Principios de tratamiento del agua. 1a Ed. Kerry J. Howe, et al.

Principios

de tratamiento del

agua

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

Principios de tratamiento del agua

Principios de tratamiento del agua Dr. 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 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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Principios de tratamiento del agua Kerry J. Howe, David W. Hand, John C. Crittenden, R. Rhodes Trussell, George Tchobanoglous Presidente de Cengage Learning Latinoamérica: Fernando Valenzuela Migoya Director Editorial para Latinoamérica: Ricardo H. Rodríguez Gerente de Adquisiciones para Latinoamérica: Claudia C. Garay Castro Gerente de Manufactura para Latinoamérica: Antonio Mateos Martínez Gerente Editorial de Contenidos en Español: Pilar Hernández Santamarina Gerente de Proyectos Especiales: Luciana Rabuffetti Coordinador de Manufactura: Rafael Pérez González Editor: Javier Reyes Martínez Diseño de portada: Mariana Sierra Vázquez

© D.R. 2017 por Cengage Learning Editores, S.A. de C.V., una Compañía de Cengage Learning, Inc. Corporativo Santa Fe Av. Santa Fe núm. 505, piso 12 Col. Cruz Manca, Santa Fe C.P. 05349, México, D.F. Cengage Learning® es una marca registrada usada bajo permiso.

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por escrito de la Editorial.

Traducido del libro Principles of Water Treatment Kerry J. Howe, David W. Hand, John C. Crittenden R. Rhodes Trussell, George Tchobanoglous Publicado en inglés por John Wiley & Sons, Inc. ©2012 ISBN: 978-0-470-40538-3 Datos para catalogación bibliográfica: Howe, Kerry J., Hand, David W., Crittenden, John C. Trussell, R. Rhodes, Tchobanoglous, George Principios de tratamiento de aguas

Imagen de portada: ©Shutterstock

ISBN: 978-607-522-868-6

Composición tipográfica: Rogelio Raymundo Reyna Reynoso

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Prefacio

Sin agua, la vida no existiría. Por lo tanto, asegurar un suministro suficiente de agua dulce limpia es esencial para la salud de la humanidad y el funcionamiento de la sociedad moderna. El agua también es conocida como el solvente 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 finalidad de proporcionar 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 unitarios 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 microbiológica del agua, eliminación de contaminantes seleccionados, corrosión interna 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.

v

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 abarca tanto su trabajo académico como de consultoría. Obtuvo el título de licenciado 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 UrbanaChampaign. Después de una temporada en la que trabajó en CH2M-Hill, colaboró 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 superficiales y otras tecnologías, como tratamiento por membranas, ozonificación y aireación en torres rellenas. En la University of New Mexico, su enseñanza e investigación se centran en procesos de membranas y desalinización, procesos de tratamiento fisicoquímico, calidad del agua, sustentabilidad y diseño de ingeniería. El doctor Howe es ingeniero profesional registrado en Wisconsin y New Mexico, e ingeniero ambiental certificado en su especialidad por la American Academy of Environmental Engineers.

David W. Hand es profesor de ingeniería civil y ambiental de Michigan Technological University. Obtuvo su título de ingeniería en la Michigan Technological University, su título de maestría en ingeniería civil en Michigan Technological University y el doctorado en ingeniería en Michigan Technological University. Su enseñanza e investigación se centran en la ingeniería de tratamiento de agua y aguas residuales, con énfasis en los procesos fisicoquímicos de tratamiento. Es autor y coautor de más de 130 publicaciones técnicas, entre las que figuran seis libros, dos patentes y ocho programas de cómputo con derechos de autor. Recibió la medalla Rudolf Hering de la ASCE, un premio por docencia y publicaciones sobresalientes de la Association of Environmental Engineering and Science Professors, y un premio de publicación de la American Water Works Association. Es miembro certificado en la especialidad de ingeniería ambiental de la American Academy of Environmental Engineers.

vi

Acerca de los autores 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 Sustainable Systems. En este puesto dirige la creación de una iniciativa integrada en Sistemas urbanos sustentables. Fue nombrado Académico eminente en sistemas 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 fisicoquímicos de tratamiento, nanotecnología, tratamiento de aire y agua, transferencia de masas, métodos numéricos y modelado de procesos de tratamiento de aire, aguas residuales y agua. Ha recibido múltiples premios por su investigación en el tratamiento y eliminación de materiales peligrosos del agua potable y los mantos freáticos. Tiene cuatro productos de software con derechos de autor y tres patentes 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 Institute 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 firma 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 Committee on Drinking Water del Science Advisory Board de la EPA, es integrante del Membership Committee de la National Academy of Engineering, y presidente del Water Science and Technology Board for the National Academies.

En la International Water Association es miembro del Scientific and Technical Council, el consejo editorial y el Program Committee. En 2010 recibió el prestigioso premio A. P. Black, que otorga la American Water Works Association.

George Tchobanoglous es profesor emérito de ingeniería ambiental del Departamento de Ingeniería Civil y Ambiental de la University of California en Davis. Obtuvo el título de ingeniería civil en la University of the Pacific y el de maestría en ingeniería sanitaria en la University of California at Berkeley; realizó sus estudios de doctorado en ingeniería ambiental en Stanford University.

Sus principales intereses de investigación se centran en las áreas de tratamiento y filtración de aguas residuales, desinfección por rayos UV, recuperación y reúso de aguas residuales, gestión de residuos sólidos y manejo de aguas residuales 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.

vii

Agradecimientos

Los autores manifiestan su agradecimiento a las personas que colaboraron en la preparación de este libro y en especial al doctor Harold Leverenz de la University of California at Davis, que adaptó la mayoría de las figuras después de prepararlas para el libro MWH’s Water Treatment: Principles and Design, 3ª ed.

