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Kerry J. Howe • David W. Hand • John C. Crittenden R. Rhodes Trussell • George Tchobanoglous agua Principios de tratamiento del

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Kerry J. Howe • David W. Hand • John C. CrittendenR. Rhodes Trussell • George Tchobanoglous

aguaPrincipiosde tratamiento del

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Principios de tratamiento del agua

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Principios de tratamiento del aguaDr. Kerry J. Howe, P.E., BCEE

Profesor adjunto de ingeniería civil

University of New Mexico

Dr. David W. Hand, BCEEM

Profesor de ingeniería civil y ambiental

Michigan Technological University

Dr. John C. Crittenden, P.E., BCEE, NAE

Profesor titular de la cátedra Hightower y Académico eminente de

Georgia Research Alliance

Director del Brook Byers Institute for Sustainable Systems

Georgia Institute of Technology

Dr. R. Rhodes Trussell, P.E., BCEE, NAE

Director

Trussell Technologies, Inc.

Dr. George Tchobanoglous, P.E., NAE

Profesor emérito de ingeniería civil y ambiental

University of California at Davis

Australia • Brasil • Corea • España • Estados Unidos • Japón • México • Reino Unido • Singapur

®

Traducción

Lorena Peralta Rosales

Traductora profesional

Revisión técnica

María Antonina Galván Fernández

Departamento de Ingeniería de Procesos e Hidráulica

División de Ciencias Básicas e Ingeniería

Universidad Autónoma Metropolitana

Unidad Iztapalapa

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© D.R. 2017 por Cengage Learning Editores, S.A. deC.V., una Compañía de Cengage Learning, Inc.Corporativo Santa FeAv. Santa Fe núm. 505, piso 12Col. Cruz Manca, Santa FeC.P. 05349, México, D.F.Cengage Learning® es una marca registradausada bajo permiso.DERECHOS RESERVADOS. Ninguna parte deeste trabajo amparado por la Ley Federal delDerecho de Autor, podrá ser reproducida,transmitida, almacenada o utilizada encualquier forma o por cualquier medio, ya seagráfi co, electrónico o mecánico, incluyendo,pero sin limitarse a lo siguiente: fotocopiado,reproducción, escaneo, digitalización,grabación en audio, distribución en Internet,distribución en redes de información oalmacenamiento y recopilación en sistemasde información a excepción de lo permitidoen el Capítulo III, Artículo 27 de la Ley Federaldel Derecho de Autor, sin el consentimientopor escrito de la Editorial.

Traducido del libroPrinciples of Water TreatmentKerry J. Howe, David W. Hand, John C. CrittendenR. Rhodes Trussell, George Tchobanoglous

Publicado en inglés por John Wiley & Sons, Inc. ©2012ISBN: 978-0-470-40538-3

Datos para catalogación bibliográfi ca:Howe, Kerry J., Hand, David W., Crittenden, John C.Trussell, R. Rhodes, Tchobanoglous, George Principios de tratamiento de aguas

ISBN: 978-607-522-868-6

Visite nuestro sitio web en:http://latinoamerica.cengage.com

Principios de tratamiento del aguaKerry J. Howe, David W. Hand, John C. Crittenden, R. Rhodes Trussell, George Tchobanoglous

Presidente de Cengage LearningLatinoamérica:Fernando Valenzuela Migoya

Director Editorial para Latinoamérica:Ricardo H. Rodríguez

Gerente de Adquisiciones para Latinoamé-rica:Claudia C. Garay Castro

Gerente de Manufactura para Latinoamé-rica:Antonio Mateos Martínez

Gerente Editorial de Contenidos en Espa-ñol:Pilar Hernández Santamarina

Gerente de Proyectos Especiales:Luciana Rabuff etti

Coordinador de Manufactura:Rafael Pérez González

Editor:Javier Reyes Martínez

Diseño de portada:Mariana Sierra Vázquez

Imagen de portada:©Shutterstock

Composición tipográfi ca:Rogelio Raymundo Reyna Reynoso

®

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v

Prefacio

Sin agua, la vida no existiría. Por lo tanto, asegurar un suministro sufi ciente de agua dulce limpia es esencial para la salud de la humanidad y el funciona-miento de la sociedad moderna. El agua también es conocida como el solven-te universal: es capaz de disolver una gran cantidad de compuestos químicos naturales y sintéticos. La población creciente y la contaminación del agua con desechos municipales, agrícolas e industriales han provocado el deterioro de la calidad del agua, y casi todas las fuentes requieren alguna forma de tratamiento para poder usarse como agua potable. Este libro tiene la fi nalidad de propor-cionar una introducción al campo del tratamiento del agua y los procesos que se usan para poder beberla sin riesgo.

Los autores han colaborado en otras dos obras interrelacionadas. El libro MWH’s Water Treatment: Principles and Design, 3ª ed. (Crittenden et al., 2012), dio origen a una parte considerable del material de este. La atención del presente se centra en los principios del tratamiento del agua y es adecuado como texto para cursos de licenciatura y posgrado. El otro libro es una edición amplia, casi del triple de extensión de este, que presenta una cobertura más completa del campo del tratamiento del agua potable, y es ideal como texto y consulta para los graduados que ya ejercen su profesión. Los capítulos sobre procesos unita-rios de MWH’s Water Treatment: Principles and Design contienen un análisis minucioso de los principios de los procesos de tratamiento, así como material detallado sobre su diseño. Además, MWH’s Water Treatment: Principles and Design contiene capítulos extensos sobre la calidad física, química y microbio-lógica del agua, eliminación de contaminantes seleccionados, corrosión inter-na de los conductos de agua y estudios de casos que no se incluyen en este libro. Se les recomienda a los lectores que usen este libro en una clase de tratamiento del agua y piensen dedicar su carrera al diseño de plantas de tratamiento, que consulten dicho libro en temas que quedaron fueran del alcance de este libro.

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vi

Acerca de los autores

Kerry J. Howe es profesor adjunto del Departamento de Ingeniería Civil de la University of New Mexico. Su carrera profesional en tratamiento de aguas abar-ca tanto su trabajo académico como de consultoría. Obtuvo el título de licen-ciado en ingeniería civil y ambiental por la University of Wisconsin-Madison, el grado de maestría en ingeniería de salud ambiental por la University of Texas at Austin, y su título de doctor en ingeniería por la University of Illinois at Urbana-Champaign. Después de una temporada en la que trabajó en CH2M-Hill, cola-boró más de diez años en MWH, Inc., donde participó en la planeación, diseño y construcción de plantas de tratamiento de agua potable y aguas residuales de hasta 380 ML/d (100 mgd) de capacidad. Tiene experiencia en el tratamiento convencional de aguas superfi ciales y otras tecnologías, como tratamiento por membranas, ozonifi cación y aireación en torres rellenas. En la University of New Mexico, su enseñanza e investigación se centran en procesos de membra-nas y desalinización, procesos de tratamiento fi sicoquímico, calidad del agua, sustentabilidad y diseño de ingeniería. El doctor Howe es ingeniero profesional registrado en Wisconsin y New Mexico, e ingeniero ambiental certifi cado en su especialidad por la American Academy of Environmental Engineers.

David W. Hand es profesor de ingeniería civil y ambiental de Michigan Te-chnological University. Obtuvo su título de ingeniería en la Michigan Techno-logical University, su título de maestría en ingeniería civil en Michigan Tech-nological University y el doctorado en ingeniería en Michigan Technological University. Su enseñanza e investigación se centran en la ingeniería de trata-miento de agua y aguas residuales, con énfasis en los procesos fi sicoquímicos de tratamiento. Es autor y coautor de más de 130 publicaciones técnicas, entre las que fi guran seis libros, dos patentes y ocho programas de cómputo con de-rechos de autor. Recibió la medalla Rudolf Hering de la ASCE, un premio por docencia y publicaciones sobresalientes de la Association of Environmental En-gineering and Science Professors, y un premio de publicación de la American Water Works Association. Es miembro certifi cado en la especialidad de ingenie-ría ambiental de la American Academy of Environmental Engineers.

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Acerca de los autores vii

John C. Crittenden es profesor de la Escuela de Ingeniería Civil y Ambiental del Georgia Institute of Technology y director del Brook Byers Institute for Sus-tainable Systems. En este puesto dirige la creación de una iniciativa integrada en Sistemas urbanos sustentables. Fue nombrado Académico eminente en siste-mas sustentables por la Georgia Research Alliance (GRA) y ocupa la titularidad de la cátedra Hightower de Tecnologías sustentables. Es un experto consumado en sustentabilidad, prevención de la contaminación, procesos fi sicoquímicos de tratamiento, nanotecnología, tratamiento de aire y agua, transferencia de ma-sas, métodos numéricos y modelado de procesos de tratamiento de aire, aguas residuales y agua. Ha recibido múltiples premios por su investigación en el tra-tamiento y eliminación de materiales peligrosos del agua potable y los mantos freáticos. Tiene cuatro productos de software con derechos de autor y tres pa-tentes en las áreas de prevención de la contaminación, procesos de separación, intercambio de iones, oxidación avanzada/catálisis, adsorción y transporte de aguas freáticas. El Comité de Celebración del Centenario del American Ins-titute of Chemical Engineers (AIChE) lo nombró uno de los cien ingenieros químicos más destacados de la era moderna en su 100º reunión anual en 2008. Es miembro de la National Academy of Engineering.

Rhodes Trussell es ingeniero civil y especialista en corrosión registrado en el estado de California, y tiene 40 años de experiencia en el tratamiento de aguas. Obtuvo su licenciatura, maestría y doctorado en ingeniería ambiental en la University of California en Berkeley. Fundó Trussell Technologies, Inc., una fi rma de consultoría especializada en la aplicación de la ciencia a la ingeniería, después de trabajar durante 33 años en MWH, Inc. Es autor de más de 200 publicaciones, incluidos varios capítulos de las tres ediciones de MWH’s Water Treatment: Principles and Design. El doctor Trussell ha sido presidente del Com-mittee on Drinking Water del Science Advisory Board de la EPA, es integrante del Membership Committee de la National Academy of Engineering, y presi-dente del Water Science and Technology Board for the National Academies. En la International Water Association es miembro del Scientifi c and Technical Council, el consejo editorial y el Program Committee. En 2010 recibió el pres-tigioso premio A. P. Black, que otorga la American Water Works Association.

