Implantación de sistemas para la eliminación del contenido

Implantación de sistemas para la eliminación del contenido radiactivo natural en las aguas de consumo humano

Colección

Informes Técnicos

37.2013

CSN

Implantación de sistemas para la eliminación del contenido

radiactivo natural en las aguas de consumo humano

Implantación de sistemas para la eliminación del contenidoradiactivo natural en las aguas de consumo humano

Autores: Laboratorio de Radiactividad Departamento de IngenieríaAmbiental, Departamento de Nuclear y Mecánica deFísica Aplicada, de la Fluidos de la UniversidadUniversidad de Extremadura: del País Vasco:

Antonio S. Baeza Espasa Fernando Legarda IbáñezAlejandro Salas García Margarita Herranz SolerJavier Guillén Gerada Raquel Idoeta HernandorenaJosé Ángel Corbacho Merino Ángel Abelairas ArceMª Yolanda Miralles Barranquero Ángel Silverio García-Alzorriz

ColecciónInformes Técnicos37.2013

Colección Informes TécnicosReferencia INT-04-30

© Copyright 2013, Consejo de Seguridad Nuclear

Edita y distribuye:Consejo de Seguridad NuclearPedro Justo Dorado Dellmans, 1128040 - Madrid-Españ[email protected]

Maquetación: Pilar Guzmán

Depósito legal: M-1015-2013

Para llevar a cabo el estudio integral de la problemá-tica que supone el contenido radiactivo natural queexiste en algunas aguas de consumo público, se hacenecesario abordarla desde distintos puntos de vista, yaque para transformar un agua, ya sea de origen super-ficial o subterráneo, en un agua potable, intervienendistintos tipos de procesos, de naturaleza física, quí-mica e industrial, que para su comprensión y, más aún,su modificación, precisan de la acción coordinada devarias disciplinas.

La eliminación del contenido radiactivo de las aguasdurante los procesos de potabilización, ha sido estu-diada con anterioridad por diversos autores (Real,2000), (Lee, 1982), (Sorg, 1990). En todos estos traba-jos se pretendía analizar cómo el proceso de potabiliza-ción influía sobre la descontaminación radiactiva de lasaguas, consiguiéndose resultados que dependían de lascondiciones de trabajo empleadas.

También existen trabajos encaminados a la descontami-nación radiactiva de las aguas mediante el uso de sustan-cias muy específicas, como pueden ser resinas y materia-les adsorbentes, impregnados con sustancias con granpoder adsorbente. Así, para la retención del radio, sepueden encontrar trabajos en los que utilizan filtros defibra acrílica recubiertos de MnO2 (MnO2-Coated Acry-lic Fiber Filter) (Moore, 1978), mientras que para la eli-minación del uranio en un agua se han desarrollado mé-todos que utilizan resinas con alta capacidad paraadsorber este elemento, del orden del 100% del uraniopresente en el agua (Hanson, 1987).

Teniendo presente, entre otros, los citados anteceden-tes, el equipo de investigación que ha planteado y eje-cutado el presente proyecto se propuso como objetivoglobal reducir drásticamente el contenido radiactivonatural de las aguas ensayadas, modificando el trata-miento que normalmente se aplica a las mismas, deforma que las propuestas que se realicen fueran fácil-mente implementables al proceso de potabilizaciónhabitualmente empleado para la gran mayoría de laspoblaciones, cuyo tamaño les permite mantener estetipo de instalaciones, y que, además, el agua potableresultante cumpliera los requisitos físico-químicos y

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Antecedentes

organolépticos que impone la normativa vigente paraconsiderarla como potable (BOE, 2003).

Por este motivo, el equipo de investigación, propo-nente del presente proyecto, ha analizado todas las po-sibles variables que afectan al proceso de potabiliza-ción, tipos y dosis de coagulantes y floculantes, pH decoagulación, proceso de filtración, etc. (PRO, 1998).De estos estudios surgieron una serie de conclusionesque se reflejaron en distintas publicaciones de difusióninternacional (Baeza, 2004, 2006). Así, se determinóque los coagulantes en base hierro son más efectivosque los que se fabrican en base aluminio, y que el ura-nio presenta unas condiciones óptimas de eliminacióna pH 6, mientras que para el radio dichas condicionesideales se producen a pH 10. Este resultado es plena-mente coincidente con el obtenido por Valentine et al.(1985), quienes señalaron que el pH es un factor pri-mordial para la descontaminación de radio, aumen-tando la eficacia de la potabilización al hacerlo dichovalor.

Una vez conocidas las condiciones de los tratamientosde potabilización de las aguas para las que simultánea-mente se producen los mejores resultados en la elimi-nación del uranio y el radio, se realizaron una serie deexperiencias (PRO, 2003) para adaptar esos mejoresresultados (PRO, 1998) a una planta potabilizadora aescala, con el fin de mejorar aún más, si esto era posi-ble, el grado de eliminación del contenido radiactivoque poseían las diferentes aguas objeto del estudio enuranio y radio, y a la vez, incrementar el conocimientoque se poseía, en el supuesto de implementar las mo-dificaciones encontradas como óptimas a una estaciónreal de tratamientos de agua potable (en adelanteETAP) real. Para ello, se seleccionó un conjunto sufi-cientemente amplio de aguas, en base a los resultadosrecopilados en el proyecto Marna (Suárez, 2000), y seintentó introducir el mínimo número de reactivoscomplementarios, a los ya utilizados sistemáticamenteen el proceso de coagulación floculación, teniendosiempre presente que estos debían encontrarse dentrodel rango de los establecidos por la legislación vigente(BOE, 2003). Así mismo, se ensayó el uso de sustan-

cias muy específicas, como las arcillas, que tienen unaalta efectividad a la hora de adsorber diversos cationespresentes en las aguas (Mercer, 1978). Al mismotiempo, se realizó la especiación química de los fangosgenerados en el proceso de potabilización a escala, uti-lizando para ello una modificación del método pro-puesto por Tessier (Tessier, 1979). Los resultados ob-tenidos para estos fangos indicaron que el uranio y elradio presentes en ellos son fácilmente extraíbles me-diante la utilización de ácidos débiles. Estos trabajosfueron finalmente publicados en un monográfico de laserie de Documentos Técnicos del Consejo de Seguridad Nuclear (CSN, 2007).

A modo de resumen de todos los trabajos ya efectua-dos, se puede concluir que la efectividad que tienenlas modificaciones propuestas en los procesos estándarde potabilización es tal, que producen una reducciónde la dosis media por ingesta de un 90%, en todas lasaguas que se han ensayado en la ya citada planta pilotoa escala.

Existen varias propuestas de investigación similares ala expuesta en el presente proyecto dentro del marcoeuropeo. La primera de ellas se encuentra en el ámbitodel V Programa Marco Euratom, el denominado Proyecto Tenawa (Natural radionuclides in drinkingwater in Europe and treatment methods fot their remo-val), en el que se buscan soluciones al problema de al-gunos pequeños acuíferos que abastecen a viviendasunifamiliares y que frecuentemente poseen elevadasactividades de radionucleidos naturales (Haberer et al., 1997). La segunda ha sido desarrollada por ungrupo francés perteneciente al Institut de Protectionet de Sûreté Nucléaire (IPSN), Département de Pro-tection de l’Environment, Service d’Études et de Re-cherche (Real et al., 2000), que busca evaluar la efi-ciencia que los procesos clásicos de tratamiento deagua poseen para la eliminación de diversos radionu-cleidos. En particular, se analiza la eliminación de di-versos radionucleidos artificiales de singular relevan-cia en la dosis a largo plazo, que se evacuarían en elsupuesto de un hipotético accidente en una centralnuclear.

IMPLANTACIÓN DE SISTEMAS PARA LA ELIMINACIÓN DEL CONTENIDO RADIACTIVO NATURAL EN LAS AGUAS DE CONSUMO HUMANO

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El presente proyecto tiene una doble finalidad. La pri-mera es aplicable a todas aquellas poblaciones en lasque existe operativa una ETAP calificable de estándar,es decir, integrada al menos por las etapas de coagula-ción-floculación y filtración, y en la que se traten aguascon un contenido radiactivo natural al menos fácil-mente cuantificable. Concretamente, y utilizando unade esas ETAP, se pretende validar los procedimientosdesarrollados en proyectos anteriores, para condicio-nes reales de operación, con el fin de determinar la efi-ciencia conseguible en la eliminación de los citados ra-dionucleidos naturales.

La segunda es de aplicación para aquellos pequeñosnúcleos de población que no disponen de una ETAPestándar y en los que en la actualidad el tratamientoque se realiza con el agua, si hay alguno, es una simplecloración. Para estas situaciones, se pretende desarro-llar y testar, a nivel de laboratorio industrial, una seriede procedimientos automáticos de retención para losposibles radionucleidos naturales existentes en disolu-ción, e investigar, así mismo, la mejor vía por la quegestionar los materiales resultantes con los radionu-cleidos retenidos.

En este segundo objetivo global del proyecto, las mo-dificaciones que se propongan, además de no requerirpara su funcionamiento la utilización de mano de obraespecializada, deben ser eficientes en la eliminacióndel contenido radiactivo natural presente en las aguasasí tratadas. Deben hacer posible determinar fácil-mente cuándo ha de reemplazarse el medio adsor-bente utilizado, por agotamiento de su capacidad pararetener los radionucleidos de interés y, finalmente, de-ben proporcionar un agua que mantenga sus restantesestándares de calidad físico-química, dentro de losrangos exigidos por la legislación.

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Objetivos

Antecedentes . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5

Objetivos . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 7

Primera parte: validación del procedimiento que tiene como finalidad disminuir significativamente el contenido radiactivo de un agua natural en una ETAP real . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 11

Segunda parte: propuesta de modificaciones en el proceso de potabilización para aguas que no son tratadas en una ETAP . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 27

Conclusiones . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 51

Referencias bibliográficas . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 55

Anexo: características de las arenas de sílice . . . . . 59

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Sumario

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PRIMERA PARTE: VALIDACIÓN DELPROCEDIMIENTO QUE TIENE COMO FINALIDAD

DISMINUIR SIGNIFICATIVAMENTE ELCONTENIDO RADIACTIVO DE UN AGUA

NATURAL EN UNA ETAP REAL

1. Introducción

En esta primera parte del proyecto hemos aplicado lametodología desarrollada en las anteriores investiga-ciones ya citadas en la introducción, con el fin de ve-rificar su capacidad de funcionamiento en una plantade potabilización de aguas, para lo cual se ha selec-cionado una ETAP real de una población de Extre-madura. Para esta elección nos basamos en los datosde los que disponía la administración autonómica so-bre diferentes aguas en esta región. De esta forma, sepretende aplicar las modificaciones diseñadas a lascondiciones reales de funcionamiento de dicha ETAPy analizar la gestión más adecuada de los fangos quese producen durante la aplicación del nuevo modode funcionamiento de dicha planta, para garantizarque pueden ser eliminados de forma convencional, o en su defecto, para almacenarlos y tratarlos convenientemente.

En definitiva, esta fase del proyecto pretende validar laexistencia de un método que permita reducir drástica-mente la dosis que se incorpora por ingesta en un de-terminado núcleo de población, debido a las caracte-rísticas radiactivas de origen natural que poseen lasaguas con las que se abastecen.

2. Selección de la ETAP

Con la finalidad de validar el método desarrolladopara maximizar la reducción del contenido radiac-tivo del agua potable, tratándola en las condicionesreales durante su potabilización, era necesario selec-cionar un agua que poseyera un nivel paramétricopara el índice alfa total del entorno, al menos, de0,1 Bq/L, establecido por la legislación española(BOE, 2003) como nivel paramétrico, para podercuantificar fácilmente el efecto del procedimientoaplicado. El agua finalmente selecciona fue la queabastece a la población extremeña de Berrocalejo.Para dicha agua, el responsable de que el índice alfatotal estuviera entorno a 0,1 Bq/L se verificó, conanterioridad al inicio de esta fase del proyecto, queeran los isótopos del uranio. Comparativamente, laactividad para los isótopos de radio que posee dichaagua es muy escasa.

3. Condiciones experimentales

3.1 Parámetros analizados

En el presente proyecto se han estudiado, de formasistemática, diversos parámetros físico-químicos y ra-diológicos, para conocer las propiedades que poseenel agua y el fango generados en condiciones rutinariasde funcionamiento de la ETAP de Berrocalejo, asícomo, posteriormente en las modificadas por nosotrospara adecuar el precitado tratamiento al procedi-miento propuesto para reducir su contenido radiactivo.

3.1.1. Parámetros físico-químicos

Los parámetros físico-químicos que hemos sometido acontrol han sido aquellos que son más sensibles a lasposibles variaciones que se pueden producir comoconsecuencia de la introducción de los reactivos quí-micos utilizados en la ETAP de Berrocalejo, para lapotabilización del agua allí tratada y/o por las propiascaracterísticas intrínsecas del agua bruta procedentedel río Tajo de la que dicha ETAP se abastece, las cua-les dependen, entre otros aspectos, de las diferentescondiciones meteorológicas dominantes en las distin-tas épocas del año. En consecuencia, hemos seleccio-nado el pH, parámetro fundamental en nuestro estu-dio, y para el cual la legislación española (BOE, 2003)establece un rango de valores permitidos para poderutilizar al agua para consumo humano. Es decir, estedebe encontrarse entre 6,5 y 9,5. Respecto a otros pa-rámetros químicos, se han seleccionado aquellos quecoinciden con los cationes y aniones más abundantesen las aguas, tales como bicarbonatos, sulfatos, cloru-ros, sodio, calcio y magnesio.

Para la concentración de bicarbonatos, la legislaciónno impone ningún límite; sin embargo, es interesantesu cuantificación en el presente estudio porque el ura-nio existente en las aguas se encuentra frecuentementeen forma carbonatada (PRO, 2003) y, por lo tanto, esimportante conocer su evolución durante el procesode potabilización. Por otra parte, para la concentra-ción de sulfatos y cloruros, nuestra legislación esta-blece un valor máximo de 250 mg L-1. Estos se han so-metido a control porque nos muestran las posibles


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influencias provocadas por los reactivos empleados enla potabilización de las aguas. Al respecto, debe te-nerse en cuenta que el coagulante empleado tradicio-nalmente en la ETAP de Berrocalejo es el sulfato dealuminio y que el cloro es introducido en el procesode potabilización, bien a través de la etapa de desin-fección o en la modificación del tratamiento estándarde la citada planta, cuando se adiciona ácido clorhí-drico, para fijar el valor del pH del agua lo más cer-cano posible al pH = 6, mientras se lleva a cabo elproceso de coagulación-floculación, ya que estas sonlas condiciones modificadas del proceso de potabiliza-ción que proponemos para reducir simultáneamentesu contenido en uranio.