Las figuras de varios capítulos fueron preparadas por James Howe de Rice University. Daniel Birdsell y Lana Mitchell de la University of New Mexico revisaron y verificaron los capítulos, incluidos los números de las figuras, tablas y ecuaciones, las operaciones matemáticas en los problemas de ejemplo y las referencias al final de los capítulos. Lana Mitchell también ayudó a preparar el manual de soluciones de los problemas de tarea. La doctora Sangam Tiwari de Trussell Technologies 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. Howe David W. Hand John C. Crittenden R. Rhodes Trussell George Tchobanoglous

viii

Contenido

Prefacio Agradecimientos

v viii

1 Introducción

1

1-1 Importancia de los principios 1-2 Importancia de la sustentabilidad Referencias

2 4 4

2 Calidad del agua y salud pública

5

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

5 9 17 21 23 24

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

25

3-1

26 30 34 39 42 43 45

ix

x

Contenido

4 Principios fundamentales de ingeniería ambiental 4-1 4-2 4-3 4-4 4-5 4-6 4-7 4-8 4-9 4-10

Unidades de expresión de concentraciones químicas Equilibrio químico Cinética química Reacciones que se utilizan en el tratamiento del agua Análisis del balance de masa Introducción a los reactores y a su análisis Reacciones en reactores de cargas Características hidráulicas de los reactores de flujo ideal Reacciones en reactores de flujo ideal Medición de las características hidráulicas de los reactores de flujo con pruebas de trazadores 4-11 Descripción del desempeño hidráulico de los reactores de flujo real 4-12 Reacciones en los reactores de flujo real 4-13 Introducción a la transferencia de masa 4-14 Difusión molecular 4-15 Coeficientes de difusión 4-16 Modelos y correlaciones de la transferencia de masa en una interfase 4-17 Evaluación del gradiente de concentración con diagramas operativos 4-18 Resumen y guía de estudio Problemas de tarea Referencias

47 48 51 60 63 66 73 77 80 84 88 95 101 103 104 106 115 126 131 133 138

5 Coagulación y floculación Función de la coagulación y la floculación en el tratamiento del agua 5-2 Estabilidad de las partículas en el agua 5-3 Principios de la coagulación 5-4 Práctica de la coagulación 5-5 Principios del mezclado para coagulación y floculación 5-6 Práctica del mezclado rápido 5-7 Principios de la floculación 5-8 Práctica de la floculación 5-9 Consideraciones sobre energía y sustentabilidad 5-10 Resumen y guía de estudio Problemas de tarea Referencias

139

5-1

140 142 149 150 162 163 165 170 186 187 188 190

6 Sedimentación 6-1

Principios para la sedimentación de partículas discretas (tipo I)

193 196

Contenido 6-2

Sedimentación de partículas discretas en tanques de sedimentación rectangulares 6-3 Principios para la sedimentación de floculante (tipo II) 6-4 Principios de la sedimentación en fluidos densos (tipo III) 6-5 Diseño de tanques convencionales de sedimentación 6-6 Procesos alternos de sedimentación 6-7 Factores físicos que afectan la sedimentación 6-8 Consideraciones sobre energía y sustentabilidad 6-9 Resumen y guía de estudio Problemas de tarea Referencias

201 205 206 211 220 228 230 231 232 234

7 Filtrado granular rápido 7-1 Descripción física de un filtro granular rápido 7-2 Descripción del proceso de filtrado rápido 7-3 Captación de partículas en el filtro granular 7-4 Pérdida de carga a través de un lecho filtrante de poro despejado 7-5 Modelación del desempeño y optimización 7-6 Hidráulica de retrolavado 7-7 Consideraciones sobre energía y sustentabilidad 7-8 Resumen y guía de estudio Problemas de tarea Referencias

235 236 242 246 255 258 266 273 274 275 278

8 Filtrado a través de membranas 8-1 Clasificación de los procesos por membranas 8-2 Comparación con el filtrado granular rápido 8-3 Características principales del equipo de filtrado por membranas 8-4 Descripción del proceso de filtrado por membranas 8-5 Captura de partículas en el filtrado por membranas 8-6 Hidráulica del flujo a través de filtros de membrana 8-7 Colmatación de las membranas 8-8 Determinación del número de deslizadores de membranas 8-9 Consideraciones sobre energía y sustentabilidad 8-10 Resumen y guía de estudio Problemas de tarea Referencias

281 282 284 286 296 301 305 309 316 319 321 322 325

9 Ósmosis inversa 9-1 9-2 9-3 9-4 9-5

Características principales de una planta de ósmosis inversa Presión osmótica y ósmosis inversa Transferencia de masa de agua y solutos a través de membranas OI Desempeño en función de la temperatura y la presión Ionización de la concentración

327 329 335 339 343 348

xi

xii

Contenido 9-6 Colmatación y formación de incrustaciones 9-7 Selección de elementos y diseño del módulo de membrana 9-8 Consideraciones sobre energía y sustentabilidad 9-9 Resumen y guía de estudio Problemas de tarea Referencias

353 359 361 364 365 368

10 Adsorción e intercambio iónico 10-1 Introducción al proceso de adsorción 10-2 Equilibrio de adsorción 10-3 Cinética de la adsorción 10-4 Introducción al proceso de intercambio iónico 10-5 Equilibrio del intercambio iónico 10-6 Cinética del intercambio iónico 10-7 Difusores de lecho fijo 10-8 Reactores de sistema en suspensión 10-9 Consideraciones sobre energía y sustentabilidad 10-10 Resumen y guía de estudio Problemas de tarea Referencias

369 370 377 382 386 395 399 400 423 429 430 431 435

11 Separación por aire y aireación 11-1 11-2 11-3

Tipos de difusores de separación por aire y aireación Equilibrio gas-líquido Fundamentos de la separación por aire en columnas de saturación 11-4 Diseño y análisis de la separación por aire en columnas de saturación 11-5 Consideraciones sobre energía y sustentabilidad 11-6 Resumen y guía de estudio Problemas de tarea Referencias