George Tchobanoglous es profesor emérito de ingeniería ambiental del De-partamento de Ingeniería Civil y Ambiental de la University of California en Davis. Obtuvo el título de ingeniería civil en la University of the Pacifi c y el de maestría en ingeniería sanitaria en la University of California at Berkeley; rea-lizó sus estudios de doctorado en ingeniería ambiental en Stanford University. Sus principales intereses de investigación se centran en las áreas de tratamien-to y fi ltración de aguas residuales, desinfección por rayos UV, recuperación y reúso de aguas residuales, gestión de residuos sólidos y manejo de aguas resi-duales en sistemas pequeños. Es autor y coautor de más de 500 publicaciones técnicas, entre ellas 22 libros y 8 obras de consulta. El profesor Tchobanoglous trabaja a nivel nacional e internacional como consultor, tanto de organismos gubernamentales como de empresas privadas. Es miembro activo de numerosas sociedades profesionales y fue presidente de la Association of Environmental Engineering and Science Professors. Es ingeniero civil registrado en California y miembro de la National Academy of Engineering.

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Agradecimientos

Los autores manifi estan su agradecimiento a las personas que colaboraron en la preparación de este libro y en especial al doctor Harold Leverenz de la Uni-versity of California at Davis, que adaptó la mayoría de las fi guras después de prepararlas para el libro MWH’s Water Treatment: Principles and Design, 3ª ed. Las fi guras de varios capítulos fueron preparadas por James Howe de Rice Uni-versity. Daniel Birdsell y Lana Mitchell de la University of New Mexico revisaron y verifi caron los capítulos, incluidos los números de las fi guras, tablas y ecuacio-nes, las operaciones matemáticas en los problemas de ejemplo y las referencias al fi nal de los capítulos. Lana Mitchell también ayudó a preparar el manual de soluciones de los problemas de tarea. La doctora Sangam Tiwari de Trussell Te-chnologies colaboró en la redacción del capítulo 2, el doctor Daisuke Minakata del Georgia Tech colaboró en la redacción de los capítulos 10 y 12, y el doctor Zhongming Lu del Georgia Tech en la del capítulo 10.

Varios capítulos fueron revisados por revisores externos y sus comentarios ayudaron a mejorar la calidad de la obra. Estos revisores incluyen a:

Elaine W. Howe, Trussell Technologies Inc.

Dr. Jaehong Kim, Georgia Institute of Technology

Dr. David A. Ladner, Clemson University

Dra. Qilin Li, Rice University

Dr. Edward D. Schroeder, University of California-Davis

Dr. John E. Tobiason, University of Massachusetts-Amherst

Kerry J. HoweDavid W. HandJohn C. CrittendenR. Rhodes TrussellGeorge Tchobanoglous

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Contenido

Prefacio vAgradecimientos viii

1Introducción 11-1 Importancia de los principios 21-2 Importancia de la sustentabilidad 4Referencias 4

2Calidad del agua y salud pública 52-1 Relación entre calidad del agua y salud pública 52-2 Suministro de agua a los sistemas urbanos de agua potable 92-3 Regulación del tratamiento del agua en Estados Unidos 172-4 Tendencias y desafíos en el tratamiento potabilizador del agua 212-5 Resumen y guía de estudio 23Referencias 24

3Selección del proceso 253-1 Selección del proceso en función de las propiedades

de los contaminantes 263-2 Otras consideraciones en la selección del proceso 303-3 Consideraciones relacionadas con el consumo de energía

y la sustentabilidad 343-4 Diseño y selección de trenes de proceso 393-5 Resumen y guía de estudio 42Problemas de tarea 43Referencias 45

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x Contenido

4Principios fundamentales de ingeniería ambiental 474-1 Unidades de expresión de concentraciones químicas 484-2 Equilibrio químico 514-3 Cinética química 604-4 Reacciones que se utilizan en el tratamiento del agua 634-5 Análisis del balance de masa 664-6 Introducción a los reactores y a su análisis 734-7 Reacciones en reactores de cargas 774-8 Características hidráulicas de los reactores de fl ujo ideal 804-9 Reacciones en reactores de fl ujo ideal 844-10 Medición de las características hidráulicas de los reactores

de fl ujo con pruebas de trazadores 884-11 Descripción del desempeño hidráulico de los reactores

de fl ujo real 954-12 Reacciones en los reactores de fl ujo real 1014-13 Introducción a la transferencia de masa 1034-14 Difusión molecular 1044-15 Coefi cientes de difusión 1064-16 Modelos y correlaciones de la transferencia de masa

en una interfase 1154-17 Evaluación del gradiente de concentración con diagramas

operativos 1264-18 Resumen y guía de estudio 131Problemas de tarea 133Referencias 138

5Coagulación y floculación 1395-1 Función de la coagulación y la fl oculación en el tratamiento

del agua 1405-2 Estabilidad de las partículas en el agua 1425-3 Principios de la coagulación 1495-4 Práctica de la coagulación 1505-5 Principios del mezclado para coagulación y fl oculación 1625-6 Práctica del mezclado rápido 1635-7 Principios de la fl oculación 1655-8 Práctica de la fl oculación 1705-9 Consideraciones sobre energía y sustentabilidad 1865-10 Resumen y guía de estudio 187Problemas de tarea 188Referencias 190

6Sedimentación 1936-1 Principios para la sedimentación de partículas

discretas (tipo I) 196

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Contenido xi

6-2 Sedimentación de partículas discretas en tanques de sedimentación rectangulares 201

6-3 Principios para la sedimentación de fl oculante (tipo II) 2056-4 Principios de la sedimentación en fl uidos densos (tipo III) 2066-5 Diseño de tanques convencionales de sedimentación 2116-6 Procesos alternos de sedimentación 2206-7 Factores físicos que afectan la sedimentación 2286-8 Consideraciones sobre energía y sustentabilidad 2306-9 Resumen y guía de estudio 231Problemas de tarea 232Referencias 234

7Filtrado granular rápido 2357-1 Descripción física de un fi ltro granular rápido 2367-2 Descripción del proceso de fi ltrado rápido 2427-3 Captación de partículas en el fi ltro granular 2467-4 Pérdida de carga a través de un lecho fi ltrante de poro despejado 2557-5 Modelación del desempeño y optimización 2587-6 Hidráulica de retrolavado 2667-7 Consideraciones sobre energía y sustentabilidad 2737-8 Resumen y guía de estudio 274Problemas de tarea 275Referencias 278

8Filtrado a través de membranas 2818-1 Clasifi cación de los procesos por membranas 2828-2 Comparación con el fi ltrado granular rápido 2848-3 Características principales del equipo de fi ltrado por membranas 2868-4 Descripción del proceso de fi ltrado por membranas 2968-5 Captura de partículas en el fi ltrado por membranas 3018-6 Hidráulica del fl ujo a través de fi ltros de membrana 3058-7 Colmatación de las membranas 3098-8 Determinación del número de deslizadores de membranas 3168-9 Consideraciones sobre energía y sustentabilidad 3198-10 Resumen y guía de estudio 321Problemas de tarea 322Referencias 325

9Ósmosis inversa 3279-1 Características principales de una planta de ósmosis inversa 3299-2 Presión osmótica y ósmosis inversa 3359-3 Transferencia de masa de agua y solutos a través de

membranas OI 3399-4 Desempeño en función de la temperatura y la presión 3439-5 Ionización de la concentración 348

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xii Contenido

9-6 Colmatación y formación de incrustaciones 3539-7 Selección de elementos y diseño del módulo de membrana 3599-8 Consideraciones sobre energía y sustentabilidad 3619-9 Resumen y guía de estudio 364Problemas de tarea 365Referencias 368

10Adsorción e intercambio iónico 36910-1 Introducción al proceso de adsorción 37010-2 Equilibrio de adsorción 37710-3 Cinética de la adsorción 38210-4 Introducción al proceso de intercambio iónico 38610-5 Equilibrio del intercambio iónico 39510-6 Cinética del intercambio iónico 39910-7 Difusores de lecho fi jo 40010-8 Reactores de sistema en suspensión 42310-9 Consideraciones sobre energía y sustentabilidad 42910-10 Resumen y guía de estudio 430Problemas de tarea 431Referencias 435

11Separación por aire y aireación 43711-1 Tipos de difusores de separación por aire y aireación 43811-2 Equilibrio gas-líquido 44311-3 Fundamentos de la separación por aire en columnas

de saturación 44911-4 Diseño y análisis de la separación por aire en

columnas de saturación 45911-5 Consideraciones sobre energía y sustentabilidad 47111-6 Resumen y guía de estudio 472Problemas de tarea 473Referencias 475

12Oxidación avanzada 47712-1 Introducción a la oxidación avanzada 47912-2 Ozonifi cación como proceso de oxidación avanzada 48612-3 Proceso de peróxido de hidrógeno/ozono 49412-4 Proceso de peróxido de hidrógeno/luz UV 50512-5 Consideraciones sobre energía y sustentabilidad 51812-6 Resumen y guía de estudio 519Problemas de tarea 520Referencias 522

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Contenido xiii

13Desinfección 52513-1 Agentes y sistemas de desinfección 52613-2 Desinfección con cloro libre y combinado 53213-3 Desinfección con dióxido de cloro 53813-4 Desinfección con ozono 53813-5 Desinfección con luz ultravioleta 54313-6 Cinética de la desinfección 55513-7 Cinética de la desinfección en reactores de fl ujo reales 56513-8 Diseño de difusores de desinfección con baja dispersión 56713-9 Subproductos de la desinfección 57213-10 Carga residual de seguridad 57513-11 Consideraciones sobre energía y sustentabilidad 57613-12 Resumen y guía de estudio 578Problemas de tarea 579Referencias 581

14Manejo de residuos 58514-1 Defi nición del problema 58614-2 Propiedades físicas, químicas y biológicas de los residuos 59114-3 Lodos de la coagulación con alumbre y hierro 59514-4 Residuos líquidos de fi ltros en medios granulares 59914-5 Manejo de caudales residuales 60114-6 Manejo de lodos residuales 60414-7 Reúso y disposición fi nal de residuos endurecidos 61414-8 Resumen y guía de estudio 616Problemas de tarea 617Referencias 618

Apéndice A Factores de conversión 621

Apéndice B Propiedades físicas de gases seleccionados y composición del aire 627B-1 Densidad del aire a otras temperaturas 629B-2 Variación en la presión atmosférica con la elevación 629

Apéndice C Propiedades físicas del agua 631

Apéndice D Tabla periódica 633

Apéndice E Recursos electrónicos disponibles en inglés en el sitio web del libro 635

Índice 637

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3-1 Process Selection 25

25

Los capítulos 5 a 13 del libro presentan los procesos de separación individual de uso generalizado en la potabilización de aguas de uso doméstico. Cada pro-ceso es efi caz para ciertos contaminantes, pero no para otros. Algunos de ellos pueden tratarse mediante diferentes procesos. Un tema importante para el in-geniero de tratamiento de aguas es cómo elegir los procesos que debe aplicar en una situación determinada. Este capítulo gira en torno a los principios que se emplean para responder a esa cuestión.