Por lo que respecta a los cationes, analizar la influen-cia que tiene el sodio, cuyo límite máximo según la le-gislación vigente en nuestro país es de 200 mg L-1,tiene una significativa importancia en este estudio, yaque en el proceso de potabilización en Berrocalejo,bajo las condiciones modificadas por nosotros, se uti-liza el hidróxido sódico como regulador del pH, de-bido a que el agua procedente del floculador-decanta-dor posee un pH del orden de 6, que es inferior alantes mencionado límite legal y, que por lo tanto, sedebe modificar hasta un pH final aproximado de 7,antes de su introducción en los lechos filtrantes dearena. Por otra parte, el calcio y el magnesio se han es-tudiado por su similitud química con el radio, no exis-tiendo para los citados cationes ningún valor de con-centración máxima marcado en la legislación española.

Para la medida de los parámetros físico-químicos delagua se han utilizado los procedimientos establecidosal efecto en la legislación española (BOE, 1987). Deesta forma, para la determinación de bicarbonatos ycloruros se utilizaron métodos de titulación volumé-trica; para los sulfatos el método nefelométrico; y parala determinación de los cationes potasio, sodio, calcioy magnesio se emplearon métodos de espectrofotome-tría de absorción atómica.

3.1.2. Parámetros radiológicos

Los parámetros radiológicos que se han controlado eneste estudio han sido el índice alfa total y el nivel deactividad del uranio y del radio presentes en el agua

ensayada. Mediante el índice alfa total se ha preten-dido tener una estimación general sobre la posible ma-yor o menor presencia de radionucleidos emisores alfade origen natural. Por otra parte, se han seleccionadolos radioisótopos del uranio y del radio, por ser losmás comúnmente encontrados en las aguas en general(OMS, 1979), y más concretamente en las que nosocupan.

Para la medida del índice alfa total se han empleadocontadores proporcionales de flujo de gas, mientrasque para el análisis de los niveles de actividad de losradioisótopos de uranio y radio, se han medido por es-pectrometría alfa mediante la utilización de detectoresde semiconductor tipo PIPS, previa su correspon-diente separación radioquímica.

3.1.3. Fangos generados en la ETAP

El proceso de potabilización de las aguas implica unaeliminación de sustancias no deseables que pasan aformar parte del precipitado que se genera en el pro-ceso, denominado fango. La importancia de su estudioviene dada porque en este se va a encontrar, en el casode una eliminación eficiente del contenido radiactivo,una gran cantidad de los radionucleidos extraídos delagua. En este sentido, la concentración radiactiva delos fangos y, sobre todo, las formas químicas en lasque se encuentren dichos radionucleidos retenidos,condicionarán su peligrosidad y su posible uso. Enconsecuencia, es necesario no solo conocer las activi-dades finales incorporadas a los fangos, sino también,y más fundamental, tener un conocimiento preciso dela facilidad o dificultad con que podría producirse laremovilización de los radionucleidos desde dichofango y su posible transferencia, esta vez indeseada, aotro medio receptor.

Un objetivo importante de nuestro proyecto es el estu-dio del lodo producido en la planta potabilizadora,tanto en sus condiciones rutinarias de trabajo de laETAP, como en las condiciones modificadas por nos-otros. En ambos casos, y tras su recolección, es some-tido a un proceso de filtración, mediante un papel defiltro de laboratorio, y posteriormente secado a 50 ºC,hasta peso constante.

Validación del procedimiento que tiene como finalidad disminuir significativamente el contenido radiactivo de un agua natural en una ETAP real

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Para conocer las formas químicas bajo las que, priori-tariamente, se han dispuesto los radionucleidos en losfangos producidos, es preciso realizar su especiaciónquímica. Para ello, en anteriores proyectos de estamisma línea de investigación, se desarrolló un métodobasado en los trabajos de especiación realizados porotros autores (Tessier, 1979; Salomons, 1980). En la figura 1.1 se muestra un esquema resumido del proce-dimiento de especiación química con el que se ha trabajado.

Para realizar esta especiación química, se han utili-zado unos 0,5 g del lodo seco producido durante elproceso de potabilización. A partir de él, inicial-mente, se obtiene la denominada fracción soluble, vernúmero (1) en la figura 1.1, mediante su disoluciónparcial con agua bidestilada. A continuación, el sólidoresultante es tratado con acetato amónico, el cual se

encuentra a pH neutro, obteniéndose así la fracciónidentificada como intercambiable (2). La siguientefracción se extrae mediante la adición de acetato só-dico, a pH ligeramente ácido, resultando así la frac-ción calificable como carbonatada (3). A continua-ción, se extrae la fracción reducible, la cual a su vez se divide en dos: la fracción fácilmente reduci-ble (4A), extraída del lodo mediante la utilización dehidroxilamina; y la fracción moderadamente redu-cible (4B), utilizando en este caso oxalato amónico. Elsiguiente paso, en la especiación química, es aquel porel que se obtiene la fracción orgánico/sulfhídrica (5),mediante la utilización de peróxido de hidrógeno yacetato amónico a pHs ácidos. Por último, la fracciónresidual (6) se obtiene mediante el uso de ácido ní-trico concentrado. En la figura 1.1, se muestran resu-midamente todas las fracciones producidas en el pro-ceso de especiación.


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Fracción soluble en agua

Fracción intercambiable

– Agitar durante una hora en agua bidestilada (1:100)– Filtrar o centrifugar.

– Agitar durante dos horas con acetato amónico 1M a pH 7 (1:20)– Filtrar o centrifugar.

Fracción residural

– Agitar durante dos horas con ácido nítrico concentrado 40% (1:5)– Filtrar o centrifugar.

Fracción carbonatada

– Agitar durante cinco horas con acetato sódico 1 M a pH 5 (1:20)– Filtrar o centrifugar.

Fracción fácilmente reducible

– Agitar durante 12 horas con hidrocloruro de hidroxilamina 0,1 M a pH 2 (1:100)– Filtrar o centrifugar.

Fracción moderadamente reducible

– Agitar durante 24 horas con oxalato de amonio 0,2 M a pH 3 (1:100)– Filtrar o centrifugar.

Fracción orgánico/sulfhídrica

– Agitar durante cinco horas con peróxido de hidrógeno 30% a pH 2, calentando a 85 °C (1:10)– Enfriar y añadir acetato amóminco 1 M, agitando durante 12 horas (1:100)– Filtrar o centrifugar.

1

2

3

4A

4B

5

6

Muestra

Residuo

Residuo

Residuo

Residuo

Residuo

Residuo

Figura 1.1. Esquema del procedimiento de especiación química aplicado al fango

Una vez separadas las distintas fracciones que integranel fango, se somete a cada una de ellas al correspon-diente proceso de análisis radioquímico, con el fin deefectuar la determinación de los niveles de actividadde los radioisótopos del uranio, 234U, 238U y del radio,226Ra, mediante espectrometría alfa.

3.2. Estudio de la ETAP de Berrocalejo encondiciones rutinarias de funcionamiento

El agua bruta que llega a la ETAP de Berrocalejo pro-cede del embalse de Valdecañas (río Tajo). Dicha aguaes bombeada desde el citado embalse hasta la plantapotabilizadora y luego se introduce en el floculador-decantador, ver figura 1.2. A continuación, y en las

condiciones rutinarias de funcionamiento de la planta,se incorporan al agua, de manera dosificada, los si-guiente reactivos: permanganato potásico, sulfato dealuminio y polielectrolito aniónico, que son mezcladosíntimamente con el agua bruta, produciéndose así laidentificada como etapa de tratamiento químico de lapotabilización, ver figura 1.3. El agua asciende desdela zona de mezcla hasta que rebosa por la parte supe-rior exterior del decantador-floculador, para a conti-nuación conducirse hacia los filtros de arena, ver fi-gura 1.4. Una vez filtrada, el agua se conduce yalmacena en un depósito, ver figura 1.5, en donde serealiza su desinfección mediante la correspondientepostcloración, para finalmente ser distribuida a la población.


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Figura 1.2. Floculador-decantador de la ETAP de Berrocalejo

A: entrada del agua bruta; B: salida de los fangos

Figura 1.4. Filtros de arena de la ETAP

Figura 1.3. Dosificación de reactivos en el floculador-decantador

Figura 1.5. Depósito de agua potable

De esta forma, durante esta fase del proyecto, es decir,en las condiciones habituales de funcionamiento de laplanta potabilizadora, se han efectuado análisis confrecuencia mensual de las características físico-quími-cas y radiológicas de las aguas brutas y potables, ade-más de los fangos generados por la ETAP.

3.3. Estudio de la ETAP de Berrocalejo encondiciones modificadas de funcionamiento

La primera modificación que se ha llevado a cabo enla ETAP de Berrocalejo se puede apreciar en lafigura 1.6, en la que se han introducido tres electrodospara la medida del pH:

I) El identificado como pH 1, en la zona de mezclaentre la entrada del agua bruta al floculador-decantador con los reactivos propios del trata-miento del agua antes descrito, más los incorpora-dos por nuestras modificaciones, y que es dondese producen los procesos químicos conducentes aeliminar gran parte de los contenidos radiactivos

naturales disueltos en el agua, mediante la genera-ción de flóculos que finalmente precipitan. Nues-tro objetivo es que estos procesos se lleven a caboa un pH de reacción estable lo más próximo a 6que sea posible.

II) El identificado como pH 2, que es un nuevo elec-trodo que está sumergido aproximadamente unmetro de profundidad bajo el nivel del agua en elfloculador-decantador. Con este electrodo preten-demos registrar el pH que posee el agua cuandoesta se ha homogeneizado en el floculador-decan-tador. Dado que, como hemos comprobado en losanteriores proyectos, es vital, para obtener una ele-vada eficiencia en la eliminación del uranio pre-sente en disolución en el agua, que las reaccionesde coagulación-floculación se lleven a cabo a unpH = 6, con la lectura de las dos sondas de pHantes identificadas y con el correspondiente regu-lador, podremos garantizar que la práctica totali-dad de la masa de agua se encuentra lo más pró-ximo posible al pH deseado.


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Figura 1.6. Los tres electrodos de pH (pH 1, pH 2 y pH 3), incorporados a la ETAP de Berrocalejo

III) Por último, el identificado como pH 3 nos in-forma del valor del pH que tiene el agua antes desu entrada a los filtros de arena. Dado que hemosprovocado que el agua reaccione a un pH pró-ximo a 6 y que este es un valor del pH, para elque, según nuestra legislación (BOE, 2003) el agua

no es apta para el consumo humano, nuestra in-tención es que dicha agua antes de introducirse enla etapa física de la potabilización, es decir, en sufiltrado por los filtros de arena, posea un pH cer-cano a 7, ya que en dicha etapa y en su posteriorde desinfección, el valor del pH ya no se modifica.

pH 1

pH 2 pH 3

La alteración del pH del agua bruta para acondicio-narla en el floculador-decantador a un valor de 6,para modificar de nuevo este valor del agua que rebosa, antes de introducirse en los lechos filtranteshasta un valor de 7, se consigue mediante la adiciónprimero de ácido clorhídrico, para bajar el pH, y posteriormente de hidróxido sódico, para subirlo.En las figuras 1.7 y 1.8, se muestran las vías por lasque introducimos en el floculador-decantador los antes citados reactivos, ácido clorhídrico e hidró-xido sódico. Su dosificación se lleva a cabo mediantesendas bombas de membrana mecánica. Estas son capaces de proporcionar un caudal regulable enel intervalo de 1,1 a 11 L.h-1 (bombas MB-11 PP). La introducción del ácido en el decantador se ha rea-lizado mediante un tubo de PVC (polímero de cloruro de vinilo), para que no hubiera problemas de corrosión.

En la figura 1.9 se muestra el cuadro de control endonde se localiza el PLC. Este es un autómata progra-mable que controla los flujos de las bombas para obte-ner los valores de los pH deseados. Todos los datosson registrados en tiempo real en un ordenador, quefinalmente los envía por radio a nuestros laboratoriosen Cáceres, figura 1.10. Este envío de datos no esesencial para la marcha del proyecto, pero dado su ca-racterística de “proyecto piloto”, nos ha permitido te-ner un control remoto en tiempo cuasi real de las con-diciones de funcionamiento de la planta, el cual noscapacita incluso para desconectar remotamente lasmodificaciones introducidas, ante cualquier anomalíaque pudiera perjudicar la calidad del agua producida.

En la figura 1.11 se muestra un esquema general delfuncionamiento de las modificaciones introducidas a laETAP de Berrocalejo.


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Figura 1.7. Dosificación del ácido clorhídrico al interior del flocula-

dor-decantadorFigura 1.8. Dosificación del hidróxido sódico al agua que rebosa del

floculador-decantador

Figura 1.9. PLC o autómata que controla las bombas dosificadoras

de reactivos hasta conseguir el pH deseadoFigura 1.10. Ordenador en donde se registran los datos del pH y se

mandan por radio a Cáceres

4. Análisis de los resultados

Antes de pasar a analizar los resultados de los diferentesparámetros que se han estudiado durante el desarrollodel proyecto, es importante destacar que se han tenidoque introducir modificaciones respecto al plantea-miento inicial del mismo. Así, en este se planteaba estu-diar el proceso de potabilización de una ETAP en tresfases: una primera, o etapa preoperacional, en la que seanalizasen las características del agua cuando la plantapotabilizadora aplica exclusivamente su procedimientorutinario de potabilización; una segunda, o etapa opera-cional, en la que se introdujeran las modificaciones ne-

cesarias a dicho procedimiento, para mejorar la elimina-ción del contenido radiactivo del agua; y una última, oetapa postoperacional, en la que se retomaran las condi-ciones iniciales de operatividad, con el fin de compro-bar que las modificaciones introducidas en el procesode potabilización son perfectamente reversibles y quesu eliminación retorna a la planta y al agua producida asus condiciones iniciales de funcionamiento. Sin em-bargo, y con el fin de adaptarnos a la forma de trabajarde la ETAP, hemos mezclado los periodos operaciona-les con los postoperacionales, quedando finalmente ladistribución de las tres etapas realmente ejecutadas, talcomo se muestra en la figura 1.12.