437 438 443 449 459 471 472 473 475

12 Oxidación avanzada 12-1 Introducción a la oxidación avanzada 12-2 Ozonificación como proceso de oxidación avanzada 12-3 Proceso de peróxido de hidrógeno/ozono 12-4 Proceso de peróxido de hidrógeno/luz UV 12-5 Consideraciones sobre energía y sustentabilidad 12-6 Resumen y guía de estudio Problemas de tarea Referencias

477 479 486 494 505 518 519 520 522

Contenido

13 Desinfección 13-1 Agentes y sistemas de desinfección 13-2 Desinfección con cloro libre y combinado 13-3 Desinfección con dióxido de cloro 13-4 Desinfección con ozono 13-5 Desinfección con luz ultravioleta 13-6 Cinética de la desinfección 13-7 Cinética de la desinfección en reactores de flujo reales 13-8 Diseño de difusores de desinfección con baja dispersión 13-9 Subproductos de la desinfección 13-10 Carga residual de seguridad 13-11 Consideraciones sobre energía y sustentabilidad 13-12 Resumen y guía de estudio Problemas de tarea Referencias

525 526 532 538 538 543 555 565 567 572 575 576 578 579 581

14 Manejo de residuos 14-1 Definición del problema 14-2 Propiedades físicas, químicas y biológicas de los residuos 14-3 Lodos de la coagulación con alumbre y hierro 14-4 Residuos líquidos de filtros en medios granulares 14-5 Manejo de caudales residuales 14-6 Manejo de lodos residuales 14-7 Reúso y disposición final de residuos endurecidos 14-8 Resumen y guía de estudio Problemas de tarea Referencias

585 586 591 595 599 601 604 614 616 617 618

Apéndice A Factores de conversión

621

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

627 629 629

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

xiii

3-1 Process Selection

3

25

Selección del proceso

3-1

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

26 30 34 39 42 43 45

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 proceso es eficaz para ciertos contaminantes, pero no para otros. Algunos de ellos pueden tratarse mediante diferentes procesos. Un tema importante para el ingeniero 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 procesos 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 eficaces sólo cuando se utilizan en conjunto con otros; es decir, dos procesos independientes pueden resultar inútiles para eliminar un compuesto, pero juntos pueden ser eficaces si el primero de ellos precondiciona al compuesto, de manera que el segundo pueda eliminarlo. En la figura 3-1

25

26

3 Selección del proceso Oxidante/ desinfectante Control de pH Rejilla

Afluente de agua superficial

Coagulante Mezclado instan- Floculación táneo

Auxiliar de filtrado Desinfectante (polímero) Sedimentación

Filtración granular

Tanque Efluente hacia clarificador el sistema de distribución Filtrado de agua de rechazo (residuo)

Cribado

Drenado de lodos para deshidratación

Filtrado de agua de rechazo (residuo) para reincorporación al sistema

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

se muestra un tren de tratamiento específico para una planta convencional de tratamiento de aguas superficiales.

El tema central para la selección del proceso —la relación entre las propiedades 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, confiabilidad y consumo de energía. La última sección describe el proceso de diseño y los pasos de implementación para la selección del tren de procesos.

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 amplia 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 superficial. Los contaminantes específicos del agua, sus concentraciones relativas y otros parámetros de calidad que afectan el tratamiento dependen 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 específica.

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 eliminarlo. 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 fisicoquímicas 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

Cercana a la del agua

Cierta carga negativa Positiva o negativa en la superficie No No No apreciable No No apreciable

Diámetro de partículas

Carga

Solubilidad

Volatilidad

Polaridad

Atracción-repulsión agua-contaminante

Punto de ebullición

No

Biodegradabilidad Sí

Sí

Capacidad de Sí intercambio catiónico

Muy alto

No

Sí

No

Varía

Varía (como precipitado). No se aplica si está disuelto.

Radionucleidos

Por lo general sí

Sí

Varía

Por lo general, sí

Varía

Varía

Varía

Por lo general, no

Por lo general, no

Sí

Muy alto

No

Sí

No

Sí

Carga negativa

Varía (como fase No corresponde líquida). No se aplica (si están disueltos). si están disueltos.

No

No

Muy alto

No

No

No (salvo el radón)

Varía

Varía

No corresponde (si están disueltos)

Pequeñas moléculas Grandes moléculas (peso molecular alto)

Pesticidas, solventes, Los productos Ra, U, químicos farmacéuticos de plantas y animales inorgánicos radiactivos en descomposición

Orgánicos sintéticos Orgánicos naturales

Pequeñas moléculas Moléculas (suelen (peso molecular bajo) ser bajas en MW)

Partículas (0.0025-10 m)

Tamaño

Na, Cl, Fe, Mn, As, Pb, Cu, NO —3

Virus, bacterias, protozoarios

Inorgánicos

Ejemplos de compuestos

Microorganismos

Tabla 3-1 Características generales de las propiedades fisicoquímicas de algunos tipos de contaminantes del agua 3-1 Selección del proceso en función de las propiedades de los contaminantes 27

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 sería una investigación más detallada de las propiedades de los contaminantes específicos que contiene la fuente de agua de interés.