En la ingeniería ambiental y la literatura sobre ingeniería química, los pro-cesos que atienden a un solo contaminante se conocen como proceso unitario. Las plantas de tratamiento de agua rara vez aplican este tipo de enfoque en su operación; al contrario, suelen aplicar una serie de procesos combinados y/o concatenados, conocidos como tren de tratamiento. Es posible que se requiera usar varios de ellos para tratar cada contaminante, sobre todo porque algunos procesos son efi caces sólo cuando se utilizan en conjunto con otros; es decir, dos procesos independientes pueden resultar inútiles para eliminar un com-puesto, pero juntos pueden ser efi caces si el primero de ellos precondiciona al compuesto, de manera que el segundo pueda eliminarlo. En la fi gura 3-1

Selección del proceso3

3-1 Selección del proceso en función de las propiedades de los contaminantes 263-2 Otras consideraciones en la selección del proceso 303-3 Consideraciones relacionadas con el consumo de energía y la sustentabilidad 343-4 Diseño y selección de trenes de proceso 393-5 Resumen y guía de estudio 42Problemas de tarea 43Referencias 45

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26 3 Selección del proceso

se muestra un tren de tratamiento específi co para una planta convencional de tratamiento de aguas superfi ciales.

El tema central para la selección del proceso —la relación entre las propie-dades de los contaminantes y la capacidad de los procesos de removerlos— es el primer tema de este capítulo. Las siguientes dos secciones abordan los aspectos periféricos que deben considerarse para seleccionar el proceso, como costos, confi abilidad y consumo de energía. La última sección describe el proceso de diseño y los pasos de implementación para la selección del tren de procesos.

Drenado delodos para

deshidratación

Sedimen-taciónAfluente de

agua superficial

Efluente haciael sistema dedistribución

Filtracióngranular

Tanqueclarificador

Filtrado de aguade rechazo (residuo)

Rejilla

Coagulante

Oxidante/desinfectante

Controlde pH

DesinfectanteAuxiliar de filtrado(polímero)

Floculación

Filtrado de aguade rechazo (residuo)para reincorporaciónal sistema

Mezcladoinstan-táneo

Cribado

Figura 3-1Tren típico de tratamiento de una planta de tratamiento de aguas superficiales.

3-1 Selección del proceso en función de las propiedades de los contaminantes

El suministro de agua para una planta de tratamiento puede contener una am-plia variedad de contaminantes del agua potable. En la sección 2-2 se describen los contaminantes permitidos, sus fuentes y diferencias generales entre agua subterránea y superfi cial. Los contaminantes específi cos del agua, sus concen-traciones relativas y otros parámetros de calidad que afectan el tratamiento de-penden en gran medida de las condiciones locales de la actividad humana, climática y la geología. Por lo tanto, los procesos de la planta de tratamiento deben diseñarse a la medida de cada situación específi ca.

Para eliminar un contaminante del agua se deben explotar las diferencias entre ese contaminante y el agua; es decir, si cada propiedad física, química y biológica de un contaminante fuera idéntica a las de las moléculas del agua, la remoción sería imposible. Sin embargo, si algunas propiedades son diferentes y un proceso está en condiciones de aprovechar esa diferencia, es posible eli-minarlo. Las propiedades principales de interés son el diámetro de partículas, la densidad, la carga, la solubilidad, la volatilidad, la polaridad, la capacidad de atracción-repulsión entre el agua y el contaminante, el punto de ebullición, la capacidad de intercambio catiónico y la biodegradabilidad.

Algunas clases de compuestos tienden a tener propiedades fi sicoquímicas similares (las propiedades colectivas físicas y químicas de una sustancia). Por ejemplo, con frecuencia los contaminantes inorgánicos (no siempre) son no volátiles, no biodegradables y tienen carga. La tabla 3-1 indica las características

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3-1 Selección del proceso en función de las propiedades de los contaminantes 27

Tabl

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alto

No

No

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28 3 Selección del proceso

generales de las propiedades de los diferentes contaminantes presentes en el agua. Esta tabla es el punto de partida para decidir cuáles procesos pueden ser adecuados para eliminar un contaminante determinado. El siguiente paso se-ría una investigación más detallada de las propiedades de los contaminantes específi cos que contiene la fuente de agua de interés.

El segundo elemento esencial para realizar la selección correcta es la capaci-dad del proceso unitario para aprovechar las diferencias entre las propiedades de los contaminantes. Cada proceso unitario depende de una o más propiedades clave. Por ejemplo, la separación por aire depende de las diferencias de vola-tilidad entre el contaminante y el agua. Cuanto más volátil es el químico, más fácil es eliminarlo. Las propiedades que aprovecha cada proceso unitario y que se exponen en este libro, se presentan en la tabla 3-2. Si se comparan las tablas 3-1 y 3-2 se pueden observar los procesos que podrían ser los más adecuados por tipo de contaminante. La separación por aire y la adsorción son los proce-sos más comunes para remover contaminantes orgánicos, aunque la ósmosis inversa y la oxidación avanzada también pueden ser efi caces. La fi ltración por sistemas granulares o por membranas, en ocasiones precedida por coagulación, fl oculación y sedimentación, son los mejores procesos para eliminar partículas y microorganismos. Entre los procesos más comunes para eliminar contami-nantes inorgánicos se pueden mencionar la coagulación, seguida por fi ltración (los contaminantes se coprecipitan y adsorben en partículas más grandes des-pués de la adición de un químico), la oxidación seguida de fi ltración (la solu-bilidad decae con un cambio en el estado de oxidación), el suavizado de agua dura (la absorción en alúmina activada, el contaminante se precipita y se unen las moléculas a la cal adicionada) y ósmosis inversa. Sólo puede elegirse un pro-ceso cuando se han comprendido las propiedades de los contaminantes y los principios de los procesos unitarios.

Las propiedades que se muestran en la tabla 3-1 son lineamientos genera-les; hay químicos específi cos que pueden tener diferentes propiedades. Por ejemplo, el amoniaco y el sílice, ambos químicos inorgánicos, son volátiles y sin carga, respectivamente, y en condiciones de pH ambiental sus propiedades

Tabla 3-2Propiedades aprovechadas por los procesos unitarios y los contaminantes del agua en los que se utilizan por lo general.

Proceso Capítulo Propiedades aprovechadas

Contaminantes objetivo más comunes

AdsorciónSeparación por aireDesinfecciónFiltración granularIntercambio iónicoFiltración por membranaOxidaciónPrecipitaciónÓsmosis inversaSedimentación

101113 710 812 5 9 6

Polaridad, hidrofobicidadVolatilidadCapacidad de intercambio catiónicoElectronegatividadCargaTamañoReactividad químicaSolubilidadTamaño, carga, polaridadDensidad, tamaño

Orgánicos disueltosOrgánicos disueltosMicroorganismosPartículasInorgánicos disueltosPartículasOrgánicos e inorgánicos disueltosInorgánicos disueltosInorgánicos disueltosPartículas

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3-1 Selección del proceso en función de las propiedades de los contaminantes 29

H2AsO3−

HAsO32−

sO33−A

0

0.2

0.4

0.6

0.8

1.0

0 2 4 6 8 10 12 14

Fra

cció

n de

mol

écul

aspr

esen

tes

de a

rsen

ito [A

s(III

)]

pH

0

0.2

0.4

0.6

0.8

1.0

0 2 4 6 8 10 12 14

Fra

cció

n de

mol

écul

aspr

esen

tes

de a

rsen

ato

[As(

V)]

pH

H3AsO4 H2AsO4− HAsO4

2− sO43−AH3AsO3

a) b)

dependen de la especiación del químico, la cual a su vez depende de la com-posición química de la solución. Por ejemplo, por lo general el arsénico se encuentra en el agua en los estados de oxidación III (arsenito) o V (arsenato). El arsénico no se encuentra como iones As3� o As5� sino que forma ácidos tripróticos débiles en el agua; As(III) forma H3AsO3 y As(V) forma H3AsO4. Como son ácidos débiles, las moléculas de arsénico se disocian para formar mo-léculas cargadas. Estos subproductos del arsénico se forman en función del pH y el estado de oxidación se presentan en la fi gura 3-2. Como se muestra en ella, el H3AsO3 neutro es la molécula predominante de arsenito para un sistema con un pH por debajo de 9.2 y negativamente cargado H2ASO3

� es predominante entre valores de pH de 9.2 y 12.1 en el caso de las moléculas de arseniatos, H2AsO4

� es la especie predominante entre los valores de pH de 2.2 y 6.8, y HASO4

2� es predominante entre valores de pH de 6.8 y 11.6. La remoción de los inorgánicos cargados tiende a ser más fácil que la de los neutros. Por lo tanto, la supresión del arsénico podría implicar la adición de un oxidante para convertir el As(III) en As(V), seguido por la adición de un ácido o base para cambiar el pH y convertir el arsénico en la especie deseada, seguida por un proceso de separación que aproveche la carga como mecanismo de remoción. En realidad, el intercambio de iones, que depende de la carga, es un proceso que se utiliza para eliminar el arsénico del agua.

El mensaje general es que la efi cacia de diferentes procesos unitarios para eliminar contaminantes específi cos se basa en principios científi cos sólidos. Si se comprenden bien las propiedades, debe ser posible predecir la efi cacia de un proceso para eliminar cualquier contaminante. Cuando el desempeño del proceso no es el que se espera, suele ser debido a que se ha pasado por alto un aspecto de las propiedades fi sicoquímicas (como la dependencia del pH), las propiedades no son bien entendidas, que diferentes propiedades de un quími-co tengan efectos contradictorios, o que otros contaminantes del agua inter-fi eran con el tratamiento del químico deseado (es decir, el sulfato interfi ere con la remoción de arsénico debido al intercambio iónico). Una consideración fi nal es la cinética química (vea el capítulo 4). En algunos casos, la velocidad de reacción puede ser tan importante como la condición de equilibrio quími-

Figura 3-2Especiación del arsénico en función del pH del agua: a) arsenito [As(III) y b) arsenato [As(V)].