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Figura 1.11. Esquema general de las modificaciones que hemos introducido dentro del funcionamiento rutinario de la ETAP de Berrocalejo

Medidores de pH

Ph1 Ph2 Ph3

Señales de entrada

Programa interno

HCl NaOH

Bombas dosificadoras

Parámetros:• Nivel de Ph deseado en decantador• Nivel de pH deseado de salida

Señales de salida

PC

Figura 1.12. Distribución de las etapas preoperacional, operacional y postoperacional a lo largo de los meses de ejecución del proyecto. Las eta-

pas se identifican por diferentes tramas

Meses

1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20 21 22 23

Etapa preoperacionalEtapa postoperacionalEtapa operacional

4.1. Parámetros físico-químicos

Los datos obtenidos para los parámetros estudiadosdurante la ejecución del proyecto se muestran a conti-nuación en diferentes figuras, en las que se representael valor del parámetro en cuestión, para los diferentesmeses en los que se realizó el muestreo del agua. Conel fin de facilitar su entendimiento, estos meses estánagrupados en las diferentes estaciones del año a las quepertenecen. Por otra parte, las figuras están divididasde tal forma que se distingan los tres periodos estudia-dos: la fase en la que a la ETAP se le estaba aplicandoel procedimiento rutinario de funcionamiento, parte iz-quierda de las figuras; y las otras dos fases, en una deellas es donde introducimos las modificaciones de fun-cionamiento de la ETAP (etapa operacional), y en laotra volvemos de forma intermitente a las condicionesrutinarias de funcionamiento (etapa postoperacional),parte derecha de las figuras. Por último, en estas figu-ras, se ha representado para el parámetro estudiado,cuando este existe, el límite que se establece en la legis-lación española (BOE, 2003).

Sin embargo, para el agua bruta destaca el hecho deque en los meses de verano posee los máximos valoresde pH, lo cual supone un mayor coste en el procesode potabilización, debido a que en dichos periodoshay que eliminar la abundante presencia de algas delagua. Por otra parte, debe destacarse que cuando sehan modificado las condiciones de funcionamiento dela ETAP, se ha procurado que el pH del agua potableestuviera lo más cerca posible a 7, para evitar la proli-feración de algas.

Los aniones más abundantes en el agua de Berrocalejoson los sulfatos, bicarbonatos y cloruros. Las concentra-ciones de sulfatos presentes en el agua bruta, ver fi-gura 1.14, son, en algunos meses, superiores al límite queestablece la legislación. Por otra parte, debe señalarseque la adición de sulfato de aluminio, empleado comocoagulante en el proceso de potabilización, lleva consigoque los niveles de sulfatos en el agua potable sean siem-pre iguales o mayores que los que existían en el aguabruta, siendo en todo caso, dicho incremento relativa-mente pequeño. En cualquier caso, debe destacarse queel valor de este parámetro experimenta fluctuacionesmuy grandes entre las diferentes estaciones del año, noinfluyendo de manera mínimamente apreciable las modi-ficaciones introducidas por nosotros en las condicionesaplicadas para la potabilización, en la mayor o menorconcentración de este parámetro a lo largo del año.


19

Figura 1.13. Representación del pH para el agua de Berrocalejo, en

el periodo de tiempo estudiado. Parte izquierda: periodo preopera-

cional; parte derecha: periodos operacional y postoperacional

Agua brutaAgua potable

10,0

9,5

9,0

8,5

8,0

7,5

7,0

6,5

1 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23Verano Otoño Invierno Primavera Verano Otoño Invierno Primavera Verano

Meses

Figura 1.14. Representación de la concentración de sulfatos para el

agua de Berrocalejo, en el periodo de tiempo estudiado. Parte

izquierda: periodo preoperacional; parte derecha: periodos opera-

cional y postoperacional


700

600

500

400

300

200

100

01 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23

Verano Otoño Invierno Primavera Verano Otoño Invierno Primavera VeranoMeses

Para el pH, se observa en la figura 1.13 que el aguapotabilizada está siempre dentro de los límites estable-cidos por la legislación, independientemente de que seutilice el método rutinario de potabilización empleadopor la ETAP o el método modificado por nosotros.

pH

Sulfa

tos

(mg/

L)

El bicarbonato es, por su parte, un anión que se pre-senta muy frecuentemente en las aguas continentales.Su concentración es variable dependiendo del tipo deagua, superficial o subterránea que se esté tratando.El agua de Berrocalejo presenta dos situaciones clara-mente identificables en la figura 1.15. Por una parte,durante el proceso rutinario de potabilización delagua, parte izquierda de la figura, se aprecia que exis-ten diferencias poco significativas entre el agua brutay el agua potable. Por otra parte, durante el periodotemporal en el que se han aplicado las condiciones defuncionamiento modificadas para reducir su conte-nido radiactivo, parte derecha de la figura, puede vi-sualizarse que para la mayoría de los casos, se pro-duce una disminución del contenido en bicarbonatosexistente en las aguas potables. Este hecho está indi-cando la eliminación de especies carbonatadas paralos pHs de trabajo empleados, lo cual es en principiodeseable, para la eliminación simultánea del uranio endisolución.

cima de los 250 mg L-1. Además, se observa que laconcentración de cloruros que presenta el agua pota-ble es sistemáticamente mayor que la existente en lacorrespondiente agua bruta, debido al tratamiento depotabilización empleado. El motivo de dicho compor-tamiento se debe a que, en las condiciones rutinariasde trabajo de la ETAP, se introduce este anión me-diante el hipoclorito sódico, dosificado en las etapasde precloración y de postcloración. Por su parte, enlas condiciones modificadas de tratamiento, además delas dos anteriores vías de aporte, hay que tener encuenta los cloruros introducidos con el ácido clorhí-drico empleado en el acondicionamiento del pH delagua hasta un valor de 6 durante el proceso de coagu-lación-floculación. Cuando se ha aplicado este se-gundo método, hay que señalar que se superan los lí-mites legales establecidos por la legislación, ya que elagua bruta ya poseía una concentración de clorurossuperior o muy cercana a este límite. Además de estehecho, hay que añadir que durante los meses en dondese producen los mayores valores de cloruros en el aguapotable, también se produjo un mal funcionamientode la bomba de dosificación de hipoclorito sódico dela ETAP.


20

Figura 1.15. Representación de la concentración de los bicarbona-

tos en el agua de Berrocalejo, para el periodo de tiempo estudiado.

Parte izquierda: periodo preoperacional; parte derecha: periodos

operacional y postoperacional


200

175

150

125

100

75

50

25


Meses

Figura 1.16. Representación de la concentración de los cloruros

para el agua de Berrocalejo, para el periodo de tiempo estudiado.

Parte izquierda: periodo preoperacional; parte derecha: periodos

operacional y postoperacional


400

350

300

250

200

150

100

501 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23


Por otra parte, se puede apreciar en la figura 1.16 quela concentración de los cloruros presentes en el aguade Berrocalejo ha experimentado un paulatino au-mento durante el periodo de tiempo que abarca elpresente estudio, de forma tal que encontramos quepara el agua bruta este parámetro se ha ido incremen-tando desde los 75 mg L-1 hasta llegar a estar por en-

Por lo que respecta a los cationes estudiados en esteproceso, el calcio y el magnesio están representados enla figura 1.17, parte superior e inferior de la misma,

Bica

rbon

ato

(mg/

L)

Clor

uros

(mg/

L)

respectivamente. Aunque tienen diferentes concentra-ciones, estos dos cationes poseen la misma tendencia alo largo del periodo de tiempo analizado, es decir, seproduce un incremento del valor de la concentraciónde estos cationes, hasta que finalmente se estabiliza,fenómeno idéntico al que ocurría con los cloruros. Losvalores obtenidos para el agua bruta y potable sonmuy similares, lo que nos indica que el proceso de po-tabilización, tradicional o modificado, no tiene in-fluencia sobre ellos.

incorporación de sodio: el hipoclorito sódico emple-ado por el gestor de la ETAP para el proceso de pre-cloración y de postcloración; y el aporte adicional quese produce cuando se emplean las condiciones modifi-cadas de funcionamiento, debido a que es necesarioacondicionar el pH mediante hidróxido sódico desdepH 6 hasta pH, aproximadamente, 7. La evolucióntemporal de dichos niveles se muestran en la figura1.18. En ella se observa que al igual que ocurría parael caso de los cloruros, del calcio y del magnesio,existe un paulatino incremento de este catión en elagua bruta, hasta que finalmente se estabiliza. Algunosdatos para el agua bruta de Berrocalejo superan o seencuentran próximos a la concentración límite estable-cida por nuestra legislación, por lo que las aguas pota-bles respectivas también superan el citado límite.


21

Figura 1.18. Representación de la concentración de sodio para el

agua de Berrocalejo, durante el periodo de tiempo estudiado. Parte

izquierda: periodo preoperacional; parte derecha: periodos opera-

cional y postoperacional


300

250

200

150

100

501 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23


Figura 1.17. Representación de las concentraciones de calcio y de

magnesio para el agua de Berrocalejo, durante el periodo de tiempo

estudiado. Parte izquierda: periodo preoperacional; parte derecha:

periodos operacional y postoperacional


200

175

150

125

100

75

501 3 5 7 9 11 13 15 17 19 21 23


Agua brutaAgua potable60

50

40

30

20


Meses

Calc

io (m

g/L)

Sodi

o (m

g/L)

Mag

nesi

o (m

g/L)

4.2. Parámetros radiológicos

En la figura 1.19 se muestra en su parte izquierda, laevolución temporal del índice alfa total durante el pe-riodo preoperacional en las aguas bruta y potable de laETAP de Berrocalejo. Como se puede apreciar, el ín-dice alfa total oscila en torno a los 100 mBq.L-1, si te-nemos en cuenta las incertidumbres estadísticas aso-ciadas a dicha determinación, tanto para el agua brutacomo para el agua potable.

Por último, la importancia de estudiar el comporta-miento de la concentración del sodio se debe a que enel proceso de potabilización del agua hay dos vías de

De la observación de la parte izquierda de la citada fi-gura, puede afirmarse que aplicando el proceso de po-tabilización seguido tradicionalmente en dicha ETAPno se logra ninguna influencia, ni positiva, ni negativasobre el índice radiactivo y, por lo tanto ninguna alte-ración sobre los contenidos radiactivos globales de lasaguas que estos cuantifican. Por otra parte, en la partederecha de la figura 1.19, se pueden apreciar clara-mente los meses en los que se han aplicado las condi-ciones modificadas (la denominada fase operacional),y aquellos otros en los que la ETAP ha vuelto a traba-jar en sus condiciones rutinarias de funcionamiento (laidentificada como fase postoperacional), ya que en laprimera de ellas, y no así en la segunda, se observandiferencias significativas del citado nivel de actividadalfa, entre el agua bruta y el agua potable.

Para analizar de forma más precisa cuál o cuáles ele-mentos químicos radiactivos son los responsables deque exista en el agua de Berrocalejo un índice alfa to-tal en torno a los 100 mBq.L-1, se ha analizado el nivelde actividad de 234U, 238U y 226Ra presente en lasmencionadas aguas. Para el caso de los dos radioisó-topos del uranio, se ha representado en la figura 1.20el contenido en uranio total existente en las aguas,considerando este como la suma de los dos radioisó-topos anteriormente mencionados. Al comparar losdatos de uranio total, en las muestras de agua bruta, ypotable con los de la actividad alfa total, se detectantendencias similares, por lo que se puede afirmar que

el uranio contribuye de forma decisiva en dicha activi-dad alfa total.


22

Figura 1.19. Valores del índice alfa total existentes en el agua bruta

y potable de Berrocalejo a lo largo del estudio


0,24

0,22

0,20

0,18

0,16

0,14

0,12

0,10

0,08

0,06

0,04

0,02

0,000 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24


Índi

ce a

lfa to

tal (

Bq/L

)

Figura 1.20. Niveles de actividad para el uranio total definido como

(234U + 238U) existentes en el agua bruta y potable de Berrocalejo a

lo largo del estudio


0,6

0,5

0,4

0,3

0,2

0,1

0,00 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24


234 U

+ 23

8 U (B

q/L)

Coherentemente con la anterior correspondencia, de-ben destacarse los diferentes niveles de uranio total enlas etapas operacional y pre y postoperacional. Así,mientras que para la etapa pre y postoperacional lasactividades encontradas en las aguas potables son si-milares a las existentes en las aguas brutas, para laetapa operacional se produce una reducción bastantenotable en la actividad del agua potable con respecto asu actividad inicial en las correspondientes aguas bru-tas, con unos porcentajes de descontaminación para eluranio total que van desde el 50% hasta un 83%,como puede fácilmente observarse en la figura 1.21.Esta fuerte variabilidad en los resultados depende delas condiciones de operatividad propias de la ETAPde Berrocalejo. Recuérdese al respecto, que nuestraactuación en la citada planta es la de ser unos merosobservadores críticos de la gestión de la misma, perosin intervenir directamente sobre ella, salvo en las mo-dificaciones complementarias introducidas por nuestrapropuesta. En tal sentido, debe tenerse presente quecon frecuencia la capacidad de producción de agua enla ETAP de Berrocalejo, supera con creces las necesi-dades normales. Por ello, y solamente en las fechas es-tivales, momento en que se incrementa notablementetanto la población de Berrocalejo como el consumo de

agua por habitante, el tiempo de funcionamiento de laplanta potabilizadora se prolonga entre 12 a 24 horasdiarias, lo que favorece su funcionamiento en régimenestacionario. Puede verse en la figura cómo coinci-diendo con dichas fechas, se obtienen los niveles máxi-mos de descontaminación, sin duda gracias a la preci-tada estabilidad de funcionamiento. Por el contrario,durante los restantes meses, en los que disminuye elconsumo de agua notablemente, la planta solo trabajaunas pocas horas a lo largo del día, no alcanzando ladeseada situación de estacionalidad en sus condicionesde trabajo. Estos últimos periodos temporales coinci-den con los valores más pequeños de la eficiencia en laeliminación de los contenidos de uranio que posee elagua bruta tratada en la citada ETAP.

presente estudio. Estos han estado comprendidos en-tre 2 y 15 mBq.L-1. Este resultado confirma lo que lacomparación de las figuras 1.19 y 1.20 ya nos apun-taba, y es que comparativamente estas actividades deradio son muy inferiores a las que poseen esas mismasaguas para los isótopos del uranio. Es decir, el radioposee una escasa significancia radiológica en las mis-mas. Además, los resultados de la figura indican quelos dos procesos de potabilización aplicados a las cita-das aguas, modificada o no, no tienen influencia al-guna en la eliminación del radio en las mismas.


