Tecnología Del Agua (Junio del 1998)

Policloruro de aluminio en el proceso de potabilizació n de aguas

superficiales

Su com portam iento com o coagulante dentro del ám bito de la quím ica

del aluminio

Por: A. Torra1, F. Valero1 · J. L. Bisbal2, J. F.. Tous2

1 Aigües Ter Llobregar (ATLL). Aribau 197-199. 08021-Barcelona. Tel. 934 145 544

2 Kemira Ibérica. Gran Vía 641, 08010 Barcelona. Tel. 934 123 050

1. Introducción La ETAP del Llobregat en Abrera (Barcelona), de la cual es titular la Empresa Aigües Ter Llobregat (ATLL), potabiliza agua captada directamente del río (1). Ello comporta una serie de problemas debidos a contaminaciones puntuales del agua, asociadas a vertidos urbanos e industriales y al escaso e irregular caudal del Llobregat, típico de su régimen mediterráneo. La línea de tratamiento de la ETAP está constituida por: captación (hasta 3 m3/s), desarenado, pre-cloración (B.P.), coagulación + floculación. decantación (8 decantadores accelator), filtración por arena (8 filtros). filtración por C.A.G. (10 filtros) y post-cloración. Hasta el año 1993, el tratamiento de potabilización conllevaba el empleo como coagulantes de cloruro férrico (FeCl3) y de sulfato de alúmina (Al2(SO4)3), que se alternaban periódicamente. La utilización de FeCl3 en la depuración de aguas potables (2) podía justificarse, en parte, debido a la

histórica baja calidad del agua cruda y a su buen comportamiento como coagulante en situaciones de turbidez alta, originadas en caso de riadas. A partir de 1994, se produce la sustitución progresiva de los coagulantes tradicionales, y en especial del FeCl3 por coagulantes prepolimerizados que, si bien pueden encarecer el proceso, aportan ventajas tanto en la mejora de determinados parámetros analíticos (especialmente en los organolépticos, muy apreciados por el consumidor), como en el aspecto general y mantenimiento de las instalaciones de la ETAP y de su red de distribución. Tras diferentes estudios realizados en jar-test el producto escogido para su empleo provisional en planta fue el polihidroxiclorosulfato de aluminio (PAC) y concretamente el PAX- 10 suministrado por Kemira Ibérica S.A. En el presente trabajo se presentan los resultados obtenidos a lo largo del tratamiento en planta real empleando PAX-l0, y se comparan con los obtenidos con otros coagulantes: FeCl3 y Al2(SO4)3. 2. Coagulantes. Química del aluminio El término coagulación describe la agregación de pequeñas partículas, en su mayoría de tamaño coloidal, presentes en el agua a tratar. Durante años, los coagulantes hidrolizados, tales como el sulfato de alúmina y las sales de hierro, especialmente cloruro férrico, han sido ampliamente utilizados tanto en el tratamiento de aguas potables como residuales. En la década de los 80, sin embargo, se empezaron a desarrollar los denominados coagulantes prepolimerizados de sales metálicas, entre los que cabe destacar el policloruro de aluminio (PAC). y que han supuesto una clara mejora en muchos aspectos del proceso de coagulación. 2.1. Descripción e hidrólisis de los coagulantes Los coagulantes mencionados, en contacto con el agua a tratar, experimentan reacciones de hidrólisis variables. En general, la introducción de una sal metálica en agua provoca la formación de una serie de especies, más o menos compleja, con características propias, y cuyo control será uno de los pasos decisivos en el desarrollo del proceso de coagulación. 2.1.1. Sales de aluminio En la literatura se proponen diferentes modelos para describir la distribución de las especies generadas en las reacciones de sales de Al en soluciones acuosas. Los métodos potenciométricos parecen indicar la presencia de especies solubles monoméricas y poliméricas, así como precipitados (3). En concreto, Baes y Mesmer (4) consideran las siguientes especies:

Monómeros: Al3+, AlOH2+, Al(OH)2+, Al(OH)3 y Al(OH)4-

Polímeros: Al2(OH)24+, Al3(OH)45+, Al13O4(OH)24

7+ (Al13)

Precipitado: Al(OH)3(s).