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30 3 Selección del proceso

co. Por ejemplo, las propiedades fi sicoquímicas pueden indicar que es posible que suceda una reacción de precipitación u oxidación, pero esta podría ser tan lenta que no alcance a completarse a tiempo en la planta de tratamiento. La importancia de la química —de los contaminantes, de los procesos y de la composición química del agua— deben ser evidentes para quienes estudian el tratamiento del agua. Los conceptos básicos de equilibrio químico y cinética química se presentarán en el capítulo 4, pero es necesario conocer y compren-der la química del agua de manera más amplia para ser un ingeniero efi ciente en el tratamiento de aguas.

3-2 Otras consideraciones en la selección del proceso

Aunque las propiedades de los contaminantes y las capacidades de los proce-sos sean la piedra angular de la selección del proceso, es necesario considerar otros factores. Algunos aspectos importantes son la efi ciencia, confi abilidad y fl exibilidad de la remoción, así como un historial operativo exitoso, experien-cia en servicios públicos y costo.

El objetivo de los procesos de tratamiento es remover los contaminantes, el cual puede determinarse en función de un conjunto de mediciones de la calidad del agua (por ejemplo, turbidez, sólidos totales disueltos) o de la medición de contaminantes individuales de interés (por ejemplo, perclorado, Crytpospodiri-dum oocysts). La fracción de un contaminante que eliminará un proceso puede calcularse con la ecuación

R � 1 � CeCi

(3.1)

donde R � tasa de remoción expresada como una fracción, adimensional� concentración efl uente, mg/L� concentración afl uente, mg/L

En general, la ecuación 3-1 se utiliza donde la efi ciencia de la remoción de un contaminante determinado tiene un orden de magnitud de tres o menos (por ejemplo, 99.9%). En el caso de ciertos contaminantes, como los microorganis-mos y trazas de compuestos orgánicos, y algunos procesos, como la fi ltración por membrana, la concentración en el efl uente suele ser de tres o más órdenes de magnitud menos que la concentración en el afl uente. En estos casos, la re-moción se expresa en términos del valor del logaritmo de remoción (LRV) base 10, dado por la ecuación

LRV � log(Ci) � log(Ce) � logCeCi

(3-2)

La notación del logaritmo de remoción se utiliza para expresar las elimi-naciones que se logran mediante la fi ltración por membrana (capítulo 8) y la desinfección (capítulo 13).

El cálculo de la remoción y el valor del log de remoción se muestra en el ejemplo 3-1.

Eficiencia de la remoción

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3-2 Otras consideraciones en la selección del proceso 31

La confi abilidad tiene por lo menos dos signifi cados relacionados con el tra-tamiento de aguas. Primero, cuando se refi ere al proceso indica la capacidad de este para cumplir de manera continua con el objetivo del tratamiento. Algunos procesos son muy confi ables y pueden cumplir los objetivos de tratamiento a pesar de los cambios en la calidad del agua bruta o los parámetros operativos. Otros procesos son más sensibles a los cambios. Por lo general, se da preferen-cia a los procesos confi ables, pero sólo se usan para contaminantes específi cos como los patógenos que pueden provocar efectos severos en la salud.

Segundo, un proceso debe tener confi abilidad mecánica e hidráulica. El fá-cil acceso al agua potable es una condición necesaria de una sociedad moder-na, y es suministrada a los usuarios como un servicio público, como el gas o la electricidad. Los consumidores esperan tener agua disponible de manera continua. Los procesos que requieren muy poca supervisión o mantenimiento, tienen pocas partes móviles u operan por gravedad tienden a ser más confi ables que aquellos con muchos contaminantes complejos.

Un ejemplo de la diferencia entre la confi abilidad de los procesos y la con-fi abilidad hidráulica es la disparidad entre la fi ltración granular y la fi ltración por membrana. Los fi ltros granulares operan por gravedad y desde el punto de vista hidráulico son muy confi ables, pero requieren de la constante aten-ción del operador y un tratamiento previo adecuado. Los rápidos cambios en la

Confiabilidad

Ejemplo 3-1 Cálculo de la remoción y del valor del log de remoción

Durante las pruebas de un prototipo de una membrana filtrante se midieron con-centraciones bacteriófagas de 107 mL�1 y 13 mL�1 en el afluente y el efluente, respectivamente. Calcule la remoción y el valor del log de remoción.

Solución1. Calcule la remoción utilizando la ecuación 3 -1:

R � 1 � CeCi

� 1 � 13 mL�1

107 mL�1 � 0.9999987

2. Calcule el valor del log de remoción utilizando la ecuación 3-2:

LRV � log CeCi

� log 13 mL�1

107 mL�1 � 5.89

ComentarioObserve que se requieren siete dígitos significativos para expresar de forma ade-cuada la remoción en unidades aritméticas, pero sólo son necesarios tres para expresar el valor del log de remoción en este ejemplo. También observe que LRV � 5 corresponde a 99.999% y LRV � 6 corresponde a una eliminación de 99.9999% (por ejemplo, el valor del log de remoción es igual al “número de 9”).

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32 3 Selección del proceso

calidad del agua bruta pueden generar una pobre calidad del agua efl uente si los operadores no responden de forma adecuada a los cambios en el agua. En cambio, la efi ciencia de la remoción de los fi ltros de membrana es indepen-diente de la calidad del agua bruta; el efl uente siempre cumple las metas de tratamiento cuando funcionan correctamente. Sin embargo, los cambios en la calidad bruta del agua pueden provocar que la membrana se pudra y disminuya el paso del líquido a través de los fi ltros. Por lo tanto, aunque la calidad del agua sea aceptable, la cantidad producida puede no ser sufi ciente.

Es posible incrementar el grado de confi abilidad de un tren de tratamiento mediante una serie de barreras múltiples, dirigidas a eliminar el mismo conta-minante. Las barreras múltiples ofrecen seguridad en caso de que un proceso falle, aunque sea por un tiempo breve. La confi abilidad de la barrera múltiple es especialmente importante cuando se trata de patógenos, debido a que sus efectos agudos pueden evidenciarse a pesar de la brevedad de la exposición. El método de barrera múltiple es algo más que repetir procesos. Cuando se instalan varias barreras se incrementa la confi abilidad del sistema, aunque la ca-pacidad general de remoción no sea signifi cativamente diferente. Un ejemplo complejo ilustra la mayor confi abilidad de las barreras múltiples se presenta en el ejemplo 3-2.

Concepto de barreras múltiples

Ejemplo 3-2 Efecto de las barreras múltiples en la confiabilidad

Considere dos opciones de tren de tratamiento. El tren 1 consta de un proceso unitario que reduce el contaminante objetivo en seis órdenes de magnitud (una reducción de 6 log unidades) cuando opera en condiciones normales. El tren 2 consiste en tres procesos unitarios en serie, cada uno de los cuales re-duce el contaminante objetivo en dos órdenes de magnitud (una reducción de 2 log unidades en cada paso) cuando opera en condiciones normales.

Para los fines de este análisis, asuma que cada proceso unitario falla 1% del tiempo, y que cuando esto sucede sólo elimina la mitad que cuando funciona normalmente. Con esta información, estime a) la remoción general de los tre-nes 1 y 2 cuando todos los procesos unitarios operan normalmente y b) la frecuencia (en días por año) de los diferentes niveles de tratamiento de cada tren bajo el supuesto de que las fallas del proceso ocurren al azar.

Solución1. Remoción general durante la operación normal:

a) Tren 1. Operación normal � 6 log de remoción.b) Tren 2. Operación normal � 2 � 2 � 2 � 6 log de remoción.

2. Frecuencia a varios niveles de remoción:a) Tren 1.

i. Ofrece 6 log de remoción 99% del tiempo � 0.99 � 365 d � 361.35 d.

ii. Ofrece 3 log de remoción 1% del tiempo = 3.65 d.

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3-2 Otras consideraciones en la selección del proceso 33

La fl exibilidad es un aspecto importante en la selección del proceso. Los pro-cesos y los trenes de procesos deben adaptarse a los cambios de la calidad del agua de ingreso. Por ejemplo, algunos tipos de plantas de sedimentación pue-den producir una calidad consistente de agua efl uente a pesar de los rápidos cambios en la calidad del afl uente, mientras que otros no se pueden adaptar a los cambios rápidos en la calidad del agua afl uente. A lo largo de las décadas pasadas, las normas para el tratamiento de aguas han cambiado con frecuencia y sin duda continuarán haciéndolo en el futuro a medida que salgan a la luz investigaciones adicionales sobre nuevos contaminantes y procesos. Los proce-sos y trenes de procesos deben ser lo bastante fl exibles para adaptarse a estos cambios, de manera que los servicios públicos no se vean obligados a actuali-zar o reemplazar procesos cada vez que se introducen nuevas normatividades.

Flexibilidad

b) Tren 2: i. Ofrece 6 log de remoción cuando los tres procesos operan normal-

mente � 0.99 � 0.99 � 0.99 � 365 d � 365.16 d. ii. Ofrece 5 log de remoción cuando los dos procesos operan normal-

mente y uno está en modo de falla � 0.99 � 0.99 � 0.01 � 3 (combinaciones de modo de falla) � 365 d � 10.73 d.

iii. Ofrece 4 log de remoción cuando un proceso opera con normalidad y dos están en modo de falla � 0.99 � 0.01 � 0.01 � 3 (combina-ciones de modo de falla) � 365 d � 0.11 d � 2.6 h.

iv. Ofrece 3 log de remoción cuando los tres procesos están en modo de falla � 0.01 � 0.01 � 0.01 � 365 d � 0.00037 d � 32 s.

3. Los resultados de este análisis se presentan en la siguiente tabla:

Log deremoción

Tiempo de operación durante un año típico, d

Tren 1 Tren 2

6543

Total

361.35

3.65365.0

354.1610.730.110.00037

365.0

ComentarioEstos resultados muestran que varias barreras (tren 2) son más eficientes. Si el nivel requerido de tratamiento por la normatividad es de 4 log unidades de remo-ción, el tren 2 reduce el tiempo durante el que el consumidor está expuesto a una remoción inferior a ese nivel 100,000 veces, de 3.65 días por año a 0.00037 días por año (32 segundos). El uso de barreras múltiples reduce la exposición a los riesgos asociados con la falla del proceso.

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34 3 Selección del proceso

Se pueden agregar procesos adicionales a un tren de procesos si en el diseño original se han previsto sufi cientes capacidades hidráulicas y espacio. Los pro-cesos también deben ser fl exibles para incrementar su capacidad, debido a la creciente demanda de agua en cada comunidad con el paso del tiempo.