23

Figura 1.22. Relación isotópica 234U/238U, para el agua bruta de

Berrocalejo

Relación isotópica 234U/238U1,75

1,50

1,25

1,00

0,75

0,50

0,25

0,000 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24


Rela

ción

234 U/

238 U

Figura 1.23. Niveles registrados para el 226Ra a lo largo del estudio

en las aguas no tratadas y en las obtenidas tras su potabilización;

etapas operacional, pre y postoperacional


0,024

0,022

0,020

0,018

0,016

0,014

0,012

0,010

0,008

0,006

0,004

0,002

0,0000 2 4 6 8 10 12 14 16 18 20 22 24


226 Ra

(Bq/

L)Figura 1.21. Porcentajes de eliminación conseguidos para el uranio

total contenido en las aguas de Berrocalejo, en las etapas operacio-

nal y pre y postoperacional

Potabilización en condiciones modificadas

80

70

60

50

40

30

20

10

012 14 16 18 20 22 24

Otoño Invierno Primavera VeranoMeses

% d

esco

ntam

inac

ión

de u

rani

o to

tal (

234 U

+ 23

8 U)

En otro orden de cosas, en la figura 1.22 se presenta laevolución temporal, para el agua bruta de Berrocalejo,de la relación entre las actividades de los dos radioisó-topos del uranio estudiados, el 234U y el 238U. Comopuede verse en la misma, dicha relación es práctica-mente la unidad, lo que permite concluir que los dosradioisótopos del uranio están en equilibrio isotópico,hecho este muy común en las aguas superficiales.

Por último, se muestran en la figura 1.23 los niveles deactividad del 226Ra en el agua, tanto bruta como pota-ble, de Berrocalejo para todo el tiempo que abarca el

4.3. Fangos generados en la ETAP

La actividad total del fango sometido a especiación semuestra en la tabla 1.1. A la vista de los citados resul-tados, el fango generado en la etapa operacional no esrepresentativo del proceso que se está produciendo enel agua, ya que la actividad de uranio es incluso infe-rior al presente en el fango generado en condicionesrutinarias de funcionamiento. Este resultado indicaque el lugar de toma de la muestra de los fangos no esrepresentativo del proceso que se está produciendo enel agua, necesitándose mucho más tiempo de funcio-namiento continuado en las condiciones modificadaspara que se produzca este hecho.

Los resultados obtenidos para la especiación del fangogenerado en la planta potabilizadora, los cuantifica-mos como porcentajes de actividad encontrada encada una de las fracciones consideradas del fango, AF,con respecto a la actividad total recuperada del fango,AT, según la ecuación:

AF%AF = × 100AT

De esta forma, los resultados que proporcionan la es-peciación realizada en los fangos producidos para el234U, 238U y 226Ra se presentan en la tabla 1.2. Comopuede observarse, los resultados proporcionados paralos dos radioisótopos del uranio son idénticos, dentrode las incertidumbres experimentales, como cabría esperar, ya que químicamente los dos radioisótopostienen idéntico comportamiento.


24

Tabla 1.1. Actividades de los diferentes radionucleidos medidas en

las muestras de fango recolectadas en las etapas preoperacional y

operacional en la ETAP de Berrocalejo

Radionucleidos Etapa preoperacional Etapa operacional (Bq/g) (Bq/g)

234U 1,967 ± 0,135 1,412 ± 0,097

238U 1,589 ± 0,110 1,238 ± 0,086

235U 0,0969 ± 0,013 0,066 ± 0,010

226Ra 0,026 ± 0,009 0,023 ± 0,007

Tabla 1.2. Especiación química del fango generado en la ETAP de Berrocalejo para los diferentes radionucleidos estudiados. PRE: etapa preope-

racional, es decir, condiciones rutinarias de funcionamiento; OPE: etapa operacional, es decir, condiciones modificadas de funcionamiento

%AF

Fracción 234U 238U 226RaPRE OPE PRE OPE PRE OPE

1 0,18 ± 0,03 0,58 ± 0,07 0,20 ± 0,04 0,43 ± 0,07 8,66 ± 3,94 11,11 ± 2,22

2 3,11 ± 0,37 11,24 ± 1,62 2,91 ± 0,40 10,91 ± 1,62 11,02 ± 2,84 11,11 ± 2,22

3 3,09 ± 0,37 11,04 ± 1,31 2,96 ± 0,40 10,61 ± 1,29 9,45 ± 1,76 11,11 ± 2,22

4A 2,99 ± 0,27 9,55 ± 1,38 3,26 ± 0,34 9,37 ± 1,37 25,20 ± 3,34 24,44 ± 4,44

4B 58,84 ± 5,31 49,56 ± 6,56 58,85 ± 5,47 49,97 ± 6,67 18, 90 ± 4,72 17,78 ± 4,44

5 8,28 ± 0,89 15,82 ± 2,17 8,57 ± 0,99 16,20 ± 2,31 12,60 ± 3,94 4,44 ± 2,22

6 23,51 ± 2,31 2,21 ± 0,33 23,24 ± 2,22 2,50 ± 0,38 14,17 ± 5,28 20,00 ± 4,44

Para el caso del fango generado en la etapa preopera-cional del proyecto, estos resultados muestran que lacantidad de uranio presente en la fracción soluble (1)y en la fracción intercambiable (2) del fango es prácti-

camente despreciable. Este hecho puede indicar que eluranio presenta una gran estabilidad en los lodos ge-nerados, siendo por lo tanto poco propenso a removi-lizarse con facilidad desde los mismos.

En la fracción carbonatada (3), tampoco se encuentrauna gran cantidad de uranio, lo que indica que esteelemento, que está presente en el agua fundamental-mente en forma de carbonatos, no es eliminado de lamisma al pH de coagulación que normalmente se uti-liza en la ETAP de Berrocalejo, momento en el que seproduce la formación del fango, es decir, entre 7-8.

Por otra parte, un porcentaje significativo del uraniose localiza en la fracción identificada como reducible,compuesta a su vez por las fracciones fácilmente re-ducible (4A) y moderadamente reducible (4B). Enellas se localizan las especies del uranio asociadas alos distintos tipos de óxidos metálicos, principal-mente de hierro y manganeso. Concretamente, comose puede apreciar en la tabla 1.2, es en la fracciónfuertemente reducible en donde se localiza más de lamitad del uranio presente en el fango, prácticamenteel 60% del total.

Por último, podemos afirmar a la luz de los resultados,que la otra gran parte del uranio presente en el fangoestá asociado a la fracción residual, del orden del 24%de la actividad inicialmente transferida al fango.

Por lo que respecta al 226Ra, este se encuentra, al igualque ocurría con el uranio, en la fracción reducible,asociado a los distintos tipos de óxidos metálicos quecomponen el fango.

Respecto a los resultados encontrados para la especia-ción del fango producido en la etapa operacional delproyecto, en la tabla 1.2 se puede observar que la ma-yor parte del uranio se encuentra en la fracción reduci-ble, al igual que ocurría con los resultados obtenidospara el fango producido en la etapa preoperacional. Enestudios anteriores (PRO, 2003), observamos que, paraun agua carbonatada, la mayor parte del uranio extraídode la misma se localiza en las fases carbonatada y redu-cible. Para el agua de Berrocalejo, que es un agua detipo sulfatada, los resultados son algo diferentes debidoa la importancia de las características químicas de lasaguas en la eliminación del uranio contenido en estas.

Por otra parte, para el radio presente en las aguas deBerrocalejo, la fracción que mayor contenido posee esla fracción reducible, como ocurría en el fango produ-cido y analizado de la fase preoperacional de Berroca-lejo y en estudios previos al presente.


25

2

SEGUNDA PARTE: PROPUESTA DE MODIFICACIONES EN EL PROCESO DE

POTABILIZACIÓN PARA AGUAS QUE NO SONTRATADAS EN UNA ETAP

1. Introducción

En esta segunda parte del proyecto, se han buscadosoluciones alternativas a la introducción de modifica-ciones en los tratamientos de potabilización califica-bles de estándar, para aquellas aguas que se utilizan enpoblaciones que, por su pequeño tamaño, no poseenlas instalaciones necesarias para su tratamiento oETAP. Las modificaciones que se propongan, ademásde no requerir para su funcionamiento la utilizaciónde mano de obra especializada, deben ser eficientes enla eliminación del contenido radiactivo natural pre-sente en las aguas así tratadas. Deben también hacerposible determinar fácilmente cuándo ha de reempla-zarse el material utilizado como adsorbente, por agota-miento de su capacidad para retener los radionuclei-dos de interés. Y finalmente, deben proporcionar unagua que mantenga sus restantes estándares físico-quí-micos de calidad dentro de los rangos exigidos por lalegislación (BOE, 2003).

Para conseguir este segundo objetivo propuesto, he-mos seguido una sistemática de trabajo que se resumea continuación. Inicialmente, localizamos en la biblio-grafía diversos adsorbentes que debían cumplir lascondiciones deseadas: a) adsorber eficientemente ra-dionucleidos naturales; b) tener un coste asumible; c) no empeorar las restantes características físico-quí-micas de las aguas así tratadas; d) ser materiales quesegún la legislación (Orden, 2009) pudieran utilizarsepara el tratamiento de aguas para el consumo humano.

De esta forma, los adsorbentes seleccionados fueronsometidos a diversos ensayos en laboratorio, con el finde adecuarlos al objetivo propuesto, para a continua-ción, con el material más exitoso realizar una simula-ción en condiciones reales de funcionamiento a nivelde laboratorio. Finalmente, se validaron la capacidadde aquellos adsorbentes y soportes que superaron loscriterios anteriormente expuestos a mediana escala, esdecir, a nivel de laboratorio industrial.

2. Selección de las propuestas a ensayar

Una vez concluido el estudio de las soluciones encon-tradas en la bibliografía que estuvieran en concordan-cia con la exigencias de la legislación (Orden, 2009),

se seleccionaron dos posibles adsorbentes: la arena desílice, comúnmente empleada como lecho filtrante enlos procesos de potabilización de las aguas; y la arenaverde de manganeso, un material especialmente indi-cado para la eliminación en aguas de elevadas concen-traciones de manganeso y hierro.

3. Condiciones experimentales

3.1. Ensayos en laboratorio

3.1.1. Arena de sílice

La arena de sílice es relativamente fácil de conseguir yresulta más económica que el otro material poroso en-sayado. Este fue el primero de los materiales emplea-dos en la filtración del agua y continúa siendo, hoy endía, el material base en la mayor parte de los filtrosque utilizan las plantas potabilizadoras.

Con las experiencias que se han llevado a cabo, se hapretendido analizar la capacidad de retención que po-see la arena de sílice para los diferentes radionucleidosestudiados, concretamente, 234U, 238U y 226Ra. Para realizar las experiencias con la arena de sílice, nos ba-samos en la experiencia previa de anteriores trabajos(Tesis, 2007), utilizando siempre agua bidestilada oagua natural con contenidos significativos de uranio yradio, procedente del acuífero que abastece a la pobla-ción de Acehuche. De esta forma, se han efectuadoexperiencias de dos tipos:

a) Experiencia con agua natural. Se hicieron pasar10 litros de agua por una columna cromatográficade 44,5 mm de diámetro, con un caudal de0,84 L/h. La masa de arena de sílice empleada fuede 323 g de arena de sílice de 1,2 mm de tamañoefectivo. Se utilizaron dos pHs de trabajo, 6 y 7,6.Éste último se corresponde con el pH natural de lacitada agua.

b) Ensayo con agua bidestilada trazada con 226Ra. Seutilizaron 10 litros de agua bidestilada que fue tra-zada de tal forma que la disolución poseía unos0,23 Bq/L de 226Ra. Para este ensayo se han emple-ado las mismas condiciones de trabajo que las ex-puestas en el apartado anterior.


28

En la figura 2.1 se muestran esquemáticamente las experiencias antes descritas, realizadas con la arena de sílice.

arena y una columna de 44,5 mm de diámetro. Enesta experiencia se realizó una regeneración de laarena, después de la alícuota de 40 litros, mediantepermanganato potásico 1,6 mM, tal y como especi-fica el fabricante del citado material adsorbente.

b) Experiencia en la que se ha aumentado el caudal yvolumen que atraviesa el lecho filtrante de arenaverde de manganeso.

Ensayo con 140 litros de agua natural de Acehu-che, en el que se aumentó el flujo que atraviesa ellecho filtrante hasta los 6 L/h, siendo las demáscondiciones experimentales idénticas a la experien-cia anterior. En este ensayo también se realizó unaregeneración del lecho filtrante empleando per-manganato potásico 0,1 M, después de las alícuotasde 50 y 90 litros. Las condiciones de trabajo aquíseleccionadas, surgieron a partir del análisis de losresultados obtenidos al aplicar previamente a diver-sas fracciones de arena verde de manganeso, du-rante la experiencia precedente, diversos tratamien-tos de lavado, con distintas concentraciones depermanganato: 2 mM, 20 mM, 0,1 M y 1 M.

c) Ensayo con un agua natural trazada con 226Ra.