La detección directa a través de las técnicas de 27Al-RMN y SAXS (Small Angle X-ray Scattering) cuestiona el modelo anterior proponiendo la presencia de monómeros, dímeros, la especie polimérica Al13O4(OH)24

7+ (Al13) y precipitados (5). Finalmente cabe mencionar el método basado en la complejación del reactivo ferrón con las diferentes especies de Al, pudiéndose establecer una clasificación en función de las cinéticas de reacción (6). Se clasifican así dichas especies en tres categorías: Ala (monómeros y oligómeros), Alb (polímeros pequeños, Al6-8, y moderados, A113) y Alc (polímeros superiores y sólidos). Diversos estudios muestran que la especie Al13 es la de mayor eficacia en los procesos de coagulación, por lo que la bondad de un coagulante prepolimerizado se podrá evaluar en función de la proporción de Al13 o Alb que contenga (7). La especie Al13 tiene una estructura constituida por un Al tetrahédrico (AlIV) y 12 octahédricos (AlVI), tal como describen Johansson y Akitt et al (8, 5a) (Fig. 1):

Fig. 1. Estructura esquemática de policatión Al13(Al12

VI(OH)24AlIVO4(H2O)127+).

Al aumentar el pH las partículas deAl13 forman agregados cuyo tamaño y estructura dependen de la carga superficial (9). Para valores de pH de 4-5 la carga de los agregados es elevada y su estructura abierta. El incremento del pH disminuye la carga superficial a la vez que conduce a estructuras mucho más densas (Fig. 2). La eficacia de coagulación del Al13 depende tanto de la carga como de la estructura de los mencionados agregados, obteniéndose mejores resultados en aquellos casos en los que la carga es superior y la estructura menos densa o más abierta.

Fig. 2. Variación de a carga superficial (expresada como ([H+]/nm2) en función del pH ([H+]). El análisis de una disolución acuosa de sulfato de aluminio a través de 27Al-RMN muestra la presencia de un grupo de especies monoméricas (Al3+, AlOH2+, Al(OH)2

+), de simetría octaédrica, y un segundo grupo correspondiente al complejo Al(SO4)+. La dilución del coagulante o el incremento de pH provoca, en el caso del SAL, la transición directa de las especies monoméricas a precipitados (Al(OH)3(s)). Los propios aniones sulfato forman complejos internos con el ion Al que inhiben la formación de especies de transición poliméricas (10). La hidrólisis de los denominados coagulantes prepolimerizados sigue un proceso distinto al anterior. Así, la disolución de un hidrato o sal de aluminio en deficiencia del ácido fuerte, en condiciones de presión y temperatura elevados es el método habitual de fabricación de policloruro de aluminio, constituido por monómeros (Al3+, AlOH2+, Al(OH)2

+), dímeros (Al2(OH)24+,

Al2(OH)x(6-x)+) y por la especie polimérica Al13 (11). La formación de cadenas

poliméricas tiene lugar entre las especies iónicas mononucleares a través de puentes de oxígeno. Se distinguen dos tipos de procesos (Fig. 3):

- Olación: el dímero se forma por la unión de dos acuo-complejos de Al a través de grupos OH-, con el consiguiente desplazamiento de 2 moléculas de agua. La presencia de otros grupos hidroxilo en los monómeros iniciales puede conducir a la posterior formación de cadenas poliméricas.

- Oxolación: a partir de los polímeros formados por olación se produce la eliminación de protones, con la correspondiente acidificación del medio y la aparición de enlaces en los que el oxígeno comparte únicamente ligandos con el Al.