Algunos procesos de tratamiento se han utilizado con éxito por más de 100 años. Los procesos más modernos ofrecen algunas ventajas, como mejoras, menor pro-ducción de desechos y operación más sencilla, así como menor mantenimien-to o costo. En ocasiones, los fabricantes de equipo desarrollan procesos nuevos o actualizados que ofrecen distintas ventajas sobre las opciones existentes de equipo. En otras oportunidades, los benefi cios percibidos no son más que sim-ples afi rmaciones de marketing para mejorar las ventas. Es necesario considerar con mucha atención los equipos y procesos nuevos, pues la salud pública de-pende del adecuado funcionamiento de las plantas de tratamiento. Por lo tan-to, cuando se tiene que seleccionar un proceso hay que considerar el éxito de su historial operativo en otras aplicaciones y los procesos más recientes deben considerarse sólo cuando el ingeniero pueda validar las afi rmaciones de des-empeño superior. Uno de los objetivos de este libro es que los ingenieros espe-cializados en tratamiento de aguas comprendan bien las bases de los procesos unitarios para que puedan valorar de manera confi able las afi rmaciones de un fabricante que vende un producto. Los nuevos equipos deben estar fabricados con base en ciertos principios científi cos.

Los procesos unitarios para una planta de tratamiento deben seleccionarse en función de la capacidad del servicio público para operarlos y mantenerlos de manera adecuada. Con frecuencia, los servicios públicos de agua de pequeñas dimensiones carecen de los recursos para contratar y pagar operadores expe-rimentados dedicados a operar debidamente los procesos complejos. En esos casos, es mejor recurrir a procesos simples y automatizados.

El costo es un factor que se debe considerar en el proceso de selección. Dado que el agua potable es un servicio que se ofrece a escala municipal, se deben asignar precios asequibles para todos los habitantes. Tanto los costos de cons-trucción, como los operativos, son importantes, y muchas veces estos últimos son un factor más signifi cativo que el costo de construcción.

Historial de operaciones exitosas

Experiencia del servicio público

Costo

3-3 Consideraciones relacionadas con el consumo de energía y la sustentabilidad

En fechas recientes, el cambio climático y otros aspectos relacionados con la sustentabilidad son temas que han comenzado a preocupar a la sociedad. Si bien sustentabilidad puede signifi car muchas cosas para distintas personas, una defi nición comúnmente aceptada, del reporte de la comisión Brundtland de 1987 Our Common Future, es “la capacidad de una sociedad para satisfacer sus necesidades sin comprometer la capacidad de las futuras generaciones para satisfacer las suyas” (WCOED, 1987, p. 24). En otras palabras, nuestra sociedad no debe consumir recursos a un ritmo tal que impida su consumo futuro, ni degradar el ambiente a un grado tal que en el futuro sea inutilizable.

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3-3 Consideraciones relacionadas con el consumo de energía y la sustentabilidad 35

La sustentabilidad es un tema de particular relevancia para la industria del agua, debido a que el uso de esta tiene un gran efecto en el ambiente. El Elec-tric Power Research Institute (EPRI) (2009) reporta que, en Estados Unidos, las industrias del agua y de las aguas residuales usaron 123,450 millones de kWh de electricidad en el año 2000. Este valor, cercano a 3.4% de toda la electrici-dad de uso fi nal en este país, convierte a las industrias del agua y de las aguas residuales en el tercer sector con mayor consumo de electricidad, detrás sólo de las industrias químicas y metalúrgicas primarias.

Cada consumidor puede reducir su impacto ambiental mediante la adop-ción de diferentes medidas, como considerar el rendimiento del combustible como un factor importante cuando elige un automóvil, o preferir bombillas eléctricas fl uorescentes sobre las incandescentes. La industria del tratamien-to de aguas puede tomar decisiones similares. Aunque sin duda la calidad del agua, las propiedades fi sicoquímicas y los mecanismos de tratamiento son im-portantes cuando se debe seleccionar un proceso, la sustentabilidad debe ser un factor de peso cuando dos o más procesos son igualmente efi caces para alcanzar una misma meta. La sustentabilidad también debe ser un elemento importante en el momento de establecer los criterios de diseño del proceso; pequeños cambios en estos criterios pueden tener efectos signifi cativos en la energía que consumirá una planta de tratamiento a lo largo del tiempo.

Si bien la sustentabilidad es un término amplio y general, existen procedimien-tos estándar para cuantifi car los posibles efectos ambientales de un producto, proceso o servicio. Este método se llama evaluación del ciclo de vida (life-cycle assesment, LCA) y está codifi cado con base en la serie de normas 14040 de la International Standard Organizaton (ISO). Una LCA consta de un análisis que examina de principio a fi n el impacto ambiental de un producto a lo largo de cada etapa de su vida, desde la adquisición de la materia prima, la manufactura, distribución, el uso por parte de los consumidores y su disposición fi nal.

Una LCA tiene cuatro elementos. Primero se defi nen las metas y el alcance de la evaluación, seguido por una evaluación del inventario en la cual se cuan-tifi can los insumos y productos relevantes para el sistema. Después se calculan los posibles impactos ambientales asociados con los insumos y productos. Por último, se reinterpretan los resultados y se identifi can las oportunidades de reducir el impacto ambiental.

En la actualidad, la sociedad está enfocada en el cambio climático. No obs-tante, este es sólo uno de muchos impactos potenciales en el ambiente. Las LCA pueden considerar varias categorías de impactos ambientales potenciales, como:

Calentamiento global Agotamiento de la capa de ozono Potencial de acidifi cación Potencial de eutrofi zación Formación de esmog fotoquímico Toxicidad terrestre Toxicidad acuática Salud humana Agotamiento del recurso

Evaluación del ciclo de vida

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36 3 Selección del proceso

No es fácil comparar estos efectos entre sí (por ejemplo, ¿cómo comparar dos opciones de diseño cuando una puede tener un mayor impacto en el ca-lentamiento global y la otra sobre la salud humana?) Por lo tanto, se han de-sarrollado indicadores ambientales generales que ponderan y normalizan los impactos según una escala común, de manera que arrojan una sola califi cación fi nal. El Eco-Indicator 99 y los Eco-Points 97 son dos ejemplos de indicadores ambientales generales que se utilizan durante una LCA.

Una LCA completa es una actividad laboriosa que requiere una gran canti-dad de datos. Por lo tanto, muchas de ellas han limitado su alcance en aras de la simplifi cación; por ejemplo, han prescindido de elementos que se supone tienen un impacto mínimo. Además, en la actualidad existe software para ayu-dar a la recolección e interpretación de datos ECV. SimaPro, de Pré Consultants (2011), y GABI, de PE International (2011), son dos software que se usan de manera recurrente.

Se han realizado varias LCA a procesos unitarios individuales y trenes completos de plantas de tratamiento de agua durante los pasados 10 a 15 años. Los análisis han considerado el efecto de construir la planta, operarla y desmantelarla des-pués de su vida útil. La fase de construcción considera la compra de materiales necesarios para la construcción, como concreto y acero, y el impacto asociado con el proceso de construcción en sí. Una conclusión de la literatura existente sobre la ECV de los procesos de tratamiento de agua es que la construcción sue-le ser un componente menor, por lo general de 5 a 20%, del impacto ambiental general. Asimismo, desmantelar una planta de tratamiento al fi nal de su vida útil tiene un efecto mínimo, de menos de 1% del total (Vince et al., 2008). Por lo general, la operación es la que genera el mayor impacto ambiental.

Tres fuentes potenciales de impacto ambiental que produce la operación de la planta de tratamiento de agua son el consumo de energía, la obtención de químicos y otros materiales consumibles y la producción de desechos. De ellos, se ha descubierto que, en términos generales, el consumo de energía es el que tiene el mayor impacto individual; en algunos procesos, como el de ósmosis in-versa, el uso de energía durante la operación representa más de 80% de todos los impactos ambientales a lo largo de las etapas de vida de la planta.

El bombeo es una fuente importante de consumo de energía en el trata-miento de aguas. La energía que se consume durante el bombeo depende del caudal y la presión:

PW � Q F P

e (3.3)

donde PW � energía, W (o tasa de consumo de energía, kWh/d)Q F � caudal del agua de alimentación, m3/d o ML/d

P � presión, Pae � efi ciencia

Las bombas se clasifi can en unidades de presión o de cabezal, pero las dos están relacionadas:

P � �gh (3-4)

Evaluación del ciclo de vida de las plantas de tratamiento de agua

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3-1 Process Selection 139

139

Coagulación y floculación5

5-1 Función de la coagulación y la floculación en el tratamiento del agua 140

5-2 Estabilidad de las partículas en el agua 142 5-3 Principios de la coagulación 149 5-4 Práctica de la coagulación 150 5-5 Principios del mezclado para coagulación y floculación 162 5-6 Práctica del mezclado rápido 163 5-7 Principios de la floculación 165 5-8 Práctica de la floculación 170 5-9 Consideraciones de energía y sustentabilidad 186 5-10 Resumen y guía de estudio 187Problemas de tarea 188Referencias 190

Las aguas superfi ciales naturales contienen partículas orgánicas e inorgánicas. Estas últimas, como la arcilla, el cieno y los óxidos minerales, suelen entrar a los escurrimientos mediante los procesos de erosión natural. Por su parte, las par-tículas orgánicas pueden ser virus, bacterias, algas, protozoarios y esporas, así como detritos que han caído a la superfi cie del agua. Además, las aguas super-fi ciales suelen contener componentes orgánicos coloidales y disueltos, como los ácidos húmicos, un producto de la descomposición y lixiviado de deshechos orgánicos. La materia orgánica suspendida y disuelta se conoce como mate -ria orgánica natural (natural organic matter, NOM).

Es necesario remover las partículas, porque éstas pueden 1) reducir la cla-ridad del agua a niveles no aceptables (es decir, provocar turbidez), así como generar color al agua (razones estéticas), 2) ser agentes infecciosos (como vi-rus, bacterias y protozoarios) y 3) tener compuestos tóxicos adsorbidos en sus

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140 5 Coagulación y floculación

superfi cies externas. La remoción de la NOM disuelta es importante, ya que muchos de los contaminantes que están compuestos por NOM disuelta son precursores de la formación de subproductos de la desinfección (capítulo 13) cuando se usa cloro para ello. La NOM también puede introducir color al agua.