Para esta experiencia se emplearon unos 20 litrosde agua natural de Acehuche, con contenido de226Ra conocido y, a la que se le adicionaron unos4.033 Bq de trazador de 226Ra. El caudal empleadofue de 6 L/h, la masa de arena verde de manganesode 144 g y el diámetro de columna fue de 30 mm.Estas condiciones de trabajo simulan el contenidoradiactivo que para radio poseería un agua del tipode la de Acehuche, que atravesase el lecho filtrantede arena verde de manganeso antes descrito, du-rante un periodo de unos dos meses de funciona-miento, en una población de 100 habitantes, a losque se les asume realizan un consumo de200 L/día. Para esta experiencia, no hemos consi-derado el efecto competitivo que ejercen los posi-bles cationes estables existentes en dicho volumende agua y que pudieran competir con los radionu-cleidos objeto del presente estudio, ya que este as-pecto en concreto se analiza en un ensayo posterior,ver apartado 4.2.2.

Propuesta de modificaciones en el proceso de potabilización para aguas que no son tratadas en una ETAP

29

Figura 2.1. Esquema de los ensayos realizados con la arena de sí-

lice como material adsorbente

a) Filtración de agua con contenidos naturales elevados de U y Ra

b) Filtración de agua bidestilada trazada con 226Ra (0,23 Bq/L)

– Condiciones de trabajo de a) y b):- Volumen: 10 litros- Diámetro: 44,5 mm- Masa de arena: 323 g- 0,84 L/hora- pH del agua de trabajo: 6 y 7,6 (pH natural del agua)

Arena de sílice: procedimiento experimental

3.1.2. Arena verde de manganeso

La arena verde de manganeso es un dióxido de manga-neso natural, molido, sin aditivos y libre de contamina-ción. Se utiliza para la eliminación de hierro y manga-neso disuelto en el agua mediante oxidación catalítica.

Hemos agrupado las experiencias realizadas con laarena verde de manganeso en dos apartados: por unlado, los ensayos cuyo objetivo es determinar la efica-cia de la eliminación de los radionucleidos naturalesobjeto de nuestro estudio, presentes en el aguacuando se emplea este adsorbente; y por otra parte,los ensayos en los que se ha querido profundizar en elconocimiento de las propiedades de adsorción queposee dicho lecho filtrante.

Dentro del primer grupo de ensayos, se han analizadolas distintas alícuotas de agua generadas, una vez queesta ha atravesado el citado lecho filtrante de arenaverde de manganeso. Así, las experiencias realizadasfueron:

a) Ensayo con arena verde en las mismas condicionesque con la arena de sílice.

Se emplearon unos 50 litros de agua natural de Ace-huche, un caudal de 0,84 L/h, una masa de 357 g de

Ensayo a)

Ensayo b)

Por otra parte, el segundo grupo de ensayos efectuadosen el laboratorio utilizando como material adsorbentela arena verde de manganeso fueron los siguientes:

d) Especiación del lecho filtrante.

La finalidad de esta prueba fue dilucidar la facili-dad o dificultad de la posterior desadsorción de losradionucleidos retenidos en la arena verde de man-ganeso. El método aplicado fue el mismo que paralos fangos generados en el proceso de potabiliza-ción del agua, ver apartado 3.1.3.

La arena verde de manganeso utilizada para reali-zar esta experiencia fue la resultante tras su uso enla experiencia descrita en el apartado c.

e) Desadsorción de radionucleidos mediante ataquesácidos.

El objetivo principal de este tipo de ensayos fue ex-traer los radionucleidos del lecho filtrante, sin afec-tar negativamente a las propiedades de adsorciónque inicialmente posee dicho material, para su po-sible reutilización posterior. Para ello, se han reali-zado diversas digestiones de la arena con ácido ní-trico concentrado y con distintas concentracionesde ácido clorhídrico: concentrado, 9 M, 5 M, 2 M,1 M y 0,1 M.

La arena verde de manganeso utilizada para reali-zar esta experiencia fue, al igual que en el caso an-terior, la resultante de las experiencias identificadasen el apartado c.

f) Distribución de los radionucleidos adsorbidos en ellecho filtrante.

Mediante este estudio se pretende deducir la capa-cidad de adsorción del material en sus diferentescapas. Para ello, se ha partido de la arena empleadaen el ensayo en laboratorio industrial, que poste-riormente se ha dividido en nueve fracciones deaproximadamente la misma masa, unos 300 g. Parala determinación del contenido en uranio y radioen cada una de estas fracciones, se ha procedido ala digestión con ácido clorhídrico concentrado de

unos 0,5 g de la arena cada una de dichas capas,para finalmente determinar la actividad de los ra-dioisótopos de interés mediante espectrometríaalfa. Como este proceso es bastante laborioso ylento, se ha determinado, con el fin de tener un re-sultado preliminar y relativamente rápido, el conte-nido en 226Ra existente en las fracciones más signi-ficativas mediante espectrometría gamma.

La arena verde de manganeso empleada para reali-zar este ensayo fue la resultante tras la experienciaindicada en el apartado 4.2.2.


30

Figura 2.2. Esquema de los ensayos de filtración de agua realizados

empleando como lecho filtrante la arena verde de manganeso

a) Ensayo con arena verde en las mismas condiciones que la arena de sílice

– Condiciones de trabajo de a):

- Volumen: 50 litros

- Diámetro: 44,5 mm

- Masa de arena: 357 g

- 0,84 L/hora

- pH del agua de trabajo: 7,6 (pH natural del agua)

b) Ensayo con arena verde en la que se han aumentado el volumen de agua y el caudal

– Condiciones de trabajo de b):


- Diámetro: 44,5 mm


- 6 L/hora


c) Ensayo con arena verde para un agua natural trazada

– Condiciones de trabajo de c):


- Trazador: 4.033 Bq de 226Ra

- Diámetro: 30 mm


- 6 L/hora


Ensayo a)

Ensayo c)

Ensayo b) – Regeneraciones

a 50 y 95 litros,

empleando

KMnO4 0,1 M

En las figuras 2.2 y 2.3 se muestran esquemáticamentelas experiencias realizadas con la arena verde de man-ganeso. En la primera de las citadas figuras se mues-tran los ensayos que se han realizado mediante la fil-tración de agua de Acehuche, empleando arena verdede manganeso. Por su parte, en la figura 2.3 se mues-tran experiencias que se han llevado a cabo para dilu-cidar la fortaleza de asociación y distribución de losradionucleidos adsorbidos en la arena verde de manganeso.

las anteriores experiencias efectuadas a nivel de labo-ratorio y se han aplicado para un relativamente signi-ficativo volumen de agua. El objetivo es comprobar elefecto que producen los cationes estables en la adsor-ción de los radionucleidos de interés, ya que como sepuso de manifiesto con la arena de sílice, estos pue-den ser determinantes en la saturación del lecho filtrante.

Para la ejecución de la experiencia, se ha diseñado unacolumna de 85 mm de diámetro, en la que se han in-troducido tres capas de arena; en la parte superior einferior arena de sílice y, entre estas dos, la arena verdede manganeso. Con las condiciones de trabajo selec-cionadas se pretende simular el proceso de potabiliza-ción que requeriría una población de 100 habitantesque realizasen un consumo de 200 litros/día. Para ello,se hicieron pasar a través de 2,4 kg de arena verde demanganeso, un volumen de 1.000 litros de agua natu-ral de la población de Acehuche, con un caudal de tra-bajo de 100 L/h. Con el fin de que el caudal se mantu-viera constante durante todo el ensayo, además dedisponer de un rotámetro en la salida del lecho fil-trante, se controló, en todo momento, la presión queejercía el agua sobre el sistema de filtración, de formaque esta se mantuvo sistemáticamente entre los 2,7-2,8 kg/cm3. En la figura 2.4 se muestra el disposi-tivo antes descrito para la realización del ensayo conun gran volumen de agua.


31

Figura 2.3. Esquema de los ensayos realizados a la arena verde de

manganeso para analizar la fortaleza de asociación y distribución

de los radionucleidos adsorbidos en la misma

d) Especiación del lecho filtrante

– Condiciones de trabajo de d):

- Masa de arena: 0,5 g

- Especiación química mediante reactivos

de diferente fortaleza

e) Desadsorción de radionucleidos del lecho filtrante

– Condiciones de trabajo de e):

- Masa de arena: 0,5 g

- Ataque químico con diferentes

concentraciones de ácidos

f) Distribución de radionucleidos en el lecho filtrante

– Condiciones de trabajo de f):

- Fraccionamiento por capas de la arena (:9)

- Digestión de 0,5 g de arena de cada

fracción para la determinación de uranio

y radio

Ensayo d)

Ensayo e)

Ensayo f)9

1

rwq

3.2. Ensayos en laboratorio industrial

Hasta este momento, los ensayos que se han descritoemplean volúmenes de agua que son relativamentepequeños, en comparación con los que se suelen ma-nejar en el abastecimiento de una población. Por ello,se ha diseñado una experiencia en la que se han selec-cionado las condiciones más exitosas encontradas en

Figura 2.4. Experiencia realizada con un gran volumen de agua

natural de Acehuche

3.2.1. Diseño del sistema de filtración en lechode arena verde

3.2.1.1. Descripción del dispositivo

El dispositivo diseñado para el ensayo (figura 2.5) con-siste en un tubo cilíndrico de un diámetro interiorigual a 85 mm y una longitud de 650 mm fabricadocon PVC transparente, en cuyo interior se introduce lacantidad deseada de arena verde. En paralelo se dis-pone de un rotámetro con el fin de conocer en todomomento el valor del caudal circulante. Asimismo, eltubo cuenta a su entrada con una toma rápida a la quees posible conectar un manómetro, obteniendo de estemodo el valor de la presión en el dispositivo. Unabomba hidráulica es la encargada de forzar el paso deagua a través del dispositivo.

Se pensó pues utilizar una configuración constituidapor un lecho central de arena verde de manganeso,flanqueada por sendos lechos de arena de sílice, quepermitan, por una parte, limpiar de materia en suspen-sión presente en el agua entrante al núcleo central y,por otra parte, retener dicho núcleo.

Para estos complementos de arena de sílice se ensaya-ron diferentes tipos de arena, seleccionando final-mente las arenas A-S45 y A-GRS07 de Sibelco Minera-les, cuyas características se adjuntan en el anexo I.

3.2.1.2. Pérdidas de carga de las arenas

Con el fin de escoger la bomba hidráulica más ade-cuada al diseño experimental efectuado, fue preciso,en primer lugar, determinar las pérdidas de carga in-troducidas por los diferentes tipos de arena seleccio-nadas, a saber:

• Arena verde de manganeso.

• Arena de sílice A-S45.

• Arena de sílice A-GRS07.

En la figura 2.6 puede apreciarse a simple vista la dife-rente granulometría de las arenas ensayadas.


32

Figura 2.5. Esquema del dispositivo de filtración utilizado con el

lecho de arena verde

Figura 2.6. Arenas ensayadas. Visualización de la granulometría

Teniendo en cuenta estas dimensiones y la velocidadde circulación del agua de 28 cm/min el caudal resul-tante a través de la columna de arena es de:

Q = v ⋅ S = 28 ⋅ π = 1.589 = =3cm/min8,52

41,59 L/min 95,4 L/h

Este caudal permite realizar ensayos con 1.000 litrosde agua, abarcando exclusivamente una jornada labo-ral extendida.

Arena verde de manganeso Arena de sílice A-S45 Arena de sílice A-GRS07

A continuación, en la figura 2.7 se muestra esquemá-ticamente el dispositivo empleado, en el que la re-gión de estudio se corresponde con una tubería ci-líndrica de 205 mm de longitud y diámetro interiorigual a 21 mm. Mediante una válvula de bola se lo-gra variar el caudal de paso. El valor de la presión esconocido gracias a un manómetro instalado tras labomba:

Para la retención de la arena en el interior, se instala-ron telas filtrantes tanto a la entrada como a la salidade la tubería de estudio. La tabla 2.1 presenta las ca-racterísticas técnicas principales de las mismas:

unitaria (mca/m), en función de la velocidad de circu-lación del agua (cm/min).


33

Figura 2.7. Dispositivo utilizado para ensayos de pérdidas de carga

Tabla 2.1. Características técnicas de las telas filtrantes

Material Poliamida

Espesor total 350 µm

Peso 240 g/m2

Permeabilidad al aire 1.000 L/m2/seg

Así, se realizaron los siguientes ensayos de pérdidas de carga:

• Ensayo 1: pérdida de carga introducida por los fil-tros de poliamida.

• Ensayo 2: pérdida de carga introducida por la arenaverde de manganeso (con filtros de poliamida).

• Ensayo 3: pérdida de carga introducida por laarena de sílice A-S45.

• Ensayo 4: pérdida de carga introducida por laarena de sílice A- GRS07.

• Ensayo 5: pérdida de carga introducida por mez-cla (50% en peso) de arena verde de manganeso yarena A-GRS07.

3.2.1.3. Resultados y conclusiones

A continuación se presentan los resultados obtenidostras la realización de los ensayos anteriormente descri-tos. Las gráficas que siguen (figuras 2.8, 2.9, 2.10, 2.11y 2.12) muestran en cada caso la pérdida de carga

Figura 2.8. Ensayo 1. Pérdida de carga introducida por los filtros de

poliamida

25,00

20,00

15,00

10,00

5,00

0,000,00 50,00 100,00 150,00 200,00

Velocidad (cm/min)Pé

rdid

a de

car

ga (m

ca/m

)

Figura 2.9. Ensayo 2. Pérdida de carga introducida por la arena

verde de manganeso

250,00

200,00

150,00

100,00

50,00

0,000,00 20,00 40,00 60,00 80,00 100,00

Velocidad (cm/min)

Pérd

ida

de c

arga

(mca

/m)

Figura 2.10. Ensayo 3. Pérdida de carga introducida por la arena de

sílice A-S45

35,00

30,00

25,00

20,00

15,00

10,00

5,00

0,00

0,00 20,00 40,00 60,00 80,00 100,00 120,00Velocidad (cm/min)

Pérd

ida

de c

arga

(mca

/m)

Pérdida de carga unitaria - filtros de poliamida

Pérdida de carga unitaria - arena verde de manganeso

Pérdida de carga unitaria - arena fina

Teniendo en cuenta los resultados anteriores, y para lavelocidad de interés para el estudio, de 28 cm/min,puede construirse la tabla 2.2 en la que se presentande manera resumida los principales valores obtenidosen dichas experimentaciones:

De la tabla anterior se desprende, en primer lugar, quedada la baja velocidad del fluido para el valor de lon-gitud a considerar, la pérdida de carga introducida porel elemento filtrante resulta en este caso particular-mente despreciable.