Fig. 3. Reacciones de polimerización de las sales de Al: olación y oxolación. Ambos procesos son reversibles y afectados por la acidez, temperatura del medio, concentración de Al y tiempo en disolución. La fórmula general de los coagulantes de aluminio prepolimerizados es (12):

expresándose su basicidad en función de la relación molar r = OH/Al. La presencia de cloruros y nitratos en el agua durante las reacciones de hidrólisis del Al conduce a la formación de polímeros estables para valores de pH inferiores a 6. La presencia de sulfato parece sin embargo catalizar la formación de precipitados de Al(OH)3(s) a un pH en torno a 4. Los análisis de Parthasarathy y Buffle (7) indican que los hidróxidos de Al (III) poliméricos constituyen el 80% del aluminio total en la solución hidrolizada, siendo la especie dominante Al13O4(OH)24

7+. Bottero y Fiessinger (9) describen la proporción de monómeros, All3 y Al(OH)3(s) en función de la basicidad o relación molar r=OH/AI (Fig. 4). Para valores de r entre 0,5 y 2,3 la suma de los dos primeros es casi del 100%: por encima de 2,3 empiezan a observarse la aparición de precipitados.

Fig. 4. Distribución de las diferentes especies de Al en función de r= (Oh/Al)m. En la Tabla 1 se representan algunas de las diferentes especies mono y polinucleares descritas, así como sus propiedades: Tabla 1

Especies del Al en solución acuosa. Se describe la relación molar r = OH/Al, basicidad (100 · r/3), relación carga/ion y carga/Al

OH/Al Basicidad (%) Carga/ion Carga/Al

Al3+ 0 0 3 3

Al(OH)2+ 1 33 2 2

Al(OH)2+ 2 66 1 1

Al2(OH)24+ 1 33 4 2

Al13O4(OH)247+ 2.46 82 7 0.54

(Al13)n >2.46 >82 <7? <0.54

Al(OH)3 3 100 --- --- 2.1.2 Sales de hierro

La química de los iones férricos no se ha desarrollado en la misma extensión que la del aluminio, dado que la única metodología existente es la determinación de la estructura fina por absorción de rayos X (EXAFS). Se postula de esta manera la presencia de algunos coloides en equilibrio con monómeros (Fe3

+, Fe(OH)2+, Fe(OH)2

+, Fe(OH)4-) (13). En ciertas condiciones

se pueden generar polímeros de pequeño tamaño del tipo Fe2(OH)24+,

Fe3(OH)45+ y Fe4O(OH)4

6+ (14). En un margen de pH entre 4.5 y 8 la especie predominante es Fe(OH)2

+, mientras que el Fe3+ es siempre un componente minoritario en presencia de Fe(OH)3(s). 2.2. Mecanismos de coagulación La mayoría de coloides en agua presentan una carga negativa, contrarrestada por cargas positivas en la fase acuosa. Se genera así una doble capa eléctrica en cada interfase sólido/líquido. Las partículas en solución sufren fuerzas eléctricas de repulsión y fuerzas de atracción de Van der Waals, dando lugar a una barrera potencial que impide su agregación. El proceso de coagulación significa desestabilizar los coloides superando dicha barrera potencial de repulsión. Los mecanismo de coagulación generalmente aceptados son los siguientes (13d, 15):

• Compresión de la doble capa (teoría DLVO).

• Adsorción y neutralización de carga (eliminación de repulsión eléctrica).

• Absorción en un precipitado (coagulación por barrido o arrastre).

• Adsorción en superficie de partículas para generar puentes entre ellas.

Cuando una sal metálica se adiciona sobre un agua a tratar, diversas son las reacciones que pueden producirse: 2.2.1. Acción como coagulante Según Stumm y O'Melia (16) las especies de aluminio (o hierro) pueden desestabilizar coloides y partículas de dos maneras:

• Las especies catiónicas se adsorben en las partículas cargadas negativamente, neutralizando su carga y permitiendo su agregación. También pueden adsorberse en la superficie de las partículas, formando puentes de unión entre ellas.

• Precipitación de Al(OH)3(s) (Fe(OH)3(s)) antes de la neutralización de cargas (situación típica en aguas de baja turbidez). La materia coloidal queda atrapada en el precipitado de hidróxido (eliminación por barrido).