El segundo elemento esencial para realizar la selección correcta es la capacidad 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 volatilidad 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 procesos más comunes para remover contaminantes orgánicos, aunque la ósmosis inversa y la oxidación avanzada también pueden ser eficaces. La filtración por sistemas granulares o por membranas, en ocasiones precedida por coagulación, floculación y sedimentación, son los mejores procesos para eliminar partículas y microorganismos. Entre los procesos más comunes para eliminar contaminantes inorgánicos se pueden mencionar la coagulación, seguida por filtración (los contaminantes se coprecipitan y adsorben en partículas más grandes después de la adición de un químico), la oxidación seguida de filtración (la solubilidad 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 proceso 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 generales; hay químicos específicos 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 3-2 Propiedades 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

Adsorción Separación por aire Desinfección Filtración granular Intercambio iónico Filtración por membrana Oxidación Precipitación Ósmosis inversa Sedimentación

10 11 13 7 10 8 12 5 9 6

Polaridad, hidrofobicidad Volatilidad Capacidad de intercambio catiónico Electronegatividad Carga Tamaño Reactividad química Solubilidad Tamaño, carga, polaridad Densidad, tamaño

Orgánicos disueltos Orgánicos disueltos Microorganismos Partículas Inorgánicos disueltos Partículas Orgánicos e inorgánicos disueltos Inorgánicos disueltos Inorgánicos disueltos Partículas

H3AsO3

1.0

H2AsO3− AsO33−

0.8 0.6 0.4

HAsO32−

0.2 0

0

2

4

6

8

10

12

14

Fracción de moléculas presentes de arsenato [As(V)]

Fracción de moléculas presentes de arsenito [As(III)]

3-1 Selección del proceso en función de las propiedades de los contaminantes 1.0 H3AsO4

H2AsO4−

29 HAsO42−

AsO43−

0.8 0.6 0.4 0.2 0 0

2

4

6

8

pH

pH

a)

b)

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

dependen de la especiación del químico, la cual a su vez depende de la composición 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 moléculas cargadas. Estos subproductos del arsénico se forman en función del pH y el estado de oxidación se presentan en la figura 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 HASO42 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 eficacia de diferentes procesos unitarios para eliminar contaminantes específicos se basa en principios científicos sólidos. Si se comprenden bien las propiedades, debe ser posible predecir la eficacia 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 fisicoquímicas (como la dependencia del pH), las propiedades no son bien entendidas, que diferentes propiedades de un químico tengan efectos contradictorios, o que otros contaminantes del agua interfieran con el tratamiento del químico deseado (es decir, el sulfato interfiere con la remoción de arsénico debido al intercambio iónico). Una consideración final 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-

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12

14

30

3 Selección del proceso co. Por ejemplo, las propiedades fisicoquímicas 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 comprender la química del agua de manera más amplia para ser un ingeniero eficiente 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 procesos sean la piedra angular de la selección del proceso, es necesario considerar otros factores. Algunos aspectos importantes son la eficiencia, confiabilidad y flexibilidad de la remoción, así como un historial operativo exitoso, experiencia en servicios públicos y costo.

Eficiencia de la remoción

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, Crytpospodiridum oocysts). La fracción de un contaminante que eliminará un proceso puede calcularse con la ecuación Ce R 1 C i donde

(3.1)

R tasa de remoción expresada como una fracción, adimensional concentración efluente, mg/L concentración afluente, mg/L

En general, la ecuación 3-1 se utiliza donde la eficiencia 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 microorganismos y trazas de compuestos orgánicos, y algunos procesos, como la filtración por membrana, la concentración en el efluente suele ser de tres o más órdenes de magnitud menos que la concentración en el afluente. En estos casos, la remoción se expresa en términos del valor del logaritmo de remoción (LRV) base 10, dado por la ecuación Ce LRV log(Ci ) log(Ce ) log C i

(3-2)

La notación del logaritmo de remoción se utiliza para expresar las eliminaciones que se logran mediante la filtración 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.

3-2 Otras consideraciones en la selección del proceso

31

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 concentraciones bacteriófagas de 10 7 mL 1 y 13 mL 1 en el afluente y el efluente, respectivamente. Calcule la remoción y el valor del log de remoción.

Solución 1. Calcule la remoción utilizando la ecuación 3-1: C 13 mL 1 R 1 Ce 1 7 1 0.9999987 10 mL i 2. Calcule el valor del log de remoción utilizando la ecuación 3-2: C 13 mL 1 5.89 LRV log Ce log 10 7 mL 1 i Comentario Observe que se requieren siete dígitos significativos para expresar de forma adecuada 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”).

La confiabilidad tiene por lo menos dos significados relacionados con el tratamiento de aguas. Primero, cuando se refiere al proceso indica la capacidad de este para cumplir de manera continua con el objetivo del tratamiento. Algunos procesos son muy confiables 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 preferencia a los procesos confiables, pero sólo se usan para contaminantes específicos como los patógenos que pueden provocar efectos severos en la salud.

Segundo, un proceso debe tener confiabilidad mecánica e hidráulica. El fácil acceso al agua potable es una condición necesaria de una sociedad moderna, 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 confiables que aquellos con muchos contaminantes complejos.

Un ejemplo de la diferencia entre la confiabilidad de los procesos y la confiabilidad hidráulica es la disparidad entre la filtración granular y la filtración por membrana. Los filtros granulares operan por gravedad y desde el punto de vista hidráulico son muy confiables, pero requieren de la constante atención del operador y un tratamiento previo adecuado. Los rápidos cambios en la

Confiabilidad

32

3 Selección del proceso calidad del agua bruta pueden generar una pobre calidad del agua efluente si los operadores no responden de forma adecuada a los cambios en el agua. En cambio, la eficiencia de la remoción de los filtros de membrana es independiente de la calidad del agua bruta; el efluente 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 filtros. Por lo tanto, aunque la calidad del agua sea aceptable, la cantidad producida puede no ser suficiente.

Concepto de barreras múltiples

Es posible incrementar el grado de confiabilidad de un tren de tratamiento mediante una serie de barreras múltiples, dirigidas a eliminar el mismo contaminante. Las barreras múltiples ofrecen seguridad en caso de que un proceso falle, aunque sea por un tiempo breve. La confiabilidad 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 confiabilidad del sistema, aunque la capacidad general de remoción no sea significativamente diferente. Un ejemplo complejo ilustra la mayor confiabilidad de las barreras múltiples se presenta en el ejemplo 3-2.