De hecho, aunque el empleo de arena verde demanganeso da lugar a una pérdida de carga conside-rable, igual a 64,7 mca/m, este valor se ve reducidohasta 13,7 mca/m al emplear una mezcla de arenaverde y arena de sílice A-GRS07 al 50% en peso.Por ello, el uso de la arena de sílice A-GRS07 espreferible frente a la arena A-S45, la cual introduceuna pérdida de carga aproximadamente ocho vecessuperior.

3.2.2. Diseño del sistema experimental de ensayo coagulación-floculación

3.2.2.1. Ensayos de coagulación

Con objeto de progresar en el diseño del sistema defiltración, se realizaron diversos ensayos en el labora-torio orientados a conseguir un flóculo y obtener unaeliminación eficiente del mismo.

Para ello, se consideraron como punto de partida losresultados obtenidos en proyectos anteriores. Estosponen de manifiesto que en el rango de concentra-ciones de coagulante con base hierro, habitual-mente utilizados en las plantas de tratamiento (20-250 mg/L) del agua, no se observan diferenciasen la eficiencia de descontaminación, salvo para lasconcentraciones más bajas, en las que la eficienciafue muy reducida.

Por esta razón se ensayaron concentraciones bajas decoagulante, entre 30 y 75 mg/L, con el objeto de redu-cir la carga del sistema de filtración tanto como fueraposible.

A continuación se muestran, en la tabla 2.3, los resul-tados obtenidos con cada una de las concentracionesensayadas con agua destilada.


34

Figura 2.11. Ensayo 4. Pérdida de carga introducida por la arena A-

GRS07

16,00

14,00

12,00

10,00

8,00

6,00

4,00

2,00

0,00

0,00 20,00 40,00 60,00 80,00 100,00 120,00Velocidad (cm/min)

Pérd

ida

de c

arga

(mca

/m)

Pérdida de carga unitaria - arena gruesa

Figura 2.12. Ensayo 5. Pérdida de carga introducida por mezcla

(50% en peso) de arena verde de manganeso y arena A-GRS07

80,00

70,00

60,00

50,00

40,00

30,00

20,00

10,00

0,00

0,00 20,00 40,00 60,00 80,00 100,00 120,00Velocidad (cm/min)

Pérd

ida

de c

arga

(mca

/m)

Pérdida de carga unitaria - 50% arena gruesa - 50% arena verde

Tabla 2.2. Pérdidas de carga unitarias para velocidad de circulación

igual a 28 cm/min

ElementoPérdida de carga para

v = 28 cm/min

Filtros de poliamida ∆p = 0,3 mca/m

Arena verde de manganeso ∆p = 64,7 mca/m

Arena de sílice A-S45 ∆p = 5,7 mca/m

Arena de sílice A-GRS07 ∆p = 0,7 mca/m

Arena verde - arena A-GRS07 (50%) ∆p = 13,7 mca/m

De la tabla anterior se desprende que la disolución a75 ppm resulta preferente, en cuanto al tiempo de coa-gulación, pero necesita el concurso de un agente co-rrector de pH, ya que es necesario alcanzar un valor de6 para que el proceso de eliminación de uranio sea efi-ciente. Con tal objetivo se determinó que una adiciónde 200 µL de NH3 permitiría obtener el pH deseado.

El diseño del proceso de coagulación se hizo conside-rando que no es necesario conseguir flóculos de grantamaño, y por lo tanto de gran peso, porque no habráuna etapa de decantación, y considerando, también,que es preciso habilitar el tiempo mínimo imprescindi-ble para conseguir la formación de flóculo, lo que re-querirá de una fase de disolución turbulenta del coa-gulante, seguida de otra de reposo, o de régimen máslaminar, en la que se permita la formación de flóculos,que serán inevitablemente pequeños.

3.2.2.2. Ensayos de filtración

La selección del lecho filtrante requirió de un con-junto de ensayos destinados a evaluar la capacidad deretención de estos flóculos de pequeño tamaño, asícomo la pérdida de carga que se producirá en elmismo a la velocidad de circulación prescrita de28 cm/min. Para ello, se seleccionó la arena A-S45, de-bido a que: 1) la perdida de carga es de 5,7 mca/m, 2) muestra una adecuada capacidad de retención de fló-culo y 3) permite además evaluar visualmente el gradode saturación del filtro con flóculos, debido al cambiode coloración que se produce (de blanco a rojo).

Empleando ahora disoluciones a 75 ppm se procedió,como se muestra en la figura 2.13, al filtrado de lasmismas a través de una columna de vidrio rellena dearena de sílice.

Las imágenes recopiladas en la figura 2.14 muestranen detalle la retención del flóculo en función del nú-mero de filtrados:


35

Tabla 2.3. Ensayos de coagulación. Tabla de resultados

Disolución 1 Disolución 2

Concentración Fe2(SO4)3 30 ppm 75 ppm

Tiempo de coagulación 5 min 2 min

pH resultante 6 2

Figura 2.13. Esquema del dispositivo para ensayos de retención de

flóculo

En base a estos ensayos pudieron extraerse las siguien-tes conclusiones:

• El flóculo formado es en todos los casos retenidopor la arena.

• Se aprecia una acumulación de flóculos en las pri-meras capas.

Figura 2.14. Ensayos de retención de flóculos. Cambio de coloración

en la arena filtrante

1er filtrado 2º filtrado 3er filtrado 4º filtrado

• A medida que aumenta el número de flóculos re-tenidos, se observa un avance de los flóculos a tra-vés de la arena. Se produce igualmente una mayoracumulación de flóculo al inicio del filtro.

• Una velocidad de paso excesivamente baja pro-voca la adhesión de parte de los flóculos a las pa-redes del tubo.

3.2.2.3. Alternativas de diseño

Sobre las bases antes descritas se ensayaron, utilizandoun código CFD (STAR-CCM+), diferentes posibilida-des de configuración de un sistema de coagulación-fil-tración, buscando la eliminación completa de reman-sos, que por lo tanto se evite la decantación delflóculo, con la consiguiente obstrucción temprana delsistema y la eliminación de zonas de turbulencia, quefragmenten el flóculo, hasta hacerlo desaparecer o almenos impedir o dificultar su retención por el lechode arena.

La primera configuración barajada, ver figura 2.15,consiste en un diseño en el cual el recorrido para lacoagulación se encuentra localizado por encima del fil-tro de arena, en una región de las mismas dimensionesque este.

turbulencia debidas a los cambios de dirección delflujo a lo largo del recorrido.


36

Figura 2.15. Alternativa número 1

La figura 2.16 muestra, para esta opción, el campo develocidades en el plano de simetría del conjunto. Sepuede observar la presencia de algunas zonas de

Figura 2.16. Alternativa número 1. Campo de velocidades y detalle

de las regiones turbulentas

Figura 2.17. Alternativa número 2

Esta primera configuración supone un coste de fabri-cación que puede considerarse elevado.

Una segunda configuración propuesta consistió en untubo curvado en forma de U, como recorrido para la formación del flóculo. Igualmente, el filtro de arenase localizaría en este caso en la parte inferior.

En la figura 2.18 pueden apreciarse en detalle las lí-neas de corriente del flujo a través de este dispositivo,las cuales sufren igualmente una ligera torsión en losdos cambios de dirección presentes en el diseño.

A diferencia de las configuraciones arriba mostradas,se logra, en este caso, un flujo en el que las líneas decorriente no sufren torsiones significativas a lo largode la espiral, como puede apreciarse en la figura 2.20.No obstante, se desestimó esta opción debido a su ele-vado coste de fabricación.


37

Figura 2.18. Alternativa número 2. Detalle de las líneas de corriente

en cambios de dirección

Figura 2.20. Alternativa número 3. Visualización de las líneas de

corriente

Figura 2.21. Esquema básico del dispositivo de

coagulación-filtraciónFigura 2.19. Alternativa número 3

Esta alternativa posee la desventaja de su fragilidad, sibien su coste de fabricación es más asequible.

En una tercera alternativa, el recorrido para lograr lacoagulación se realizaría en forma de espiral en tornoal filtro de arena, ver figura 2.19, consiguiéndose undiseño más compacto que el anterior y con buenaspropiedades fluidodinámicas.

3.2.2.4. Diseño final

Finalmente, se construyó y ensayó un sistema con la siguiente configuración, que se muestra en lafigura 2.21.

Arena de sílice

Entrada dela mezcla

Salida de agua

El dispositivo consiste en dos tubos cilíndricos con-céntricos fabricados con PVC transparente. El tubointerior –con posibilidad de deslizamiento axial– estárelleno de arena de sílice y constituye el lecho filtranteque retendrá al flóculo.

El espacio existente entre ambos cilindros constituyela cámara de mezcla de los reactivos y el espacio re-servado para la formación de los flóculos. El accesodel agua, con los reactivos ya incorporados, al disposi-tivo se realiza mediante una entrada tangencial bus-cando, al inicio del recorrido, la formación de una re-gión turbulenta que favorezca el correcto mezcladode los diferentes reactivos (coagulante y corrector depH en su caso).

Dimensionamiento

Buscando unas dimensiones razonables, en base a losdiámetros disponibles comercialmente, se optó por lassiguientes cotas principales para el dispositivo, ver fi-gura 2.22.

una notable robustez y bajo coste de construcción,que lo hacen muy atractivo.

Para este dimensionamiento, y teniendo en cuenta lavelocidad de paso del fluido a través del filtro dearena, igual a 28 cm/min, el caudal volumétrico tra-tado es:


38

Figura 2.22. Esquema básico y dimensiones principales (en mm) del

dispositivo

Este dispositivo presenta el inconveniente de un ta-maño ligeramente superior al considerado como con-dición de diseño: 50 cm para una población de500 habitantes. Sin embargo, presenta la ventaja de

Q = π⋅

63− 1, 8 ⋅ 2( )10

2

4

⋅ 28 = 776 cm3

min

En la corona exterior, la velocidad de circulación deagua es de:

Así, el tiempo disponible en la corona exterior para laformación del flóculo es de 7,2 minutos.

Con el fin de estudiar diferentes tiempos de coagula-ción, se construyó además un segundo tubo exteriordel mismo diámetro (Øext = 110 × 2,2) y 500 mm delongitud, resultando por tanto, en este caso, un tiempodisponible igual a:

⋅

110− 2, 2 ⋅2( )10

2

−6310

2

4

=π 776 cm3

minQ = v ⋅

v = 13,7 cm/min

t =7, 22

= 3,6 min

La posibilidad de deslizamiento axial del filtro dearena permite, no obstante, la variación de este tiempoen cualquiera de los casos.

Estudio fluidodinámico

El siguiente paso previo a la construcción del dispo-sitivo consistió en la simulación del campo de flujo mediante técnicas de CFD, empleando para ello el

software comercial Star-CCM+. Así, para esta tarea seconsideró el dimensionamiento mostrado anterior-mente con tubo exterior de 1 m de longitud. Las fi-

La imagen mostrada en la figura 2.25 presenta elcampo de velocidades en un plano longitudinal delmodelo:


39

Figura 2.23. Modelización del dispositivo. Regiones

Figura 2.25. Campo de velocidades en plano longitudinal

Figura 2.24. Modelización del dispositivo. Mallado

guras 2.23 y 2.24 muestran la geometría empleadadurante la simulación, en la que el filtro de arena fuemodelizado como un medio poroso.

Velocidad: magnitud (m/s)0,00000 0,024000 0,048000 0,072000 0,096000 0,12000

La figura 2.26 muestra, por su parte, el campo de ve-locidades en una sección transversal cercana a la en-trada del fluido al dispositivo.


40

Figura 2.26. Entrada al dispositivo. Campo de velocidades en plano transversal

Figura 2.27. Flujo a través de la región de formación del flóculo. Campo de velocidades en plano transversal

Existe, como puede apreciarse debido a la entradatangencial, una región turbulenta inicial en la que sefavorece el mezclado de las diferentes sustancias. Tras

el paso por dicha región se obtiene, como se ve en lafigura 2.27 a lo largo del recorrido, un flujo unidirec-cional en régimen laminar:

En la figura 2.28 puede observarse la transición entreestas regiones, en un plano longitudinal al dispositivo:

Fue necesario, como puede apreciarse, el empleo detres bombas hidráulicas para el aporte de las diferen-tes sustancias: agua a descontaminar, sulfato de hie-rro y amoniaco. El agua es impulsada mediante unabomba periférica que se encuentra descrita más ade-lante en este documento, después de la cual existeuna válvula reguladora de caudal y un rotámetro. Porsu parte, tanto el sulfato de hierro como el amoniacoson aportados mediante dos bombas de pulsos elec-tromagnéticos gemelas. Finalmente, fue preciso insta-lar a la entrada del dispositivo una sonda de medi-ción de pH, la cual se encuentra conectada a undisplay digital.

En la imagen que se muestra en la figura 2.30 pueden apreciarse los diferentes componentes de lainstalación:


41

Figura 2.28. Campo de velocidades en plano longitudinal. Alcance de

la zona de mezcla

Figura 2.29. Esquema de la instalación

Figura 2.30. Vista de la instalación

3.2.2.5. Descripción de la instalación experimental

La figura 2.29 muestra, de manera esquemática, la ins-talación experimental desarrollada para el ensayo, enla que se mantuvieron las dimensiones hasta ahora tra-tadas para el dispositivo:

Dispositivo para coagulación y filtración

Display para lasonda de pH

Aportación deNH3

Aportación deFe2(SO4)3

Válvulareguladora

Rotámetro

Se detallan en adelante los caudales de aportación aregular en cada una de las bombas.

Caudal de agua a aportar

Tal y como se ha determinado con anterioridad, elcaudal de agua a tratar es igual a 776 cm3/min, es de-cir, aproximadamente 0,8 L/min.

