanto
se estima conveniente establecer rangos a
priori
de
relaciones entre las variables del fenómeno antes de
realizar un análisis estadístico.
CONCLUSIONES
Los resultados obtenidos en este trabajo permiten
concluir que los procesos de coagulación-Foculación
son efcientes en la remoción de arsénico en solución.
A partir de los ensayos realizados se puede concluir
de la siguiente manera:
El arsénico en estado oxidado tiene mejor res
-
puesta a los ensayos de coagulación-Foculación.
Además, los porcentajes de remoción son mayores
a menores concentraciones iniciales de arsénico
en la solución. Se lograron remociones del 80 y
95 % con sul±ato de aluminio y cloruro ±érrico
para concentraciones iniciales de 0.5 mg/L de As.
Para concentraciones iniciales de arsénico si
-
milares se han obtenido mayores remociones
Fig 13.
Correlación entre valores calculados y medidos
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
0.
00
.2
0.
40
.6
0.
81
.0
Remediación calculada
Remediación medida
R =
0.90
0.0
0.2
0.4
0.6
0.8
1.0
0.
00
.2
0.
40
.6
0.
81
.0
Remediación calculada
Remediación medida
R =
0.95
(a)
(b)
REMOCIÓN DE ARSÉNICO EN AGUA MEDIANTE PROCESOS DE COAGULACIÓN-FLOCULACIÓN
189
utilizando cloruro férrico como coagulante que
al emplear sulfato de aluminio.
Es necesario identiFcar la curva óptima de remo
-
ción en función del tipo de partículas o sólidos en
suspensión, las concentraciones de arsénico inicial,
el pH del agua y el tipo de coagulante a utilizar. El
pH de la solución es primordial para lograr altas
remociones, siempre acompañado de adecuadas
relaciones entre concentraciones de coloides, dosis
de coagulante y concentración de arsénico. Cuando
se adicionan partículas de bentonita en suspensión
el pH adecuado para altas remociones oscila entre 2
y 4, a menores valores de pH se produce la disolu-
ción del mineral y a mayores la carga superFcial de
las partículas resulta negativa por lo que no permite
que el arseniato con carga eléctrica de igual signo
se adsorba en la superFcie mineral.
Se comprobaron remociones eFcientes (entre el 71
y el 85 %) en ensayos de coagulación-±oculación
en muestras de aguas naturales, por lo que la
presencia de otros iones no afectaría signiFca
-
tivamente los resultados o tendencias obtenidas
en este trabajo.
Los análisis de regresión lineal múltiple reporta
-
ron buenas correlaciones (R = 0.90 y R = 0.95)
sólo en los casos en que los ensayos se dividen por
rangos de remoción o por valores de relaciones
entre sus variables.
Se recomienda veriFcar la eFciencia de remoción
de As determinada en este trabajo mediante ensa-
yos a nivel de planta piloto.
AGRADECIMIENTOS
Los autores agradecen el apoyo Fnanciero del
Consejo Nacional de Investigaciones CientíFcas y
Técnicas (CONICET, Argentina) y de la Secretaría
de Ciencia y Tecnología (SECyT – UNC). A la ²a
-
cultad de Ciencias Exactas, Físicas y Naturales y al
Instituto Superior de Estudios Ambientales (ISEA)
por las facilidades y el apoyo recibido.
REFERENCIAS
Abernathy C.O., Liu Y.P., Longfellow D., Aposhian H.V.,
Beck B., ²owler B., Goyer R., Menzer R., Rossman T.,
Thompson C., y Waalkes M. (1999). Arsenic: health
effects, mechanisms of actions, and research issues.
Environ.
Health. Persp. 107, 593-597.
ASTM (2007).
Annual book of ASTM Standards
. Vol.
04.08. ASTM International. West Conshohocken, P.A.
Baskan M.B. y Pala A. (2010). A statistical experiment
design approach for arsenic removal by coagulation pro
-
cess using aluminum sulfate. Desalination 254, 42-48.
Carro Pérez M.E. y ²rancisca ².M. (2013a).
Arsenic
entrapment in reactive columns of residual soils. J.
Environ. Eng – ASCE 139, 788-795.
Carro Pérez M.E. y ²rancisca ².M. (2013b).
Digital analy-
sis technique for uncertainty reduction in colorimetric
arsenic detection method. J. Environ. Sci. Heal A. 48,
191-196.
EPA (2002). Arsenic treatment technologies for soil, waste,
and water. Environmental Protection Agency, EUA.
542-R-02-004.
Ghurye G. y Clifford D. (2001) Laboratory study on the
oxidation of arsenicIII to arsenic V. Environmental
Protection Agency, EUA. Cincinnati, 104 pp.
Hering J., Chen P., Wilkie J. y Elimelech M. (1997). Arse
-
nic removal from drinking water during coagulation.