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 reduce 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 trenes 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.

Solución 1. 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.

3-2 Otras consideraciones en la selección del proceso

33

b ) Tren 2: i. Ofrece 6 log de remoción cuando los tres procesos operan normalmente 0.99 0.99 0.99 365 d 365.16 d. ii. Ofrece 5 log de remoción cuando los dos procesos operan normalmente 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 (combinaciones 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 de remoción 6 5 4 3 Total

Tiempo de operación durante un año típico, d Tren 1

Tren 2

361.35

354.16 10.73 0.11 0.00037 365.0

3.65 365.0

Comentario Estos 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 remoción, 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.

La flexibilidad es un aspecto importante en la selección del proceso. Los procesos 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 pueden producir una calidad consistente de agua efluente a pesar de los rápidos cambios en la calidad del afluente, mientras que otros no se pueden adaptar a los cambios rápidos en la calidad del agua afluente. 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 procesos y trenes de procesos deben ser lo bastante flexibles para adaptarse a estos cambios, de manera que los servicios públicos no se vean obligados a actualizar o reemplazar procesos cada vez que se introducen nuevas normatividades.

Flexibilidad

34

3 Selección del proceso Se pueden agregar procesos adicionales a un tren de procesos si en el diseño original se han previsto suficientes capacidades hidráulicas y espacio. Los procesos también deben ser flexibles para incrementar su capacidad, debido a la creciente demanda de agua en cada comunidad con el paso del tiempo.

Historial de operaciones exitosas

Algunos procesos de tratamiento se han utilizado con éxito por más de 100 años.

Los procesos más modernos ofrecen algunas ventajas, como mejoras, menor producción de desechos y operación más sencilla, así como menor mantenimiento 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 beneficios percibidos no son más que simples afirmaciones de marketing para mejorar las ventas. Es necesario considerar con mucha atención los equipos y procesos nuevos, pues la salud pública depende del adecuado funcionamiento de las plantas de tratamiento. Por lo tanto, 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 afirmaciones de desempeño superior. Uno de los objetivos de este libro es que los ingenieros especializados en tratamiento de aguas comprendan bien las bases de los procesos unitarios para que puedan valorar de manera confiable las afirmaciones de un fabricante que vende un producto. Los nuevos equipos deben estar fabricados con base en ciertos principios científicos.

Experiencia del Los procesos unitarios para una planta de tratamiento deben seleccionarse en servicio público 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 experimentados dedicados a operar debidamente los procesos complejos. En esos casos, es mejor recurrir a procesos simples y automatizados.

Costo

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 construcción, como los operativos, son importantes, y muchas veces estos últimos son un factor más significativo que el costo de construcción.

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 significar muchas cosas para distintas personas, una definición 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.

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 Electric 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 electricidad de uso final 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 adopción de diferentes medidas, como considerar el rendimiento del combustible como un factor importante cuando elige un automóvil, o preferir bombillas eléctricas fluorescentes sobre las incandescentes. La industria del tratamiento de aguas puede tomar decisiones similares. Aunque sin duda la calidad del agua, las propiedades fisicoquímicas y los mecanismos de tratamiento son importantes cuando se debe seleccionar un proceso, la sustentabilidad debe ser un factor de peso cuando dos o más procesos son igualmente eficaces 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 significativos 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 procedimientos estándar para cuantificar 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 codificado 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 fin 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 final.

Una LCA tiene cuatro elementos. Primero se definen las metas y el alcance de la evaluación, seguido por una evaluación del inventario en la cual se cuantifican 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 identifican las oportunidades de reducir el impacto ambiental.

En la actualidad, la sociedad está enfocada en el cambio climático. No obstante, 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 acidificación Potencial de eutrofización Formación de esmog fotoquímico Toxicidad terrestre Toxicidad acuática Salud humana Agotamiento del recurso

Evaluación del ciclo de vida

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 calentamiento global y la otra sobre la salud humana?) Por lo tanto, se han desarrollado indicadores ambientales generales que ponderan y normalizan los impactos según una escala común, de manera que arrojan una sola calificación final. 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 cantidad de datos. Por lo tanto, muchas de ellas han limitado su alcance en aras de la simplificación; por ejemplo, han prescindido de elementos que se supone tienen un impacto mínimo. Además, en la actualidad existe software para ayudar 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.

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

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 después 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 suele ser un componente menor, por lo general de 5 a 20%, del impacto ambiental general. Asimismo, desmantelar una planta de tratamiento al final 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 inversa, 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 tratamiento de aguas. La energía que se consume durante el bombeo depende del caudal y la presión: PW donde PW QF P e

Q FP e

(3.3)

energía, W (o tasa de consumo de energía, kWh/d) caudal del agua de alimentación, m3/d o ML/d presión, Pa eficiencia

Las bombas se clasifican en unidades de presión o de cabezal, pero las dos están relacionadas: P ␳gh

(3-4)

3-1 Process Selection

5

139

Coagulación y floculación

5-1 Función de la coagulación y la floculación en el tratamiento del agua 5-2 Estabilidad de las partículas en el agua 5-3 Principios de la coagulación 5-4 Práctica de la coagulación 5-5 Principios del mezclado para coagulación y floculación 5-6 Práctica del mezclado rápido 5-7 Principios de la floculación 5-8 Práctica de la floculación 5-9 Consideraciones de energía y sustentabilidad 5-10 Resumen y guía de estudio Problemas de tarea Referencias

140 142 149 150 162 163 165 170 186 187 188 190

Las aguas superficiales 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 partículas orgánicas pueden ser virus, bacterias, algas, protozoarios y esporas, así como detritos que han caído a la superficie del agua. Además, las aguas superficiales 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 materia orgánica natural (natural organic matter, NOM).