Caudal y concentración de sulfato férrico a aportar

Dado que el sulfato férrico es impulsado mediante unabomba de pulsos, se consideró adecuado realizar laaportación a razón de un pulso por cada cinco segun-dos. Teniendo en cuenta el volumen de fluido apor-tado en cada pulso, igual a 0,5 mL, resulta el siguientecaudal:

3.2.3. Filtración con arena verde de manganeso

3.2.3.1. Cantidad de arena empleada

La primera limitación constructiva se dio en la canti-dad de arena a situar en el interior del dispositivo, elcual para su manejo debiera tener frente a sus dimen-siones un peso razonablemente reducido. En este sen-tido, se consideró adecuado para el tratamiento delagua de una población de 100 habitantes, limitar a20 kg la cantidad de arena a emplear. Igualmente seestimó para este caso un consumo de 200 litros porhabitante y día.

Bajo estas condiciones y teniendo en cuenta el volu-men de agua a trasegar, igual a 1.000 litros durante10 h, la cantidad de arena verde empleada en el en-sayo es calculada entonces como sigue:


42

⋅ 60 sg ⋅=Q Fe2 SO4( )3

1 pulso5 sg

= 6 mLminpulso

0,5 mL

= 0, 776L

min⋅ 75

mg⋅

1 min= 9.700 ppmC SO4( )

3 Fe2 L 6 ×10-3L

=C NH3

0,13 mLNH3

LH2O

= 0,13 mLL

⋅ 0, 776 Lmin

= 0,1 mL/minQ NH3

=0,13 mL

L

0,1mLmin

⋅mLmin

= 1,8 mL/L1,5C NH3

m =20 kg

× × 10 h1.000 L

⋅ 100 hab 1 día24 h

200Lhab ⋅ día

= 2,4 kg

h = =π ⋅ Ø2

4 ⋅ Vol= = 230 mm

⋅ 0,0852π4 ⋅ ×1,3 10−3

0,23 m

Así, considerando además el caudal de agua aportada(Q = 0,776 L/min), fue preciso emplear la siguiente so-lución de sulfato férrico para lograr en todo momento,a través del dispositivo, una concentración de 75 ppm:

Caudal y concentración de amoniaco a aportar

Gracias a los ensayos de coagulación llevados a cabo,es conocida la cantidad de basificador que es precisoaportar a la mezcla, con el fin de mantener un pH cer-cano a 6, a saber:

Para el caudal de paso de agua (Q = 0,776 L/min) seobtiene entonces el siguiente caudal de amoniaco:

Dado el reducido caudal resultante, se consideró razo-nable definir un nuevo valor de, aproximadamente,1,5 mL/min. La nueva concentración de amoniacoaportada es por tanto:

Por ello, se tomó una cantidad de arena igual a2.484 g, ocupando un volumen de 1,3 litros. Teniendoen cuenta el diámetro interior del dispositivo, igual a85 mm, la altura de arena verde en el mismo fue portanto:

Considerando esta altura y frente a las dimensionesdel dispositivo, se optó igualmente por la colocación,tanto por la parte inferior como superior, de una capade arena de sílice A-GRS07 actuando a modo de filtro y de unas alturas iguales a 130 y 180 mm, respectivamente.

Igualmente, y con el fin de mejorar la retención dearena en la parte inferior de la columna, se dispuso

una fina capa de lana de vidrio. La figura 2.31 mues-tra la configuración así lograda en el interior del dispositivo.

Así, a partir del valor calculado, y para la realizacióndel ensayo, se ha optado por una bomba periféricacuya curva característica se adjunta seguidamente en lafigura 2.32.


43

∆p = + +0,7 mca/m × 0,180 m( )64,7 mca/m ×( ) 0,230 m

+ 0,7 mca/m( × 0,130 m) = 15,1 mca

Figura 2.31. Montaje del dispositivo. Capas de arena

Arena A-GRS07 h = 130 mm

h = 230 mm

h = 180 mm

Arena verde de Mn

Arena A-GRS07

Lana de vidrio

3.2.3.2. Elección de la bomba

Teniendo en cuenta las capas de arena verde y de síliceen el dispositivo es esperable, entonces, el siguientevalor de pérdida de carga:

Es preciso, por otro lado, considerar las pérdidasenergéticas debidas a las rejillas de filtrado existentes,tanto a la entrada, como a la salida de la columna.

Figura 2.32. Curva característica y condiciones de operación de la

bomba periférica empleada

Tal y como puede apreciarse en la figura anterior, labomba seleccionada aporta, para el caudal de trabajode 100 L/h, una altura manométrica de aproximada-mente 35 mca.

En la figura 2.33 de la página siguiente se muestra elmontaje del conjunto para el ensayo realizado. Du-rante el mismo se registró un valor constante de pre-sión a la entrada igual a 2,7 bar.

3.2.3.3. Toma de muestras

Con el objeto de analizar la influencia de la cantidadde agua trasegada a través del filtro de arena, duranteel ensayo, se tomaron diversas muestras según se deta-lla en la tabla 2.4.


44

Figura 2.33. Vista del conjunto durante el ensayo

Bombaperiférica

Manómetrodigital

Rotámetro

Depósito(1.000 L)

Tabla 2.4. Toma de muestras durante el ensayo

Volumen de agua Tiempo de ensayo Volumen de muestra Nº de muestrastrasegada (L) (h) (L)

50 0,5 2 1

100 1 2 2

200 2 2 1

300 3 2 1

400 4 2 1

500 5 2 2

600 6 2 1

700 7 2 1

800 8 2 1

900 9 2 2

1.000 10 2 1

4. Análisis de los resultados

4.1. Ensayos en el laboratorio

4.1.1. Arena de sílice

Cuando se utiliza un agua de origen subterráneo concontenidos significativos de uranio y radio, como es elagua de Acehuche, y se estudia la retención de los ci-tados radionucleidos en la arena de sílice, se obtienecomo resultado alcanzar la saturación para la citadaarena de forma relativamente rápida, prácticamentecon tan solo 2 litros de agua, ver figuras 2.34 y 2.35,para uranio y radio respectivamente.

Por esta razón, hemos analizado lo que ocurre cuandopor dicha arena se hace pasar un agua bidestilada tra-zada con 226Ra, utilizando en la experiencia las mismascondiciones de trabajo empleadas para el agua natural,ver figura 2.36. En este último caso obtenemos uncomportamiento opuesto a lo que ocurría con el aguanatural, ya que el 226Ra es retenido prácticamente ensu totalidad.


45

Figura 2.34. Actividad de uranio total (234U + 238U) encontrada en el

agua natural de Acehuche, una vez filtrada por el lecho filtrante de

arena de sílice

2.1002.0001.9001.8001.7001.6001.5001.4001.3001.2001.1001.000

900800700600500

0 2 4 6 8 10

Volumen muestreado (L)

Activ

idad

ura

nio

tota

l (m

Bq/L

)

Utotal(234U + 238U) pH naturalUtotal(234U + 238U) pH 6

Figura 2.35. Actividad de 226Ra encontrada en el agua natural de

Acehuche, una vez filtrada por el lecho filtrante de arena de sílice

600

550

500

450

400

350

300

250

200

150

100

50

0 2 4 6 8 10


Activ

idad

(mBq

/L)

226Ra (pH natural)226Ra (pH 6)

Figura 2.36. Actividad de 226Ra encontrada en el agua bidestilada

trazada, una vez filtrada por el lecho filtrante de arena de sílice

220

200

180

160

140

120

100

80

60

40

20

0

0 2 4 6 8 10

Volumen de agua atravesado por la arena (L)

Agua bidestilada trazada con 226Ra pasada por columna de arena

A (m

Bq/L

)

226Ra

A partir de los resultados proporcionados por ambasexperiencias, puede fácilmente deducirse que el prin-cipal problema existente al utilizar como adsorbente laarena de sílice, con muestras de agua naturales, es supoca selectividad para retener los elementos traza denuestro interés y, consiguientemente, su rápida satura-ción por los cationes mayoritarios análogos presentesen dicha agua.

4.1.2. Arena verde de manganeso

a) Ensayo con arena verde de manganeso en las mismascondiciones que la arena de sílice.

En la figura 2.37, para el caso de los radioisótoposdel uranio, 234U y 238U, se puede apreciar una levetendencia decreciente para la eficiencia de adsor-ción de estos, partiendo de valores iniciales del90% y disminuyendo hasta una eliminación del 50%, cuando el volumen de agua que ha atra-vesado el lecho filtrante es de 50 litros.

Para el caso del 226Ra se puede comprobar en la fi-gura 2.38, que la eficiencia de adsorción, para esteradionucleido, es siempre mayor de un 95%.

Por otra parte, en una etapa intermedia de la expe-riencia, después de haber filtrado los primeros40 litros, se realizó una regeneración de la arena,mediante retrolavado con permanganato potásico1,6 mM. Un primer resultado de dicha regenera-ción es que el líquido obtenido, como consecuenciadel lavado del filtro de arena, no poseía niveles

significativos para el uranio o el radio, siendo elcontenido de estos inferiores a 10 mBq/L. Este re-sultado indica que la regeneración realizada a laarena, con la mencionada concentración de oxi-dante, no produce una extracción efectiva de losradionucleidos de uranio y radio adsorbidos por ella.

Como el proceso de regeneración en columna nofue exitoso, se probaron diferentes concentracionesde permanganato potásico, desde 2 mM hasta 1 M,sin conseguir con ninguna de ellas extracciones sig-nificativas de los radionucleidos de interés.

Estos primeros resultados obtenidos con esta arena,al compararlos con la arena de sílice, muestran unmuy buen comportamiento en los porcentajes deeliminación del contenido de uranio y de radio pre-sentes en el agua, por lo que se hizo necesario pro-fundizar más en la utilización de la arena verde demanganeso como lecho filtrante.

b) Experiencia en la que se ha aumentado el caudal yvolumen que atraviesa el lecho filtrante de arenaverde de manganeso.

En la figura 2.39 se puede apreciar, para los dosradioisótopos de uranio, que claramente se pro-duce una disminución de la eficiencia de su elimi-nación del agua, a medida que se aumenta el volu-men de esta que atraviesa el lecho filtrante.También, se pone de manifiesto que la regenera-ción efectuada al lecho filtrante con permanganatopotásico 0,1 M, le beneficia a recuperar su capaci-dad para eliminar el uranio del agua, aunque no demanera suficiente, como para que dicha adsorciónse mantenga de forma duradera, disminuyendo rei-teradamente su capacidad de adsorción después decada regeneración. Este comportamiento nos estáindicando que la regeneración de la arena benefi-cia la creación de nuevos huecos para la adsorcióndel uranio, aunque estos no son suficientes, debidoa que este proceso no produce una desadsorcióndel uranio ya retenido.

Por otro lado, para el caso del radio, la eficienciade eliminación es siempre cercana al 100% en todo


46

Figura 2.37. Resultados para los dos radioisótopos de uranio estu-

diados en el primer ensayo realizado con la arena verde de manga-

neso en las mismas condiciones que con la arena de sílice antes

descritos

100

90

80

70

60

50

40

30

20

10

0

0 10 20 30 40 45 50


EF(%

)

234U238U

Figura 2.38. Resultados para los dos radioisótopos de uranio estu-

diados en el primer ensayo realizado con la arena verde de manga-

neso en las mismas condiciones que con la arena de sílice antes

descritos

100

90

80

70

60

50

40

30

20

10

00 10 20 30 40 45 50


EF(%

)

226Ra

el proceso de filtración mediante arena verde demanganeso, ver figura 2.40. Por este motivo, igno-ramos si la regeneración provoca o no algún efectocuantificable en la eficiencia de eliminación del ra-dio, siendo por lo tanto este tipo de arena más se-lectiva para el radio que para el uranio.

c) Ensayo con agua natural trazada con 226Ra.

Para realizar esta experiencia fue necesario trazar conuna disolución débilmente ácida, que provocó una li-gera variación del pH natural del agua, desde 7,4hasta 6,7, produciéndose un incremento en la con-ductividad del agua poco significativa, de 1.361 µS/cm a 1.383 µS/cm.

Los resultados mostrados en la tabla 2.5, nos indicanla misma tendencia que hemos estado obteniendohasta el momento. Es decir, para el uranio la adsorcióndisminuye paulatinamente a medida que aumenta lacantidad de agua que atraviesa la arena, mientrasque para el radio, su eliminación del agua es prácti-camente del 100% a lo largo de toda la experiencia.


47

Figura 2.39. Eficiencia de eliminación para los dos radioisótopos de

uranio estudiados cuando se hacen pasar hasta 140 litros de agua

de Acehuche por el lecho filtrante de arena verde de manganeso.

Las líneas verticales indican los volúmenes en donde se realizaron

los procesos de regeneración de la arena

100

90

80

70

60

50

40

30

20

10

0

0 20 40 60 80 100 120 140 160

Volumen (L)

Efic

acia

de

elim

inac

ión

(%)

234U238U

Figura 2.40. Eficiencia de eliminación para 226Ra cuando se hacen

pasar 140 litros de agua de Acehuche por el lecho filtrante de arena

verde de manganeso. Las líneas verticales indican los volúmenes en

donde se realizaron los procesos de regeneración

100

90

80

70

60

50

40

30

20

10

0

0 20 40 60 80 100 120 140 160

Volumen (L)

Efic

acia

de

elim

inac

ión

(%)

226Ra

Tabla 2.5. Resultados obtenidos para la experiencia con agua natu-

ral trazada con 226Ra

Volumen atravesado % descontaminación % descontaminaciónpor el lecho filtrado en el agua filtrada en el agua filtrada

(L) Utotal (234U + 238U) 226Ra

7 65 99,9

9 65 99,1

12 47 99,9

20 37 99,9

d) Especiación del lecho filtrante.

El uranio asociado a la arena verde de manganesoestá fuertemente retenido en el MnO2, ya que lamitad de este elemento lo encontramos asociado enla fracción moderadamente reducible, como puedeverse en los resultados de la tabla 2.6. Estos resulta-dos nos indican que, para la extracción de los ra-dioisótopos de uranio estudiados, es necesario em-plear sustancias agresivas a pHs ácidos.

Aún cuando para el radio no se poseen, en el mo-mento actual, los resultados de la especiación efec-tuada, toda la experiencia acumulada permite preverque serán muy similares a los obtenidos en experien-cias previas. En particular, que el uranio es más fácil-mente recuperable del lecho filtrante que el radio.