2.2.2. Acción como precipitante Las especies generadas en la hidrólisis pueden así mismo precipitar contaminantes solubles (en el caso de las especies de Al pueden precipitarse fosfatos). La prepolimerización de coagulantes de sales metálicas tiene como objeto favorecer el mecanismo de neutralización/adsorción, frente al de precipitación. En general, una vez dosificado, la concentración de coagulante en agua oscila entre 10-4 y 10-5 M y el pH es de 6-7. En estas condiciones, hidrólisis y adsorción tienen lugar antes de la neutralización de cargas. El orden de reacción dependerá del tipo de reactivo, la composición química y concentración de partículas en agua, la fuerza de agitación, etc. En aguas de baja turbidez y agitación, los coagulantes tradicionales (SAL), formados básicamente por especies del tipo Ala (lo mismo ocurre con las sales férricas, constituidas básicamente por especies monoméricas), experimentan básicamente un proceso de hidrólisis, de manera que la mayoría de monómeros se transforman directamente en precipitados de Al(OH)3 (ó Fe(OH)3) antes de que la adsorción pueda tener lugar. Dichos precipitados chocan y atrapan a las partículas presentes en el agua. En aguas de elevada turbidez y agitación una mayor proporción de monómeros y polímeros menores (Ala) son adsorbidos por las partículas, en un proceso de coagulación por neutralización de cargas. La baja carga de las especies de Al (ó Fe) presentes implican, sin embargo, una baja eficacia de dicho proceso. Por contra, los coagulantes prepolimerizados contienen especies de aluminio ya polimerizadas antes de su adición en agua, de manera que el proceso de precipitación puede minimizarse. La mayor riqueza en especies del tipo Alb, tales como A113 y sus agregados, más resistentes a la hidrólisis y capaces de mantener su estructura y forma durante más tiempo y a valores de pH variables (17), maximiza el proceso de adsorción. Dicha de otra manera, los coagulantes prepolimerizados mantienen una carga superficial positiva hasta valores de pH en torno a 8,5, mientras que el punto isoeléctrico de las especies provenientes de SAL y FeCl3 oscila en torno a 7 y entre 6,5 y 8,5 respectivamente (18). Su mayor carga supone, además, una mayor capacidad de neutralizar partículas negativas. Por otro lado, los agregados de Al13 pueden cubrir la superficie de las partículas y facilitar su unión, a dosis claramente inferiores de coagulante. Cabe citar, finalmente, la mayor capacidad de adsorción de los coagulantes prepolimerizados debida a la mayor superficie específica de los mencionados agregados de Al13 (en torno a 1000 m2/g, dependiendo del pH y de la relación r (19)), en comparación a la de los flóculos de alúmina en agua (200-400 m2/g (20)) y de las especies férricas (100-200 m2/g (21)). 2.3. Comportamiento general PAC vs. coagulantes tradicionales

Son diversas las ventajas descritas para los coagulantes prepolimerizados como el policloruro de aluminio, frente a los tradicionales (22): 2.3.1. Mayor eficacia de purificación En el tratamiento de aguas potables y para dosis de Al equivalentes, el PAC permite alcanzar una menor turbidez residual que el sulfato de aluminio (SAL) (Fig. 5). Se reduce de manera análoga la materia orgánica y con frecuencia el color (23). En aguas residuales el PAC permite una mejor separación de partículas (23c, 24). En aguas blandas el uso de policloruro de aluminio permite una floculación óptima (reducción de turbidez y DQO) para un margen de dosis superior al de las sales básicas metálicas (dosis inferiores a la mínima requerida no permiten la desestabilización de las partículas coloidales, mientras que dosis excesivas provocan su reestabilización (25)). En otras palabras, los coagulantes prepolimerizados son menos sensibles a las variaciones de composición del agua cruda que los coagulantes tradicionales.