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

139

140

5 Coagulación y floculación superficies 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 superficiales es a través de la sedimentación o filtración seguido del acondicionamiento del agua para la sedimentación o floculación, que son los temas de este capítulo. Por lo tanto, la finalidad de este capítulo es presentar la base química y física de los fenómenos que ocurren en los procesos de coagulación y floculación. Entre los temas específicos que se tratarán en este capítulo destacan la función de los procesos de coagulación y floculación 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 floculación.

5-1 Función de la coagulación y la floculación en el tratamiento del agua La importancia de los procesos de coagulación y floculación en el tratamiento de aguas puede apreciarse en el diagrama de flujo de proceso de la figura 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 fin de acondicionar la materia suspendida, coloidal y disuelta para el procesamiento subsiguiente mediante floculación o para crear condiciones que permitan la remoción posterior de materia suspendida disuelta. La floculación implica agregar partículas desestabilizadas (partículas cuya carga eléctrica superficial se ha reducido) y los productos de precipitación formados por la adición de coagulantes que los convierten en partículas más grandes conocidas como partículas floculantes o, más comúnmente, flóculos. El flóculo agregado puede eliminarse por sedimentación o

Bypass de floculación para filtración por contacto (en línea) Oxidante/ desinfectante Procesamiento y gestión de aguas residuales

Coagulante Mezcla flash

Bypass de sedimentación para filtración directa Floculación

Sedimentación

Polímero

Oxidante/ desinfectante Filtración granular Efluente al sistema de distribución

Procesamiento de líquidos Afluente procedente del agua superficial

Sólidos asentados

Agua de lavado desechada

Figura 5-1 Diagrama 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.

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

141

filtración. A continuación se ofrece una perspectiva general de los procesos de floculación 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:

Proceso de coagulación

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 floculantes que se extienden por el agua atrapando 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 tratarla. Cuando esos químicos se hidrolizan, forman precipitados insolubles que desestabilizan partículas, adsorben la superficie de las partículas y neutralizan su carga (y por lo tanto reducen las fuerzas repulsivas). Los polielectrolitos orgánicos naturales o sintéticos (polímetros con grupos funcionales con cargas múltiples) también se utilizan para desestabilizar partículas. Debido a las diferentes reacciones contrarias, la teoría de la coagulación química es compleja.

Por ello, las reacciones simplificadas 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 floculación es producir partículas mediante agregación, las cuales se puedan eliminar después mediante procedimientos como la sedimentación por gravedad y la filtración. Se pueden identificar dos tipos generales de floculación: 1) microfloculación (también conocida como floculación pericinética), en la que la agregación de partículas se produce por el movimiento térmico aleatorio de moléculas fluidas (conocido como movimiento browniano; vea sección 4-14), y 2) macfrofloculación (también conocida como floculación ortocinética), en la que la agregación de partículas se produce mediante la inducción de gradientes de velocidad mezclando suavemente el fluido que contienen las partículas. Por lo general, el mezclado o la floculación insume de 20 a 40 minutos. Otra forma de macrofloculación 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 partículas débilmente ligadas, conocidas como flóculos, los cuales son lo suficientemente grandes como para asentarse con relativa rapidez o para ser fácilmente eliminables mediante el filtrado del agua.

Proceso de floculación

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

Cuestiones prácticas de diseño

142

5 Coagulación y floculación para la desestabilización, 3) la intensidad del mezclado y el tiempo de floculación, y 4) la selección del proceso de separación líquido-sólido (es decir, sedimentación y filtración). Con excepción de la sedimentación (que se considera en el capítulo 6) y la filtración (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 fines prácticos, las partículas presentes en el agua pueden clasificarse 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 partículas 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 interacciones 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.

Interacciones partículasolvente

Las partículas en el agua natural pueden clasificarse como hidrofóbicas (repelentes del agua) e hidrofílicas (atrayentes de agua). Las primeras tienen una interfase bien definida entre el agua y la fase sólida y poca afinidad 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 superficie. Muchas partículas inorgánicas en las aguas naturales, incluidos los óxidos metálicos hidratados (óxidos de hierro o de aluminio), sílice (SiO2) y fibras de asbestos, son hidrofílicas debido a que las moléculas de agua se enlazan a los grupos funcionales polares o ionizados de la superficie (Stumm y Morgan, 1996). Muchas partículas orgánicas también son hidrofílicas e incluyen una gran diversidad de biocoloides (ácidos húmicos, virus) y microorganismos vivos o muertos suspendidos (bacterias, protozoarios, algas). Debido a que los biocoloides pueden adsorberse en las superficies de las partículas inorgánicas, las partículas en las aguas naturales suelen exhibir propiedades superficiales heterogéneas.

Propiedades eléctricas de las partículas

La principal propiedad eléctrica de las partículas finas en el agua es la carga superficial, la cual contribuye a otorgarles una estabilidad relativa, lo que provoca que sigan en suspensión sin agregarse por largos periodos. Transcurrido el tiempo suficiente, los coloides y las partículas finas se flocularán y sedimentarán, pero este proceso no es factible económicamente porque es muy lento. Una revisión de las causas de la estabilidad de las partículas ayuda a comprender mejor las técnicas que se pueden utilizar para desestabilizar las partículas, tema que se explica en la siguiente sección.

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 superficial muy compleja que puede surgir de las diferentes superficies, 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 pueden ser reemplazados por átomos metálicos con valencia menor, lo que le otorga 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 figura 5-2. Este proceso, conocido como reemplazo isomorfo, produce cargas negativas en la superficie de las partículas de arcilla.

Imperfecciones estructurales En 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 ocasionar el desarrollo de cargas superficiales.