En particular, se ha verificado en una experienciaanterior que una vez que se lava el lecho filtrantede arena verde de manganeso con una disoluciónde HCl del 0,1 M, este sigue siendo altamente efi-ciente en la adsorción de radio.

f) Distribución de los radionucleidos adsorbidos en ellecho filtrante.

En la figura 2.41, se muestran de forma esquemáticalos resultados obtenidos para tres fracciones de laarena verde de manganeso empleada en el ensayorealizado a nivel de laboratorio industrial. Las tresfracciones testadas fueron: la parte superior de lacolumna de arena (F9); la zona intermedia (F5); y laparte inferior de la columna (F1). Como se puedeapreciar en la citada figura, la distribución del radioatrapado en la arena no es lineal, sino que se en-cuentra principalmente en las fracciones superioresde la columna. Este hecho nos está indicando quela arena tiene mucha más capacidad de adsorciónde la que hemos finalmente experimentado.


48

Tabla 2.6. Especiación química realizada a la arena verde de

manganeso

Fracción Utotal (234U + 238U) % AF226Ra

1 0,53±0,20

2 21,39±2,10

3 6,59±0,70

4ª 1,12±0,30

4B 50,51±4,00

5 4,42±1,00

6 15,43±2,00

Tabla 2.7. Tratamientos ácidos realizados a la arena verde de

manganeso

Tratamiento % recuperación % recuperaciónaplicado Uranio total 226Ra Observaciones

(234U + 238U)

HCl concentrado 100 100 Sí se digiere laarena

HNO3 concentrado 86 No se digiere laarena

HCl 9 M 100 100 Sí se digiere laarena

HCl 5 M Sí se digiere laarena

HCl 2 M No se digiere laarena

HCl 1 M 73 45 No se digiere laarena

HCl 0,1 M 56 No se digiere laarena

e) Recuperación de radionucleidos mediante ataques ácidos.

Una vez haya sido completada la tabla 2.7, faltaríaatacar el lecho filtrante con una disolución ácida deuna molaridad adecuada, que se determinará en di-cho momento a partir de los resultados que se ob-tengan. Regenerar posteriormente la arena con per-manganato potásico y comprobar si el lechofiltrante ha perdido o no sus propiedades adsorti-vas. Estas experiencias exceden la amplitud inicialde los objetivos planteados en este estudio.

Aún cuando están pendientes de llevarse a cabo lascorrespondientes medidas para el caso del uranio,en teoría deberíamos encontrar prácticamente lamisma actividad en todas las capas, ya que según

Figura 2.41. Distribución del 226Ra en el lecho filtrante de arena verde

de manganeso, empleada en la experiencia en laboratorio industrial

9 fracciones100% (292 Bq totales de 226Ra)

F6 + F7 + F8 ≈ 30%

F2 + F3 + F4 ≈ 17%

F9: 42% (121,6 Bq)

F5: 5,8% (16,9 Bq)

F1: 5,2% (15,3 Bq)

los resultados encontrados en el análisis de lasaguas, el valor de la actividad del uranio en el aguatratada correspondiente a 1.000 litros filtrados, y elagua bruta son indistinguibles.

4.2. Ensayos en laboratorio industrial

4.2.1. Ensayo de coagulación-filtración

Se procedió a efectuar un ensayo en las condiciones dediseño, empleando un caudal de 0,8 L/min y un pHde 6, utilizando agua de Acehuche.

Las imágenes de la figura 2.42 ilustran el llenado de lainstalación con agua.

Mediante un sistema de lentes ópticas pudo observarsela existencia de flóculos como demuestra, sin lugar adudas, el cambio de coloración del lecho filtrante.

El agua empleada tenía una concentración de uraniode 1.115 ± 91,6 Bq/L de 234U y 202,1 ± 18,7 Bq/L de 238U.

En el ensayo se utilizó un remanente de 10 litros deagua de Acehuche. El ensayo se inició con agua de lared pública y cuando el pH estaba estabilizado en elvalor deseado (pH = 6) se alineó la aspiración con eltanque de agua de Acehuche. Cuando se consideró,en función del tiempo transcurrido, que ya había pa-sado por el sistema la mitad del agua disponible, esdecir 4 litros, se tomó una muestra de 1 litro. Se repi-tió la operación de toma de muestra cuando se consi-deró que estaba pasando la cola del agua a ensayar.

En la primera de las muestras se determinó que laconcentración de uranio era de 13,3 ± 1,8 Bq/L de234U y 2,8 ± 0,7 de 238U y en la segunda de 7,1 ± 1,4Bq/L de 234U y 0,9 ± 0,5 Bq/L de 238U, lo que suponefactores de descontaminación de 98,8 y 98,6% para234U y 238U, respectivamente, en la primera muestra; y99,3 y 99,5% para 234U y 238U, respectivamente, en lasegunda muestra.

Con estos datos puede decirse que la descontamina-ción obtenible es de un 99%, y la actividad residualdel 1%.


49

A lo largo del ensayo se observó con claridad el cam-bio de coloración del filtro, como puede verse en la figura 2.43.

Figura 2.42. Distintas fases de llenado de la columna con agua de

Acehuche

Figura 2.43. Cambio de coloración del filtro a medida que le atra-

viesa la muestra de agua

4.2.2. Ensayo de filtración con un gran volumende agua

Los resultados obtenidos en la experiencia en la quese hicieron pasar 1.000 litros de agua de Acehuche poruna columna de arena verde a un caudal de 100 L/h,se muestran en las figuras 2.44 y 2.45, para el uraniototal (234U+238U) y 226Ra, respectivamente. Para el ura-nio, como era predecible, se vuelve a repetir el resul-tado de que al aumentar el volumen de agua tratadacon la arena verde de manganeso, la actividad de estaúltima se acerca al valor que posee en el agua bruta.

Por otra parte, debe destacarse el comportamientoque se obtiene para el radio, ver figura 2.45. Comopuede verse, este es radicalmente diferente al del ura-nio, ya que las actividades encontradas tras el paso delagua por el lecho filtrante son en todos los casos infe-riores a los 10 mBq/L.

En la figura 2.46 se muestran los porcentajes de des-contaminación para uranio y radio al aumentar elvolumen del agua ensayada. Mientras que para eluranio los porcentajes de eliminación van desde el60% hasta prácticamente ser nulos, para el radiosiempre son superiores al 95%. De esta forma, sevuelve a poner de manifiesto que en este ensayo ellecho filtrante de arena verde es muy selectivo parael radio, incluso existiendo en disolución gran canti-dad de cationes estables que podrían competir coneste en su adsorción.


50

Figura 2.44. Actividades de uranio total frente a volumen de muestra

que atraviesa el lecho filtrante

1,4

1,2

1,0

0,8

0,6

0,4

0,2

0,00 200 400 600 800 1.000

Volumen de muestra que atraviesa el lecho filtrante (L)

Activ

idad

(Bq/

L)

Utotal(234U + 238U)

Figura 2.45. Actividades de 226Ra frente a volumen de muestra que

atraviesa el lecho filtrante

0,30

0,25

0,20

0,15

0,10

0,05

0,000 200 400 600 800 1.000


Activ

idad

(Bq/

L)

226Ra

Figura 2.46. Representación de los porcentajes de eliminación

de uranio total y 226Ra frente al volumen que atraviesa el lecho

filtrante

100

90

80

70

60

50

40

30

20

10

0200 400 600 800 1.000


% e

limin

ació

n

Utotal(234U + 238U)226Ra

3

CONCLUSIONES

1. El agua bruta de Berrocalejo posee un contenidoradiactivo natural, expresado en base a sus índicesde actividad alfa total en torno a los 100 mBqL-1,valor este que la legislación vigente en nuestro paísestablece como referencia para, necesariamente,averiguar su origen y para calcular la dosis que in-corpora por ingesta la población abastecida.

2. El origen de dicho índice radiactivo es, de maneracasi exclusiva, su contenido en 234U, 238U. Encomparación con él, es despreciable la presenciade otros radionucleidos de la serie del uranio,como los del radio o los del polonio.

3. De entre las características físico-químicas delagua bruta de Berrocalejo, debe destacarse dos as-pectos. En primer lugar, que su pH se incrementanotablemente en las épocas cálidas del año. En se-gundo lugar, que, puntualmente, se detecta la pre-sencia en el río Tajo de concentraciones relativa-mente elevadas de sulfatos. Ambos aspectos sonimportantes para el tratamiento aplicado. El pri-mero, dado que las modificaciones a introducir sebasan en que el proceso de coagulación-flocula-ción se lleve a cabo a un valor dado del pH. El se-gundo, ya que los coagulantes sistemáticamenteusados en la ETAP de Berrocalejo están fabrica-dos en base a sulfatos, incrementándose aún mássi cabe la precitada concentración.

4. Dadas las características radiológicas del agua an-tes enumeradas, solo nos centraremos en modifi-car las condiciones de funcionamiento de laETAP, para intentar favorecer al máximo la elimi-nación del agua de su contenido en uranio, no asípara el radio, ni para ningún otro elemento radiac-tivo natural o artificial.

5. Cuando la planta de Berrocalejo funciona en sumodo estándar tiene una eficiencia muy baja,prácticamente nula, en la eliminación del conte-nido radiactivo que poseen sus aguas.

6. A pesar de lo anterior, en sus fangos se localiza unacierta concentración de uranio, mayor de 1 Bq g-1

para ambos isótopos del uranio, que se encuentranrelativamente bien fijados al mismo. Por ello, es

relativamente poco probable su removilizacióndesde los fangos a otros medios receptores, comopueden ser los cultivos.

7. La introducción de las modificaciones propuestasen el funcionamiento de la ETAP de Berrocalejo,para mejorar la eficiencia de la eliminación deluranio, además de ser totalmente reversibles, en elsentido de que una vez suspendidas la planta tra-baja automáticamente en sus condiciones estándar,eliminan entre un 60 a un 90% del contenido enuranio que inicialmente poseía en disolución elagua bruta en ella tratada.

8. La actividad eliminada del agua se incorpora a losfangos generados, mostrándonos la especiación re-alizada a estos que el uranio y el radio están aso-ciados al óxido metálico de aluminio que se formaen el proceso de coagulación, ya que la mayorparte del contenido de uranio y radio en el fangose localiza en la fracción reducible (4A + 4B).

9. La arena de sílice se muestra como un material ad-sorbente poco efectivo a la hora de ser utilizadopara la eliminación radiactiva de uranio y radio,debido principalmente a la poca selectividad quetiene para retenerlos, produciéndose la rápida sa-turación de la arena por los cationes mayoritariospresentes en las aguas.

10. Sin embargo, la arena verde de manganeso ha de-mostrado ser un material adsorbente muy selec-tivo para la descontaminación del radio presenteen el agua, eliminaciones superiores al 95%,siendo, por el contrario, su adsorción limitadapara el caso del uranio.

11. La regeneración de la arena verde de manganeso,que proponen para sus otros usos los distribuido-res, no produce una desadsorción de los radioisó-topos de uranio y radio adsorbidos en esta, aun-que sí que provoca un efecto beneficioso, aunquetemporal, en la eficiencia de eliminación para eluranio existente en las aguas tratadas.

12. Los estudios de especiación química efectuadoscon la arena verde de manganeso indican que los


52

radioisótopos de uranio y radio adsorbidos enesta, se encuentran fuertemente asociados al dió-xido de manganeso. De hecho, más del 50% seencuentran en la fase reducible (4A + 4B).

13. En la experiencia realizada a nivel de laboratorioindustrial se observa que dentro del lecho filtrantede arena verde de manganeso utilizado para filtrar1.000 litros de agua, el uranio está homogénea-

mente distribuido cuando se ha producido la satu-ración de este en la arena. Sin embargo, el radio seencuentra principalmente en las fracciones supe-riores del lecho filtrante utilizado, ya que la arenaverde de manganeso tiene capacidad para adsor-ber más cantidad de este elemento que el ensa-yado en la experiencia, no sabiendo en definitivala capacidad máxima de adsorción que este mediofiltrante posee para el radio.

Conclusiones

53

4

REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS

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(OMS, 1979) Radiological examination of drinking-water. World HealthOrganization, Euroreport 17.

Referencias

57

5

ANEXO

Características de las arenas de sílice


60

Anexo I

61

ÍNDICE DE CONTENIDOS

ANTECEDENTES . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5

OBJETIVOS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 7

1. PRIMERA PARTE: VALIDACIÓN DEL PROCEDIMIENTO QUE TIENE COMO FINALIDAD

DISMINUIR SIGNIFICATIVAMENTE EL CONTENIDO RADIACTIVO DE UN AGUA

NATURAL EN UNA ETAP REAL . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 11

1. Introducción . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 12

2. Selección de la ETAP. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 12

3. Condiciones experimentales . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 12

3.1. Parámetros analizados . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 12

3.2. Estudio de la ETAP de Berrocalejo en condiciones rutinarias de funcionamiento . . . . . . . . . . . . . . . 15

3.3. Estudio de la ETAP de Berrocalejo en condiciones modificadas de funcionamiento . . . . . . . . . . . . . 16

4. Análisis de los resultados . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 18

4.1. Parámetros físico-químicos . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 19

4.2. Parámetros radiológicos . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 21

4.3. Fangos generados en la ETAP . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 24

2. SEGUNDA PARTE: PROPUESTA DE MODIFICACIONES EN EL PROCESO DE POTABILIZACIÓN

PARA AGUAS QUE NO SON TRATADAS EN UNA ETAP . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 27

1. Introducción . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 28

2. Selección de las propuestas a ensayar . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 28

3. Condiciones experimentales . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 28

3.1. Ensayos en el laboratorio . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 28

3.2. Ensayos en laboratorio industrial . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 31

4. Análisis de los resultados . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 45

4.1. Ensayos en el laboratorio . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 45

4.2. Ensayos en laboratorio industrial . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 49

3. CONCLUSIONES. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 51

4. REFERENCIAS BIBLIOGRÁFICAS . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 55

5. ANEXO

Características de las arenas de sílice . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 59

Índice de contenidos

63

Implantación de sistemas para la eliminación del contenido radiactivo natural en las aguas de consumo humano

Colección Informes Técnicos

37.2013

Documents

Implantación de sistemas para la eliminación del contenido