El método más común que se utiliza para eliminar la materia suspendida en una porción de NOM disuelta en las aguas superfi ciales es a través de la sedimentación o fi ltración seguido del acondicionamiento del agua para la se-dimentación o fl oculación, que son los temas de este capítulo. Por lo tanto, la fi nalidad de este capítulo es presentar la base química y física de los fenómenos que ocurren en los procesos de coagulación y fl oculación. Entre los temas es-pecífi cos que se tratarán en este capítulo destacan la función de los procesos de coagulación y fl oculación en el tratamiento del agua, la base para estabilizar las partículas en el agua, los principios y diseño de los procesos de coagulación, así como de los de fl oculación.

5-1 Función de la coagulación y la floculación en el tratamiento del agua

La importancia de los procesos de coagulación y fl oculación en el tratamiento de aguas puede apreciarse en el diagrama de fl ujo de proceso de la fi gura 5-1. La coagulación, según el uso que se le da en este libro, implica la adición de un químico coagulante o coagulantes con el fi n de acondicionar la materia suspen-dida, coloidal y disuelta para el procesamiento subsiguiente mediante fl ocula-ción o para crear condiciones que permitan la remoción posterior de materia suspendida disuelta. La fl oculación implica agregar partículas desestabilizadas (partículas cuya carga eléctrica superfi cial se ha reducido) y los productos de precipitación formados por la adición de coagulantes que los convierten en partículas más grandes conocidas como partículas fl oculantes o, más común-mente, fl óculos. El fl óculo agregado puede eliminarse por sedimentación o

Figura 5-1Diagrama de flujo del proceso típico de tratamiento de aguas que emplea la coagulación (mezclado químico) con un tratamiento convencional, filtración directa o filtración de contacto.

Sólidosasentados

SedimentaciónProcesamientoy gestión de

aguas residualesEfluente alsistema dedistribución

Filtracióngranular

Oxidante/desinfectante

Oxidante/desinfectantePolímero

Floculación

Bypass de floculación parafiltración por contacto (en línea)

Bypass desedimentación para

filtración directa

Procesamiento de líquidos

Afluente procedentedel agua superficial Agua de lavado

desechada

CoagulanteMezclaflash

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5-1 Función de la coagulación y la floculación en el tratamiento del agua 141

fi ltración. A continuación se ofrece una perspectiva general de los procesos de fl oculación y coagulación.

El objetivo del proceso de coagulación depende de la fuente del agua y de la naturaleza de los componentes orgánicos suspendidos, coloidales y disueltos. La coagulación por la adición de químicos como el alumbre y sales de hierro y polímeros orgánicos puede implicar:

1. la desestabilización de pequeña materia coloidal y suspendida

2. la adsorción y reacción de porciones de NOM coloidal y disuelta.

3. la creación de precipitados fl oculantes que se extienden por el agua atra-pando todo el material suspendido, coloidal y disuelto en el momento en que se asienta.

Coagulantes como el sulfato de aluminio (alumbre), el cloruro férrico y el sulfato férrico se hidrolizan con rapidez cuando se mezclan con agua para tra-tarla. Cuando esos químicos se hidrolizan, forman precipitados insolubles que desestabilizan partículas, adsorben la superfi cie de las partículas y neutralizan su carga (y por lo tanto reducen las fuerzas repulsivas). Los polielectrolitos or-gánicos naturales o sintéticos (polímetros con grupos funcionales con cargas múltiples) también se utilizan para desestabilizar partículas. Debido a las dife-rentes reacciones contrarias, la teoría de la coagulación química es compleja. Por ello, las reacciones simplifi cadas que se presentan aquí y en otros libros para describir los diferentes procesos de coagulación sólo pueden considerarse aproximaciones, puesto que las reacciones quizá no se desarrollen exactamente como se indica.

El propósito de la fl oculación es producir partículas mediante agregación, las cuales se puedan eliminar después mediante procedimientos como la sedimen-tación por gravedad y la fi ltración. Se pueden identifi car dos tipos generales de fl oculación: 1) microfl oculación (también conocida como fl oculación peri-cinética), en la que la agregación de partículas se produce por el movimiento térmico aleatorio de moléculas fl uidas (conocido como movimiento browniano; vea sección 4-14), y 2) macfrofl oculación (también conocida como fl oculación ortocinética), en la que la agregación de par tículas se produce mediante la inducción de gradientes de velocidad mezclando suavemente el fl uido que con-tienen las partículas. Por lo general, el mezclado o la fl oculación insume de 20 a 40 minutos. Otra forma de macrofl oculación es producida por la caída diferencial en el que grandes partículas se adhieren a las pequeñas para formar partículas más grandes. Las partículas agregadas forman grandes masas de par-tículas débilmente ligadas, conocidas como fl óculos, los cuales son lo sufi cien-temente grandes como para asentarse con relativa rapidez o para ser fácilmente eliminables mediante el fi ltrado del agua.

Cuando se trata de diseñar instalaciones de coagulación y fl oculación, los in-genieros deben considerar cuatro cuestiones relativas a los procesos: 1) el tipo y concentración de coagulantes y aceleradores de fl oculación, 2) la intensidad del mezclado y el método que se utilizará para dispersar los químicos en el agua

Proceso de coagulación

Proceso de floculación

Cuestiones prácticas de

diseño

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142 5 Coagulación y floculación

para la desestabilización, 3) la intensidad del mezclado y el tiempo de fl ocula-ción, y 4) la selección del proceso de separación líquido-sólido (es decir, sedi-mentación y fi ltración). Con excepción de la sedimentación (que se considera en el capítulo 6) y la fi ltración (que se explica en los capítulos 7 y 8), estos temas se abordan en las siguientes secciones de este capítulo.

5-2 Estabilidad de las partículas en el agua

Para fi nes prácticos, las partículas presentes en el agua pueden clasifi carse como suspendidas o coloidales, según su tamaño, por lo que se puede decir que las partículas coloidales son aquellas menores de 1 μm. Las pequeñas par-tículas suspendidas y coloidales y componentes disueltos no se asientan en un periodo de tiempo razonable. Las partículas que no se sedimentan gozan de estabilidad y es necesario emplear químicos para eliminarlas. Para entender la función de los coagulantes químicos, es importante comprender las interaccio-nes partícula-agua y las propiedades eléctricas del agua. Estos temas, junto con la naturaleza de la estabilidad de las partículas y la compresión de la doble capa eléctrica, se analizan en esta sección.

Las partículas en el agua natural pueden clasifi carse como hidrofóbicas (repe-lentes del agua) e hidrofílicas (atrayentes de agua). Las primeras tienen una interfase bien defi nida entre el agua y la fase sólida y poca afi nidad con las moléculas de agua. Además, son termodinámicamente inestables y se agregan a medida que pasa el tiempo.

Por su parte, las partículas hidrofílicas (como las arcillas, óxidos metálicos, proteínas o ácidos húmicos) tienen grupos funcionales polares o ionizados en la superfi cie. Muchas partículas inorgánicas en las aguas naturales, incluidos los óxidos metálicos hidratados (óxidos de hierro o de aluminio), sílice (SiO2) y fi bras de asbestos, son hidrofílicas debido a que las moléculas de agua se en-lazan a los grupos funcionales polares o ionizados de la superfi cie (Stumm y Morgan, 1996). Muchas partículas orgánicas también son hidrofílicas e inclu-yen una gran diversidad de biocoloides (ácidos húmicos, virus) y microorga-nismos vivos o muertos suspendidos (bacterias, protozoarios, algas). Debido a que los biocoloides pueden adsorberse en las superfi cies de las partículas inorgánicas, las partículas en las aguas naturales suelen exhibir propiedades superfi ciales heterogéneas.

La principal propiedad eléctrica de las partículas fi nas en el agua es la car-ga superfi cial, la cual contribuye a otorgarles una estabilidad relativa, lo que provoca que sigan en suspensión sin agregarse por largos periodos. Transcu-rrido el tiempo sufi ciente, los coloides y las partículas fi nas se fl ocularán y se-dimentarán, pero este proceso no es factible económicamente porque es muy lento. Una revisión de las causas de la estabilidad de las partículas ayuda a com-prender mejor las técnicas que se pueden utilizar para desestabilizar las par-tículas, tema que se explica en la siguiente sección.

Interacciones partícula-solvente

Propiedades eléctricas de las partículas

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5-2 Estabilidad de las partículas en el agua 143

ORIGEN DE LA CARGA SUPERFICIAL DE LAS PARTÍCULAS

La mayoría de las partículas tiene una carga química superfi cial muy compleja que puede surgir de las diferentes superfi cies, moleculares que la componen; las cuatro formas principales se analizan a continuación (Stumm y Morgan, 1996).

Reemplazo isomorfo (imperfecciones cristalinas)En condiciones geológicas, los metales en los minerales de óxido metálico pue-den ser reemplazados por átomos metálicos con valencia menor, lo que le otor-ga una carga negativa a la estructura cristalina. Un ejemplo donde un átomo de aluminio reemplazó a un átomo de silicio en una partícula de sílice se muestra en la fi gura 5-2. Este proceso, conocido como reemplazo isomorfo, produce cargas negativas en la superfi cie de las partículas de arcilla.

Imperfecciones estructuralesEn la arcilla y en partículas minerales similares, las imperfecciones que ocurren en la formación del cristal y los enlaces rotos en el borde cristalino pueden oca-sionar el desarrollo de cargas superfi ciales.

Adsorción preferencial de iones específi cosLas partículas adsorben NOM, y las macromoléculas que, por lo general, tienen una carga negativa, debido a que contienen grupos ácido carboxílicos:

R–COOH R–COO� � H� (pKa � 4 a 5) (5-1)

En consecuencia, las superfi cies de las partículas que han adsorbido NOM esta-rán cargadas negativamente para valores de pH mayores de 5.

Ionización de grupos funcionales de superfi cie inorgánicaMuchas superfi cies minerales contienen grupos funcionales superfi ciales (como hidroxilo) y su carga depende del pH. Por ejemplo, el sílice tiene grupos hidroxilo en su superfi cie exterior, los cuales pueden aceptar o donar proto-nes como se muestra aquí:

Si–OH�2 Si–OH � H� Si–O� � 2H�

pH 2 pH=2 pH 2 (5-2)

Figura 5-2Adquisición de carga a través de sustitución isomorfa de Al por Si. Dado que el silicio tiene una carga de 4 y el aluminio de 3, el reemplazo con un átomo de aluminio deja al cristal con una carga menor, aunque positiva.