Adsorción preferencial de iones específicos Las partículas adsorben NOM, y las macromoléculas que, por lo general, tienen una carga negativa, debido a que contienen grupos ácido carboxílicos: R– COO⫺ ⫹ H⫹ (pKa ⫽ 4 a 5)

R– COOH

(5-1)

En consecuencia, las superficies de las partículas que han adsorbido NOM estarán cargadas negativamente para valores de pH mayores de 5.

Ionización de grupos funcionales de superficie inorgánica Muchas superficies minerales contienen grupos funcionales superficiales (como hidroxilo) y su carga depende del pH. Por ejemplo, el sílice tiene grupos hidroxilo en su superficie exterior, los cuales pueden aceptar o donar protones como se muestra aquí: Si–OH⫹2 pH

HO

O

HO

2

O Al3⫹

Si O

pH=2

O Si

O Si4⫹

Si–OH ⫹ H⫹

Si–O⫺ ⫹ 2H⫹ pH

2

(5-2)

OH Si

O

OH

Átomo de silicio desplazado por átomo de aluminio

Figura 5-2 Adquisición 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.

Carga superficial de partícula

144

5 Coagulación y floculación

⫹Ψ0

Alúmina

0 ⫺Ψ0

Sílice

2

4

6

8

10

12

pH

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

El pH correspondiente a una carga superficial de cero se define como el punto de carga cero (ZPC).

Por encima de ZPC, la carga superficial 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 figura 5-3, está a un pH de 2, mientras 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 valores 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 superficial negativa en las partículas. Las partículas cargadas negativamente acumulan contraiones positivos en y cerca de su superficie para satisfacer su balance electrónico (electroneutralidad). Como se muestra en la figura 5-4, una capa de cationes se enlaza estrechamente a la superficie de una partícula cargada negativamente para formar una capa fija de adsorción. Esta capa adsorbida de cationes, enlazada a la superficie de la partícula mediante fuerzas electrostáticas y de adsorción, mide aproximadamente 0.5 nm de espesor y se

Tabla 5-1 Características superficiales de partículas inorgánicas y orgánicas que comúnmente se encuentran en aguas naturales Punto de carga cero, Tipo de partícula Inorgánica Al(OH)3 (amorfa) Al2O3 CuO3 Fe(OH)3 (amorfa) MgO MnO2 SiO2 Arcillas Caolinita Montmorillonita Orgánica Alga Bacteria Ácido húmico

pHZPC 7.5–8.5 9.1 9.5 8.5 12.4 2–4.5 2–3.5 3.3–4.6 2.5 3–5 2–4 3

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

5-2 Estabilidad de las partículas en el agua

Superficie de partícula negativamente cargada Ion negativo Contraión positivo

Capa (Stern) de carga fija

Iones en equilibrio con solución masiva

Capa de corte aproximada medida por electroforesis Capa iónica difusa

Potencial electrostático, mV

Doble capa −Ψ0

−Ψζ

Potencial de Nernst

−Ψm

0

Potencial Medida del de zeta potencial (Helmholtz) de zeta κ−1 Distancia de la superficie de la partícula, A

Figura 5-4 Estructura 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.

conoce como capa de Helmholtz (también conocida como capa de Stern en honor a Stern, quien propuso el modelo que se presenta en la figura 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 fija. Estos cationes y aniones se mueven bajo la influencia de la difusión (provocada por colisiones con las moléculas de solvente) y el exceso de concentración de cationes se extiende dentro de la solución, hasta que toda la carga superficial 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 adsorbida (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

145

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 electrodos, si la carga es negativa migrará hacia el electrodo positivo, como se muestra en la figura 5-5, y viceversa. Este movimiento se denomina electroforesis. Se debe observar que cuando una partícula se mueve en un campo eléctrico, parte del agua cercana a la superficie de la partícula se mueve con ella, lo que da origen al plano de corte, como se muestra en la figura 5-4. Por lo general, como se muestra en esta figura, el plano de corte real yace en la capa difusa a la derecha del plano de corte fijo teórico definido 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.

Estabilidad de la partícula

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 superficial 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 electromagnética que ocurre cuando dos partículas se acercan entre sí. Esta vibración es provocada por los electrones en los átomos en la superficie de la partícula, que

Ion negativamente cargado

Polo positivo

Partícula con carga superficial altamente negativa que se mueve hacia el polo positivo

Nube iónica difusa viaja con la partícula

Polo negativo

Contraiones cargados positivamente atraídos por el polo negativo

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

5-2 Estabilidad de las partículas en el agua

147

0 Fuerzas repulsivas

Curva de repulsión 1 Curva de repulsión 2

Fuerzas atractivas

Energía potencial

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 (<a20 kJ/mol) son suficientemente fuertes para resistir la vibración electromagnética, pero no son capaces de neutralizar las fuerzas repulsivas electrostáticas 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 produce la agregación de partículas por medio del movimiento browniano. La teoría de la interacción partícula-partícula se basa en la interacción de las fuerzas repulsivas 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 científicos que la desarrollaron.

Un diagrama conceptual del modelo DLVO se proporciona en la figura 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 principales 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 figura 5-6 respecto a las fuerzas de repulsión. En el primero, la fuerza repulsiva se extiende aproximadamente 4/ en la solución, donde es el espesor 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 figura 5-6 es la diferencia entre las fuerzas de repulsión y de atracción.

Energía neta 1 Energía neta 2 Curva de atracción de van der Waals 0

2/κ Distancia entre las placas

4/κ

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

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 fuerza de atracción de van der Waals. Aunque los flóculos pueden formarse en grandes distancias, como lo muestra la curva de energía neta del caso 1, la fuerza neta que mantiene estas partículas juntas es débil y los flóculos que se forman se rompen con facilidad. En el caso 2, no hay una barrera de energía que superar y las partículas pueden entrar en contacto unas con otras con relativa facilidad.