J. Environ. Eng. 123, 800-807.
Ingallinella A.M., Pacini V., ²ernández R.G., Vidoni R.M.
y Sanguinetti G. (2011). Simultaneous removal of
arsenic and ±uoride from groundwater by coagulation-
adsorption with polyaluminum chloride. J. Environ.
Sci. Heal. A 46, 1288-1296.
Karcher S., Cáceres L., Jekel M. y Contreras R. (1999),
Arsenic removal from water supplies in northern chile
using ferric chloride coagulation. Water Environ J.
13, 164-169.
Kaufhold S., Dohrmann R., Koch D. y Houben G. (2008).
The pH of aqueous bentonite suspensions. Clay Clay
Miner. 56, 338-343.
Kiely G. (1999)
Ingeniería Ambiental
. Mc Graw-Hill.
Madrid, 1331 pp.
Konstantinos C.M., Dibyendu S. y Rupali D. (2006).
Evaluating a drinking-water waste by-product as a
novel sorbent for arsenic. Chemosphere 64, 730-741.
Lee Y., Um I.H. y Yoon J. (2003). Arsenic(III) oxidati
-
on by iron(VI) (ferrate) and subsequent removal of
arsenic(V) by iron(III) coagulation. Environ. Sci.
Technol. 37, 5750.
Litter M.I., Morgada M.E., y Bundschuh J. (2010).
Possible
treatments for arsenic removal in Latin American waters
for human consumption. Environ. Pollut. 158, 1105-1118.
Nicolli H.B., O´Connor T.E., Suriano J. M., Koukharsky
M. M. L., Gómez Peral M.A., Bertini L.M., Cohen
I.M., Corradi L.I., Balean O.A., y Abril E.G. (1985).
Geoquímica del arsénico y de otros oligoelementos
en aguas subterráneas de la Llanura sudoriental de la
provincia de Córdoba. Comisión Nacional de Inves-
tigaciones Espaciales, Buenos Aires, 112 pp.
OMS (2011). Guidelines for Drinking Water Quality. Orga-
nización Mundial de la Salud http://whqlibdoc.who.int/
publications/2011/9789241548151_eng.pdf 01/01/2013.
F.M. Francisca y M.E. Carro Pérez
190
OSN (1942).
El problema del agua potable en el interior
del país. Tomo II Análisis Químicos
, Obras Sanitarias
de la Nación, Buenos Aires, 259 pp.
Reinert H.O. (2007) Caracterización geotécnica de suelos
grises del departamento de Oberá-Misiones. Tesis de
Maestría de Ciencias de la Ingeniería. Universidad
Nacional de Córdoba. Córdoba, Argentina. 293 pp.
Romero Rojas J.A. (1999)
Potabilización del agua
. Al-
faomega, México. 327 pp.
Santamarina J.C., Klein K.A. y Fam M.A. (2001).
Soils
and waves
. Whiley, Nueva York. 488 pp.
Schulz C.J., Castro E.C. y Mariño E. (2005). Presencia
de arsénico en las aguas subterráneas de la pampa
.
Memorias. IV Congreso Hidrogeológico Argentino.
Río Cuarto, Córdoba. 25 al 28 de octubre, 2005. Ar
-
gentina. 182 pp.
Smedley P.L., Kinniburgh D.G., Macdonald D.M.J.,
Nicolli H.B., Barros A.J., Tullio J.O., Pearce J.M. y
Alonso M.S. (2005). Arsenic associations in sediments
from the loess aquifer of La Pampa, Argentina. Appl.
Geochem. 20, 989-1016.
Smith A.H., Arroyo A.P., Mazumder D.N.G., Kosnett M.J.,
Hernandez A.L., Beeris M., Smith M.M. y Moore L.E.
(2000). Arsenic-induced skin lesions among Atacameño
people in Northern Chile despite good nutrition and cen
-
turies of exposure. Environ. Health. Persp. 108, 617-620.
Smith A.H., Hopenhayn-Rich C., Bates M.N., Goeden
H.M., Hertz-Picciotto I., Duggan H.M., Wood R.,
Kosnett M.J., y Smith M.T. (1992). Cancer risks from
arsenic in drinking water. Environ Health Persp.
97
,
259-267.
Song S., López-Valdivieso A., Hern
á
ndez-Campos D.J.,
Peng C., Monroy-Fern
á
ndez M.G. y Razo-Soto I.
(2006). Arsenic removal from high-arsenic water by
enhanced coagulation with ferric ions and coarse cal
-
cite. Water Res. 40, 364-372.
Vilches F.E., Palomeque L.I., Córdoba G.V., Fuentes
S.E. y Navarro García L.F. (2005). El arsénico en la
provincia de Catamarca, Argentina. En: Arsenico en
aguas: origen, movilidad y tratamiento, IV Congreso
Hidrogeológico Argentino. Río Cuarto, 103-110.
logo_pie_uaemex.mx