Fig. 5. Efecto del grado de polimerización en la reducción de turbidez (25) 2.3.2. Mayor eficacia de separación De manera general se observa una mejora en la separación de flóculos con el uso de PAC frente a coagulantes tradicionales, en lo que se refiere a velocidad de decantación, fíltrabilidad y deshidratación de fangos. Entre los ejemplos

descritos en la literatura cabe citar a Dempsey et al. (23a) y Diamadopoulus y Benedek (24a), que observan una velocidad de sedimentación claramente superior al emplear PAC en comparación con SAL (no aprecian diferencias en el volumen de fangos). Fiessiger (26) observa por su parte una menor resistencia a la filtración del agua de fangos con el uso de PAC, aumentando la capacidad de deshidratación con la basicidad (relación OH/Al) del coagulante. Resultados similares con el consiguiente aumento de producción de agua tratada son descritos por Eikebrokk y Fettig, Parr y Richard et al. entre otros (27). 2.3.3. Superior margen de pH de trabajo Los valores de pH en los que el proceso de coagulación con PAC es efectivo oscila entre 4 y 8 frente al margen óptimo para el SAL de 5.5-7.5, tanto en aguas potables como residuales. A modo de ejemplo, en la Figura 6 se muestran los dominios de estabilidad del ácido fúlvico cuando se produce una coagulación con SAL (a) y PAC (b) (28); las zonas oscuras indican aquellas regiones en que la eliminación del ácido fúlvico tiene lugar por un proceso de coagulación/sedimentación, mientras que las sombreadas la eliminación se produce por un proceso de coagulación y filtración por membrana del sobrenadante.

Fig. 6. Dominio de estabilidad del ácido fúlvico cuando es coagulada con SAL y PAC (27). A mayor basicidad los valores de pH en los que obtiene una correcta floculación son superiores (25). Igualmente, en aguas duras los valores de pH máximo para los que la floculación tiene lugar de forma efectiva son superiores a los correspondientes en aguas blandas (25). Dentel (29) supone que los hidróxidos de aluminio cargados positivamente, insolubles en los valores de pH extremos y que actúan como agentes de desestabilización son independientes de pH (y temperatura) al estar ya preformados. 2.3.4. Menor sensibilidad a bajas temperaturas Todas las fases del proceso de tratamiento fisicoquímico (coagulación, floculación, decantación y filtración) se ven afectadas negativamente a bajas temperaturas. Diferentes autores (30) indican el superior comportamiento del PAC y otros coagulantes prepolimerizados frente a las sales metálicas básicas. 2.3.5 Menor Al residual

El policloruro de aluminio conduce a una concentración de metal (Al) residual menor que los coagulantes tradicionales, a dosis equivalentes (31). Esta reducción es aun mayor al incrementar la basicidad del PAC. De una manera generalizada y sin entrar en casos particulares, se puede afirmar que los coagulantes prepolimerizados tales como el policloruro de aluminio (PAC) ofrecen una serie de ventajas frente a los coagulantes tradicionales como sales férricas o SAL, tanto en el tratamiento de aguas potables como residuales:

• Mayor reducción de turbidez, aguas húmicas y DQO. Mejor separación de flóculos. Ello supone una mayor capacidad de los decantadores, mayores tiempos de lavado de filtros y mayor producción de agua tratada.

• Mayor filtrabilidad en el desgote de fangos.

• Margen de pH y dosis de trabajo superiores.

• Menor sensibilidad a bajas temperaturas.

3. Material y métodos La turbidez fue medida por el método nefelométrico 2130B (32) empleando un turbidímetro Hach 2100A. El color fue valorado mediante el método de comparación visual 2120B (3) con un aparato Lovibond 2000, empleando tubos tipo Nessler de 100ml. Para la determinación del aluminio se empleo un kit colorimétrico comercial, Dr. Lange LCK-301 (620 nm). La Temperatura se determinó mediante el método electrométrico 4500-H+B (3) utilizando una medidor WTW modelo OXI538 y el pH por el método 2550B (3) mediante un aparato Orion modelo 920-A. Los estudios preliminares de floculación se realizaron mediante ensayos de jar-test de acuerdo con los criterios rutinarios establecidos en el control diario de tratamiento, con 6 concentraciones diferentes de coagulante. Los coagulantes empleados fueron FeCl3 (40%), sulfato de aluminio (8,2%) y PAX-10. 4. Resultados y discusión Resulta complejo valorar los resultados obtenidos durante el tratamiento en planta real para diversos periodos de tiempo, especialmente en el caso que se describe en el cual las variaciones de la calidad del agua cruda obligan a realizar cambios en la mecánica del tratamiento, actuando sobre el número y funcionamiento de los decantadores y sobre el caudal del agua tratado. Debe señalarse que los datos aportados, corresponden a valores reales del tratamiento de Planta, y por tanto no siempre se ha dispuesto de la información necesaria para hacer comparaciones metodológicamente óptimas.