HO

HO

Si

Si4�

O

O

Al3�

O

O

Si

O

O

Si

OH

OH

Átomo de silicio desplazadopor átomo de aluminio

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144 5 Coagulación y floculación

El pH correspondiente a una carga superfi cial de cero se defi ne como el punto de carga cero (ZPC). Por encima de ZPC, la carga superfi cial será negativa (aniónica) y por debajo de él será positiva (catiónica). En el caso del sílice, el punto de carga cero, como se muestra en la fi gura 5-3, está a un pH de 2, mien-tras que el punto de carga cero de la alúmina tiene un pH de alrededor de 9. El ZPC de otras partículas que suelen encontrarse en el agua se presenta en la tabla 5-1. Muchas de las medidas que se incluyen en dicha tabla están en aguas con intensidad iónica baja (como el agua destilada); en consecuencia, los valo-res de pHZPC reportados son mayores que los que se observan en las aguas naturales.

DOBLE CAPA ELÉCTRICA

En aguas naturales, los procesos descritos casi siempre producen una carga superfi cial negativa en las partículas. Las partículas cargadas negativamente acumulan contraiones positivos en y cerca de su superfi cie para satisfacer su balance electrónico (electroneutralidad). Como se muestra en la fi gura 5-4, una capa de cationes se enlaza estrechamente a la superfi cie de una partícula cargada negativamente para formar una capa fi ja de adsorción. Esta capa ad-sorbida de cationes, enlazada a la superfi cie de la partícula mediante fuerzas electrostáticas y de adsorción, mide aproximadamente 0.5 nm de espesor y se

Figura 5-3Variación en la carga de partículas con pH.

pH

Ψ0

�Ψ0

0

2 4 6 8 10 12

Car

ga s

uper

ficia

lde

par

tícul

a

Sílice

Alúmina

Tabla 5-1Características superficiales de partículas inorgánicas y orgánicas que comúnmente se encuentran en aguas naturales

Tipo de partículaPunto de carga cero,

pHZPC

InorgánicaAl(OH)3 (amorfa)Al2O3CuO3Fe(OH)3 (amorfa)MgOMnO2SiO2Arcillas

CaolinitaMontmorillonita

OrgánicaAlgaBacteriaÁcido húmico

7.5–8.59.19.58.512.4

2–4.52–3.5

3.3–4.62.5

3–52–43

Fuente: Adaptado de Parks (1967) y Stumm and Morgan (1996).

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5-2 Estabilidad de las partículas en el agua 145

conoce como capa de Helmholtz (también conocida como capa de Stern en honor a Stern, quien propuso el modelo que se presenta en la fi gura 5-4). Además de la capa de Helmholtz, se presenta una carga negativa neta y un campo eléctrico que atrae un exceso de cationes (sobre la solución másica concentrada) y repele los aniones, ninguno de los cuales se encuentran en una posición fi ja. Estos cationes y aniones se mueven bajo la infl uencia de la difusión (provocada por colisiones con las moléculas de solvente) y el exceso de concentración de ca-tiones se extiende dentro de la solución, hasta que toda la carga superfi cial y el potencial eléctrico son eliminados y se satisface la electroneutralidad.

La capa de aniones y cationes que se extiende desde la capa de Helmholtz, hasta la solución másica concentrada donde la carga es cero y se satisface la electroneutralidad, se conoce como capa difusa. En conjunto, la capa adsor-bida (Helmholtz) y la difusa se conocen como doble capa eléctrica (EDL). Según las características de la solución, la EDL puede extenderse hasta 30 nm en la

Figura 5-4Estructura de doble capa eléctrica. Se debe observar que el potencial medido en el plano de corte se conoce como potencial zeta. El plano de corte suele presentarse en la capa difusa.

Capa de corteaproximada medidapor electroforesis

Capa iónicadifusa

Iones en equilibriocon solución masiva

Ion negativo

Contraiónpositivo

Capa (Stern)de carga fija

Superficie de partículanegativamente cargada

−Ψ0

0

−Ψζ

−Ψm

Pot

enci

al e

lect

rost

átic

o, m

V

Doble capa

Potencialde Nernst

Potencialde zeta

(Helmholtz)

Medida delpotencialde zeta

Distancia de la superficie de la partícula, A

κ−1

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146 5 Coagulación y floculación

solución. Se han desarrollado técnicas para medir las propiedades eléctricas de las partículas y los sistemas de partículas, que ya han sido explicados en detalle (Crittenden et al., 2012).

POTENCIAL CERO

Cuando una partícula cargada está sujeta a un campo eléctrico entre dos elec-trodos, si la carga es negativa migrará hacia el electrodo positivo, como se mues-tra en la fi gura 5-5, y viceversa. Este movimiento se denomina electroforesis. Se debe observar que cuando una partícula se mueve en un campo eléctrico, par-te del agua cercana a la superfi cie de la partícula se mueve con ella, lo que da origen al plano de corte, como se muestra en la fi gura 5-4. Por lo general, como se muestra en esta fi gura, el plano de corte real yace en la capa difusa a la derecha del plano de corte fi jo teórico defi nido por la capa de Helmholtz. El potencial eléctrico entre el plano de corte real y la solución másica se llama potencial zeta, el cual puede medirse para dar una indicación de la estabilidad de la partícula; las partículas tienden a ser estables cuando el potencial zeta está por encima de 20 mV e inestable cuando está por debajo de ese valor.

La estabilidad de las partículas en aguas naturales depende de un equilibrio entre la fuerza electrostática que repele a las partículas y las fuerzas de atracción conocidas como fuerzas de van der Waals. Dado que las partículas en el agua tienen una carga superfi cial negativa neta, el mecanismo principal que controla la estabilidad de ellas es la repulsión electrostática.

Las fuerzas de van der Waals son originadas por la vibración electromag-nética que ocurre cuando dos partículas se acercan entre sí. Esta vibración es provocada por los electrones en los átomos en la superfi cie de la partícula, que

Estabilidad de la partícula

Figura 5-5Esquema de la electroforesis en la cual una partícula cargada se mueve en un campo eléctrico y arrastra una nube de iones.

Contraiones cargadospositivamente atraídos

por el polo negativo

Partícula con carga superficialaltamente negativa que se mueve

hacia el polo positivo

Nube iónica difusaviaja con la partícula

Polonegativo

Polopositivo

Ion negativamentecargado

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5-2 Estabilidad de las partículas en el agua 147

desarrolla una intensa fuerza de atracción entre las partículas cuando dichos electrones se alinean en una dirección, orientándose entre sí, de tal forma que inducen campos eléctricos y magnéticos. Las fuerzas de atracción de van der Waals (< 20 kJ/mol) son sufi cientemente fuertes para resistir la vibración elec-tromagnética, pero no son capaces de neutralizar las fuerzas repulsivas electros-táticas y la EDL juntas, y que se extienden más en la solución que las fuerzas de van der Waals. En consecuencia, la repulsión electrostática representa una barrera energética que debe ser superada por las partículas a desestabilizarse.

Las interacciones partícula-partícula son el elemento importante que produ-ce la agregación de partículas por medio del movimiento browniano. La teoría de la interacción partícula-partícula se basa en la interacción de las fuerzas re-pulsivas y atractivas sobre dos partículas cargadas a medida que se acercan cada vez más. La teoría, en un principio formulada por Derjaguin y mejorada más tarde junto con Landau, y ampliada después por Verwey y Overbeek, se conoce como teoría DLVO en honor a los científi cos que la desarrollaron.

Un diagrama conceptual del modelo DLVO se proporciona en la fi gura 5-6, donde se ilustra la interacción entre dos partículas representada por dos placas planas con carga similar. Como se muestra en ella, las dos fuerzas principa-les implicadas son fuerzas de repulsión, debido a las propiedades eléctricas de las placas cargadas y las fuerzas de atracción van der Waals. Dos casos se ilustran en la fi gura 5-6 respecto a las fuerzas de repulsión. En el primero, la fuerza repulsiva se extiende aproximadamente 4/� en la solución, donde � es el espe-sor de la doble capa. En el segundo caso, la extensión de la fuerza repulsiva se reduce considerablemente y las fuerzas repulsivas sólo se extienden alrededor de 2/� dentro de la solución. La energía total neta que muestran las líneas continuas de la fi gura 5-6 es la diferencia entre las fuerzas de repulsión y de atracción.

Figura 5-6Energía potencial de atracción y repulsión que se genera cuando dos partículas se acercan.

Fue

rzas

atr

activ

asF

uerz

as r

epul

siva

s0

0

Distancia entre las placas

Curva de repulsión 1

Curva de repulsión 2

Curva de atracciónde van der Waals

Energía neta 1

Energía neta 2

2/κ 4/κ

Ene

rgía

pot

enci

al

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148 5 Coagulación y floculación

En el caso 1, las fuerzas de atracción predominan a distancias muy cortas y muy largas. La curva de energía neta de la condición 1 contiene un máximo repulsivo que debe superarse si las partículas se mantienen juntas por la fuer-za de atracción de van der Waals. Aunque los fl óculos pueden formarse en gran-des distancias, como lo muestra la curva de energía neta del caso 1, la fuerza neta que mantiene estas partículas juntas es débil y los fl óculos que se forman se rompen con facilidad. En el caso 2, no hay una barrera de energía que supe-rar y las partículas pueden entrar en contacto unas con otras con relativa faci-lidad.

Si no existiera la barrera de energía repulsiva, las fuerzas atractivas de van der Waals provocarían que cualquier partícula que se acercara a otra quedara adhe-rida a las demás. El proceso de fl oculación que se presentó al inicio del capítulo señala los mecanismos que utilizan las partículas para acercarse entre sí. Ellas chocarán unas con otras debido a su movimiento aleatorio provocado por el movimiento browniano (microfl oculación) o debido a la mezcla suave del agua (macrofl oculación). Las partículas que quedan adheridas a las otras forman agregados más grandes de partículas y éstas se asientan con relativa rapidez o es más fácil removerlas mediante el fi ltrado. En consecuencia, eliminar las fuerzas repulsivas es un paso esencial en la remoción de colides del agua. Reducir o eliminar las fuerzas repulsivas de manera que las partículas puedan adherirse a las demás se conoce como desestabilización.