Desestabilización 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 adherida a las demás. El proceso de floculación 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 (microfloculación) o debido a la mezcla suave del agua (macrofloculación). 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 filtrado. 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 superficie de la partícula. Como ya se observó, la doble capa se forma para contrarrestar la carga superficial negativa 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 incremento en la fuerza iónica o valencia iónica puede comprimir el espesor de EDL lo suficiente para permitir que las fuerzas de van der Waals se extiendan más allá de la EDL, lo cual provocará que las partículas desestabilizadas se floculen. 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 floculan con más rapidez en agua salada (mayor fuerza iónica, EDL comprimida), de tal manera que un río que confluye 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 incrementar 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 requieren son mayores que las consideradas aceptables en el agua potable. Deben agregarse químicos coagulantes para desestabilizar partículas, como se describe en la siguiente sección.

5-3 Principios de la coagulación

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5-3 Principios de la coagulación Las propiedades eléctricas de las partículas se analizaron en la sección anterior. 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 finalidad de esta sección es presentar los principales mecanismos de coagulación responsables de la desestabilización y remoción de partículas. La práctica de coagulación 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 sección 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 partículas, y 4) enmallado en un precipitado o “flóculo de barrido”. Si bien estos mecanismos se analizan por separado, las estrategias de desestabilización suelen 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 opuestas o polímeros. La mayor parte de las aguas naturales está cargada negativamente (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 utilizar para desestabilizar partículas y neutralizar la carga en la superficie de la partícula. Si la superficie no tiene carga neta, no existe EDL y las fuerzas de van der Waals pueden provocar que las partículas se adhieran entre sí.

Adsorción y neutralización de carga

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 superficies de partículas en uno o más sitios a lo largo de la cadena de polímeros 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 superficiales disponibles de otras partículas, con lo que crea un “puente” entre las superficies 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 superficial y alto peso molecular (MW 105 a 107 g/mol). Los polímeros catiónicos de alto peso molecular tienen una alta densidad de carga para neutralizar la carga superficial.

Adsorción y puenteo entre partículas

150

5 Coagulación y floculación

Precipitación y enmallado

Cuando se usan en dosis altas, el aluminio y el hierro forman precipitados insolubles y las partículas quedan atrapadas en los precipitados amorfos. Este tipo de desestabilización se ha descrito como precipitación y enmallado o flóculo de barrido. Aunque los procesos moleculares que genera el flóculo de barrido no han sido definidos 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 superficie de la partícula, y 3) neutralización de la carga. A altas dosis, es probable que la nucleación del precipitado ocurra en la superficie de las partículas, lo cual provoca el crecimiento de un precipitado amorfo que atrapa partículas en su estructura amorfa. Este mecanismo predomina en las aplicaciones de tratamiento de aguas donde los valores de pH por lo general se mantienen 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.

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 interdependencia 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 finalidad 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.

Coagulantes metálicos inorgánicos

Los principales coagulantes inorgánicos que se emplean para tratar aguas son las sales de sulfuro y cloruro de aluminio e iones férricos y sales prehidrolizadas de estos metales. Estos cationes metálicos hidrolizables se encuentran fácilmente 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 reacciones 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:

5-4 Práctica de la coagulación Al2(SO4)3 FeCl3

2Al3 3SO 42

(5-3)

Fe3 3Cl

(5-4)

Los iones trivalentes de Al3 y Fe3 se hidratan para formar los complejos acuometálicos Al(H2O)63 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 coordinación 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 OH2 H2O Me OH2 H2O OH2

3

H2O OH H2O Me OH2 H2O OH2

2

H

(5-5)

Después, estos complejos acuometálicos pierden protones adicionales para formar diversas especies mononucleares solubles [Al(H2O)5(OH)2 , 4 , (A (OH) Al(H2O)4(OH) 2, Al(H2O)3(OH)03] y polinucleares [Al18(OH)20 8 20 28H2O)4 ]. De modo similar, el hierro forma diversas especies solubles, incluidas 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 partículas. Desafortunadamente, es difícil controlar y saber qué especie polinuclear y mononuclear está interaccionando. Como se analizará más adelante, esta incertidumbre ha provocado el desarrollo de sales metálicas coagulantes prehidrolizadas.

SOLUBILIDAD DE LOS HIDRÓXIDOS DE ALUMINIO Y FÉRRICO

La solubilidad de varias especies de alumbre [Al(III)] y hierro [Fe(III)] se ilustra en las figuras 5-7a y 5-7b, respectivamente, en la cual el log de las concentraciones molares se ha trazado en función del pH. Los diagramas de equilibrio que se muestran en las figuras 5-7a y 5-7b se trazaron utilizando constantes de equilibrio de las principales reacciones de hidrólisis, estimadas después de aproximadamente una hora de reacción (límite superior de los tiempos de retención en la coagulación/floculación). El hidróxido de aluminio y el hidróxido férrico se precipitan dentro de la región sombreada, y las especies polinucleares 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 fijar un límite inferior para prevenir las tasas de corrosión acelerada que ocurren a valores de pH por debajo de 6. Las áreas sombreadas más oscuras correspondientes a la región de coagulación de barrido que se muestran en las figuras 5-7a y 5-7b corresponden a rangos operativos de pH y dosis, que son los que normalmente se utilizan para

151

Sin agua, la vida no existiría. Por lo tanto, asegurar un suministro suficiente de agua dulce limpia es esencial para la salud de la humanidad y el funcionamiento de la sociedad moderna. El agua también es conocida como el solvente 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 su calidad, y casi todas sus fuentes requieren alguna forma de tratamiento para poder usarse como agua potable.

Este libro tiene la finalidad de proporcionar una introducción al campo del tratamiento del agua y los procesos que se usan para poder beberla sin riesgo. La atención del mismo se enfoca en los principios de dicho tratamiento, y es adecuado como texto para cursos de licenciatura y posgrado.

ISBN-13: 978-607-522-868-6 ISBN-10: 607-522-868-3

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