En todo caso, se han escogido para el estudio períodos de tiempo concretos en los cuales las condiciones de caudal tratado (800 l/s), estado y número de decantadores empleados (tres) era el mismo, con la finalidad de disminuir el impacto de estas variables en la calidad del agua obtenida tras la decantación. Además para todos los períodos de tiempo comparados, no se han observado d.e.s. (p<0.05) para los factores: temperatura y pH en el agua captada. En todos los casos en los que se ha empleado Al2(SO4)3 o PAX, se ha utilizado como floculante una dosis de 0.01 mg/l de Magnafloc LT-25 (Allied Colloids). El estudio se ha realizado comparando períodos de tiempo para los cuales, dentro de los datos disponibles, la turbidez del agua captada era elevada, desde el punto de vista del tratamiento aplicado, frente a otros períodos en los que se consideraba baja, tratando de valorar el comportamiento de los coagulantes en los dos casos. El empleo de PAX ha sido estudiado especialmente y se aportan los datos de un período de un mes en el que se produjeron dos riadas con cambios bruscos de turbidez en el agua captada. En la Figuras 7a, 7b y 7c se observa el comportamiento de los tres coagulantes en condiciones de turbidez elevada del agua captada. Los datos indicados a continuación corresponden a valores medios y entre paréntesis se indica su rango. Durante el empleo de FeCl3 el valor de turbidez fue 169 UNF (rango 9-620), obteniéndose con una dosis de 23 mg/l (rango 10-40) una turbidez de agua decantada de 2.5 UNF con un valor de Fe residual de 42 mg/l (rango 22-70). Para el tratamiento con Al2(SO4)3 el valor de turbidez del agua cruda fue 132 UNF (rango 16-850), y empleándose una dosis variable de 50 mg/l (rango 20-200) del producto se redujo a valores de 2.6 UNF con un Al residual de 160 µmg/l (rango 60-229). Respecto al empleo de PAX con aguas con una turbidez de 54 UNF (rango 6-178), dosis de coagulante de 55 mg/l (rango 20-90) redujeron la turbidez del agua decantada hasta un valor de 1.6 UNF, obteniéndose unos valores de Al residual de 80 µmg/1 (rango 50-130).

Fig. 7. Comparación de los diferentes coagulantes en condiciones de turbidez elevada. En la Figuras 8a, 8b y 8c se observa el comportamiento de los tres coagulantes en condiciones de turbidez del agua captada baja. Los datos indicados a continuación corresponden a valores medios y entre paréntesis se indica su rango. Respecto al empleo de FeCl3 con aguas con una turbidez de 24 UNF (rango 9-43), dosis de coagulante de 15 mg/l (rango 10-20) redujeron la turbidez del agua decantada hasta unos valores de 1.5 UNF, obteniéndose unos valores de Fe residual de 26 µmg/l (rango 12-46). Para el tratamiento con Al(SO4)3 los valores de turbidez del agua cruda eran 22 UNF (rango 15-36), y empleándose una dosis variable de 43 mg/l (rango 30-60) del producto se redujo a valores de 1.3 UNF con un Al residual de 120 mg/l (rango 75-192). Durante el empleo de PAX los valores de turbidez fueron 6 UNF (rango 2-15), obteniéndose con unas dosis de 29 mg/l (rango 15-40) una turbidez de agua decantada de 1.1 UNF con unos valores de Al residual de 103 µmg/l (rango 60-140).