Un método para desestabilizar partículas implica comprimir la doble capa, de manera que no se extienda más allá de la superfi cie de la partícula. Como ya se observó, la doble capa se forma para contrarrestar la carga superfi cial nega tiva de las partículas y satisfacer la electroneutralidad. Si hay más iones en la solución, o si los iones tienen una carga mayor (divalente o trivalente en lugar de monovalente), entonces la electroneutralidad puede equilibrarse en una distancia más corta. La teoría de DVLO predice con precisión que un in-cremento en la fuerza iónica o valencia iónica puede comprimir el espesor de EDL lo sufi ciente para permitir que las fuerzas de van der Waals se extiendan más allá de la EDL, lo cual provocará que las partículas desestabilizadas se fl o-culen. El efecto de la fortaleza iónica explica por qué las partículas son estables en agua dulce (baja fuerza iónica, la EDL se extiende más allá que las fuerzas de van der Waals) y se fl oculan con más rapidez en agua salada (mayor fuerza iónica, EDL comprimida), de tal manera que un río que confl uye en el mar se sedimentará cerca de su desembocadura a pesar de que la turbulencia de la acción de las olas mantenga las partículas en suspensión.

Desafortunadamente, reducir el espesor de la EDL agregando sal para incre-mentar su fuerza iónica no es un método práctico para desestabilizar partículas en el tratamiento de agua potable, debido a que las fuerzas iónicas que se re-quieren son mayores que las consideradas aceptables en el agua potable. Deben agregarse químicos coagulantes para desestabilizar partículas, como se describe en la siguiente sección.

Desestabilización

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5-3 Principios de la coagulación 149

Las propiedades eléctricas de las partículas se analizaron en la sección ante-rior. La coagulación, como se describió en la sección 5-1, es el proceso que se utiliza para desestabilizar las partículas presentes en las aguas, de manera que puedan eliminarse mediante procesos de separación ulteriores. La fi nalidad de esta sección es presentar los principales mecanismos de coagulación respon-sables de la desestabilización y remoción de partículas. La práctica de coagu-lación que incluye los principales químicos que se emplean para coagular en el tratamiento de aguas y pruebas de jarras se presentan y analizan en la sec-ción 5-4.

Los mecanismos que pueden emplearse para lograr la desestabilización de partículas incluyen 1) la compresión de la doble capa eléctrica, 2) adsorción y neutralización de carga, 3) adsorción y puenteo electromagnético entre par-tículas, y 4) enmallado en un precipitado o “fl óculo de barrido”. Si bien estos mecanismos se analizan por separado, las estrategias de desestabilización sue-len explotar de forma simultánea varios mecanismos. Se debe observar que la compresión de la doble capa eléctrica, que se analizó en la sección anterior, se considera un mecanismo de coagulación, pero no se analiza aquí debido a que la creciente fuerza iónica no es práctica en el tratamiento de aguas.

Las partículas pueden desestabilizarse por adsorción de iones con cargas opues-tas o polímeros. La mayor parte de las aguas naturales está cargada negativa-mente (arcillas, ácidos húmicos, baterías) en el rango de pH neutro (pH 6 a 8); en consecuencia, las sales metálicas hidrolizadas positivamente cargadas, así como las prehidrolizadas y los polímeros orgánicos catiónicos, se pueden uti-lizar para desestabilizar partículas y neutralizar la carga en la superfi cie de la partícula. Si la superfi cie no tiene carga neta, no existe EDL y las fuerzas de van der Waals pueden provocar que las partículas se adhieran entre sí.

El puenteo de polímeros es complejo y no se ha descrito analíticamente de manera adecuada. A grandes rasgos, las cadenas de polímeros se adsorben en las superfi cies de partículas en uno o más sitios a lo largo de la cadena de po-límeros como consecuencia de 1) interacciones coulúmbicas (carga-carga), 2) interacción dipolar, 3) enlaces de hidrógeno, y 4) fuerzas de atracción de van der Waals (Hunter, 2001). El resto del polímero puede permanecer diluido en la solución y adsorberse en los sitios superfi ciales disponibles de otras partí-culas, con lo que crea un “puente” entre las superfi cies de ellas que produce una partícula más grande que se puede precipitar con mayor facilidad. El puenteo de polímeros es un fenómeno de adsorción; en consecuencia, por lo general la dosis óptima de coagulante es proporcional a la concentración de partículas presentes. La adsorción y el puenteo entre partículas ocurre con los polímeros no aniónicos y polímeros de baja carga superfi cial y alto peso mo lecular (MW 105 a 107 g/mol). Los polímeros catiónicos de alto peso molecular tienen una alta densidad de carga para neutralizar la carga superfi cial.

Adsorción y neutralización

de carga

Adsorción y puenteo entre

partículas

5-3 Principios de la coagulación

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150 5 Coagulación y floculación

Cuando se usan en dosis altas, el aluminio y el hierro forman precipitados inso-lubles y las partículas quedan atrapadas en los precipitados amorfos. Este tipo de desestabilización se ha descrito como precipitación y enmallado o fl óculo de ba-rrido. Aunque los procesos moleculares que genera el fl óculo de barrido no han sido defi nidos con claridad, las etapas de las sales de hierro y aluminio a dosis más bajas de coagulante son los siguientes: 1) hidrólisis y polimerización de iones metálicos, 2) adsorción de los productos de la hidrólisis en la interfase de la superfi cie de la partícula, y 3) neutralización de la carga. A altas dosis, es probable que la nucleación del precipitado ocurra en la superfi cie de las par-tículas, lo cual provoca el crecimiento de un precipitado amorfo que atrapa partículas en su estructura amorfa. Este mecanismo predomina en las aplica-ciones de tratamiento de aguas donde los valores de pH por lo general se man-tienen entre 6 y 8, y las sales de aluminio o hierro se usan en una concentración que excede la saturación respecto al sólido de hidróxido metálico amorfo que se forma.

Precipitación y enmallado

5-4 Práctica de la coagulación

La elección del tipo y dosis del coagulante depende de las características de éste, la concentración y el tipo de partículas, la concentración y características de la NOM, y la temperatura y calidad del agua. En la actualidad, la interde-pendencia de estos cinco parámetros sólo se comprende cualitativamente, y aún no es posible predecir la combinación óptima de coagulante a partir de las características de las partículas y la calidad del agua. La fi nalidad de esta sección es presentar la práctica de la coagulación, incluidos los tipos de coagulantes inorgánicos y orgánicos y catalizadores de coagulantes empleadas, así como las técnicas alternas que se aplican para reducir las dosis de coagulantes.

Los principales coagulantes inorgánicos que se emplean para tratar aguas son las sales de sulfuro y cloruro de aluminio e iones férricos y sales prehidroli-zadas de estos metales. Estos cationes metálicos hidrolizables se encuentran fá-cilmente tanto en su forma líquida como sólida (seca). En Estados Unidos, el tratamiento coagulante predominante para agua es el sulfato de aluminio, o “alumbre”, que se vende en su forma hidratada como Al2(SO4)3 · H2O, donde x suele ser aproximadamente igual a 14. La acción, solubilidad y aplicación de estos coagulantes se considerará en la siguiente sección.

COMPLEJACIÓN Y DESPROTONACIÓN DE SALES DE ALUMINIO Y HIERRO

Cuando se agregan iones férricos y de aluminio al agua, ocurren varias reaccio-nes paralelas y secuenciales. En un inicio, cuando una sal de Al(III) y Fe(III) se agrega al agua, se disocia para producir iones trivalentes Al3+ y Fe3+, como se muestra a continuación:

Coagulantes metálicos inorgánicos

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5-4 Práctica de la coagulación 151

Al2(SO4)3 2Al3� � 3SO42� (5-3)

FeCl3 Fe3� � 3Cl� (5-4)

Los iones trivalentes de Al3� y Fe3� se hidratan para formar los complejos acuometálicos Al(H2O)6

3� y Fe(H2O)63�, como se muestra del lado izquierdo de

la ecuación 5-5. Como se observa, el ion metálico tiene un número de coordina-ción de 6, y seis moléculas de agua se orientan en torno a él. Las moléculas de agua complejizadas suelen perder protones, como se puede ver en la siguiente reacción:

H2O OH2H2O Me OH2H2O OH2

3�

� H2O OHH2O Me OH2H2O OH2

2�

� H� (5-5)

Después, estos complejos acuometálicos pierden protones adicionales para formar diversas especies mononucleares solubles [Al(H2O)5(OH)2�, Al(H2O)4(OH)�

2, Al(H2O)3(OH)03] y polinucleares [Al18(OH)20

4�, (A8(OH)20� 28H2O)4�]. De modo similar, el hierro forma diversas especies solubles, in-cluidas especies mononucleares como Fe(H2O)5(OH)2� [o sólo Fe(OH)2�] y Fe(H2O)4(OH)�

2 [o sólo Fe(OH)�2 ]. Se debe observar que todas estas especies

mononucleares y polinucleares pueden interaccionar con las partículas en el agua, lo cual depende de las características del agua y del número de partícu-las. Desafortunadamente, es difícil controlar y saber qué especie polinuclear y mononuclear está interaccionando. Como se analizará más adelante, esta in-certidumbre ha provocado el desarrollo de sales metálicas coagulantes prehi-drolizadas.

SOLUBILIDAD DE LOS HIDRÓXIDOS DE ALUMINIO Y FÉRRICO

La solubilidad de varias especies de alumbre [Al(III)] y hierro [Fe(III)] se ilus-tra en las fi guras 5-7a y 5-7b, respectivamente, en la cual el log de las concentra-ciones molares se ha trazado en función del pH. Los diagramas de equilibrio que se muestran en las fi guras 5-7a y 5-7b se trazaron utilizando constantes de equilibrio de las principales reacciones de hidrólisis, estimadas después de apro-ximadamente una hora de reacción (límite superior de los tiempos de reten-ción en la coagulación/fl oculación). El hidróxido de aluminio y el hidróxido férrico se precipitan dentro de la región sombreada, y las especies polinuclea-res y poliméricas se forman fuera de la región sombreada a valores superiores e inferiores de pH. Se debe observar que la estructura del ion precipitado es mucho más compacta e inerte en comparación con la naturaleza amorfa del aluminio precipitado.

En la mayoría de las aplicaciones de tratamiento de aguas para eliminar la turbidez, precursores y subproductos de la desinfección (NOM) y color, el pH durante la coagulación varía entre 6 y 8. Se debe fi jar un límite inferior para prevenir las tasas de corrosión acelerada que ocurren a valores de pH por de-bajo de 6. Las áreas sombreadas más oscuras correspondientes a la región de coagulación de barrido que se muestran en las fi guras 5-7a y 5-7b corresponden a rangos operativos de pH y dosis, que son los que normalmente se utilizan para

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