Fig 8. Comparación de los diferentes coagulantes en condiciones de turbidez baja En ambos casos, podemos observar el buen comportamiento del PAX para un rango de turbidez del agua cruda muy amplio, obteniéndose unos bajos valores de turbidez de agua decantada y de aluminio residual. Si bien el perfil de los gráficos es muy semejante para los tres coagulantes, observándose la relación directa existente entre el aumento de turbidez del agua captada, la dosis de coagulante y el nivel de Fe o Al residual, debe valorarse positivamente el rango de trabajo efectivo para el empleo del PAX, y los resultados obtenidos tanto para el Al residual como para los parámetros color y turbidez del agua decantada. El buen comportamiento del PAX en condiciones reales, se observa con claridad en la Figura 9, que muestra su efecto en el tratamiento a lo largo de un mes durante el cual se produjeron varias riadas consecutivas (turbidez variable, media 256 UNF, rango entre 17 y 1360 UNF). Los resultados globales indican el efecto positivo del coagulante, y, teniendo en cuenta las condiciones, el bajo valor del aluminio residual obtenido (media 77 µmg/l, rango 60-140). Estos datos no son comparables a los de las Figuras 7 y 8, dado que en este caso se tuvieron que modificar las condiciones de funcionamiento de la ETAP, de acuerdo con las necesidades del tratamiento, actuándose principalmente sobre el caudal tratado, el número de decantadores y la purga de sus fangos; sin embargo sí sirven para comprobar que en condiciones reales de funcionamiento de la ETAP, el tratamiento con PAX puede conseguir unos resultados óptimos en condiciones de alta inestabilidad.

Fig 9. Riada. Coagulante: PAX-10 5. Conclusiones Se ha comentado anteriormente la dificultad que entraña las comparaciones en planta real, dado que, aunque se han seleccionado para el trabajo aquellos períodos en los que globalmente el estado de la ETAP y las condiciones de pH y T eran parecidas, no es fácil homogeneizar el funcionamiento mecánico de los decantadores a lo largo de varios días. A pesar de ello, los resultados presentados indican que el PAX. es un coagulante capaz de ser empleado en el tratamiento de un agua superficial muy heterogénea y que es capaz de responder a cambios bruscos de turbidez (como los ocasionados por riadas) con eficacia, consiguiéndose una disminución de la turbidez del agua similar a la obtenida con los otros coagulantes clásicos empleados en el estudio. Si se tiene en cuenta que el FeCl3, aportaba ventajas por su buena respuesta en caso de riadas, se observa aquí que el empleo del PAX puede sustituirlo perfectamente. con un efecto secundario ligado a la concentración de aluminio residual aceptable en todo momento y dentro de la normativa, y aportando como ventaja la mejora de los caracteres organolépticos. contribuyendo a la mejora del aspecto general de la Planta y evitando los problemas de mantenimiento en la red de distribución hoados a las sales de Fe. 6. Bibliografía (1) Valero F. Explotación de la ETAP de Abrera (Barcelona). Evolución. estado actual y planes de futuro. Tecnología del Agua. 148: 174-181 (1996). (2) Dewisme E.. Azanza E, Del Río J. El cloruro férrico: alternativa o complemento en el tratamiento del agua potable. Tecnología del Agua. 25: 79:90 (1986). (3) (a) Stol R.J., Helden A.K., de Bruyn P.L.. J. Colloid Interface, 1976, 57, 115. (b) Letterman R.D., Asolekar S.R.. Water Research, 1990, 24, 941. (4) Baes C.F.. Mesmer R.E., The Hydrolysis of Cations. John Wiley & Sons, New York. 1976. (5) (a) Akitt J.W., Greenwood N. N.. Khandelwal B.L., Lester G.D., J. Chem. Soc. Dalton Trans., 1972. 604-610. (b) Bottero J. Y., Cases J. M.. Fiessinger F., Poirier J. E.. J. Phys. Chem., 1980, 84, 2933. (c) Bottero J. Y.. Axelos M., Tchoubar D. et al., J. Colloid lnterface Sci., 1987,117,47.