DETERMINACIÓN DE PARÁMETROS DE DISEÑO DE UN TRATAMIENTO FISICOQUÍMICO DE AGUAS RESIDUALES

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1 DETERMINACIÓN DE PARÁMETROS DE DISEÑO DE UN TRATAMIENTO FISICOQUÍMICO DE AGUAS RESIDUALES Castillo Borges Elba R., Herrera Canché Gonzalo M., Méndez Novelo Roger I. Universidad Autónoma de Yucatán, Facultad de Ingeniería. Ingeniería Ambiental Avenida Industrias no Contaminantes por anillo periférico norte s/n. Tel. (99) ext. 129; Fax. (99) ; RESUMEN Se presentan los resultados y los análisis de ensayos de laboratorio para determinar los parámetros óptimos de diseño de una planta convencional de tratamiento fisicoquímico de aguas residuales domésticas: dosis óptima, ph óptimo, concentración óptima, Número de Camp para la mezcla rápida, Número de Camp para la mezcla lenta y carga superficial para la sedimentación. Con el coagulante utilizado (sulfato férrico), no se obtuvo una dosis óptima y la mejor dosis resultó de 300 mg/l que actuó por acción de barrido. El ph óptimo fue de 5 ; la concentración óptima de 1.5%; el Número de Camp para la mezcla rápida de 2700 y para la mezcla lenta de 860. De los resultados obtenidos con la prueba de jarras modificada para la sedimentación, se concluyó que un 25% de la materia orgánica no fue factible de ser removida, por lo que se recomienda probar con polielectrolitos catiónicos de alta densidad que formen flóculos de mayor tamaño y densidad. INTRODUCCIÓN Una alternativa en el tratamiento de aguas residuales, tanto domésticas como industriales, es el proceso fisicoquímico. Consiste en remover con ayuda de coagulantes, principalmente sales metálicas y/o polielectrolitos, los sólidos suspendidos o disueltos que poseen y de esta manera, la carga orgánica potencialmente peligrosa para la salud. Los productos de este tipo de tratamiento son aguas relativamente libres de materia orgánica y lodos no estabilizados que son la suma de la materia orgánica, suspendida y disuelta, removida del agua y los coagulantes añadidos. El proceso fisicoquímico ha sido aplicado extensamente en la potabilización. El proceso convencional esquematizado en la figura 1, consiste en eliminar por medios físicos (cribas y desarenadores) la materia gruesa suspendida, posteriormente someterlos a una agitación violenta en una unidad denominada de mezcla rápida, en la que, con ayuda de algunos agentes químicos denominados coagulantes se propicia la desestabilización de la materia suspendida y/o la acción de puentes químicos que

2 permiten la formación de pequeños microflóculos, los cuales son aglutinados en partículas de mayor tamaño en unidades denominadas de mezcla lenta (en un proceso denominado floculación) en los que se propicia su adherencia. Posteriormente, las partículas ya desestabilizadas y aglutinadas poseen el tamaño y densidades suficientes para poder removerse por acción de la gravedad, en unidades denominadas sedimentadores o decantadores. Las partículas de pequeño tamaño que no alcanzaron a ser removidas en el anterior proceso, son removidas en los filtros rápidos, que son unidades empacadas con arenas silísicas de aproximadamente 0.2 cm de diámetro, en las que se hace pasar el agua a velocidades de 120 a 360 m/día. Los efluentes de estas unidades son aguas a las que se les han removido casi la totalidad de los sólidos que poseía el agua cruda. Generalmente, la última operación consiste en adicionarle cloro al agua para eliminar cualquier microorganismo patógeno que aún poseyera y brindarle una protección residual para prevenirla de futuras contaminaciones. Figura 1.- Proceso fisicoquímico convencional. Cada una de las unidades de las plantas de tratamiento puede ser diseñada considerando las características del agua cruda y mediante la realización de ensayos de laboratorio. La eficiencia de los procesos en general está en función de algunos pocos parámetros relacionados con: la turbiedad del agua, el coagulante utilizado, los tipos de flujo y los tiempos de retención de los reactores. El fenómeno coagulación-floculación es complejo y no existe a la fecha un modelo plenamente aceptado que lo explique. La dosis de coagulante, de acuerdo con el modelo físico de la coagulación, neutraliza las cargas eléctricas de los coloides por el cambio de la concentración de los iones que determinan el potencial del coloide. Las cargas, que se derivan de la hidrólisis del coagulante añadido al agua (cationes), se adhieren a la superficie de los coloides que originalmente poseen cargas negativas, reduciendo de esta manera el potencial eléctrico del coloide y como consecuencia, permitiendo que la acción de las fuerzas de Van Der Walls derive en la formación de flóculos. Este modelo, sin embargo, no explica la sobredosis, esto es, que el fenómeno se presenta a ciertas dosis denominadas dosis óptima, pero no a dosis ligeramente mayores o ligeramente menores, sin embargo para dosis muy altas y como efecto de la acción de barrido se obtienen buenas remociones de turbiedad, siendo que las partículas coloidales deberían estar reestabilizadas (con potenciales eléctricos altos, ahora de carga positiva) y por consiguiente su eficiencia debería ser baja o nula. El ph óptimo para el proceso es cercano a 7 (Richter, 1981), pero en aguas que no poseen alcalinidad, al agregar el coagulante se reduce el ph desmejorando el proceso, por lo que es necesario regular este parámetro. La concentración, además de influir en la eficiencia de remoción, permite diseñar las dimensiones del tanque de disolución del coagulante, toda vez que éste se aplica en forma líquida y el reactivo es de naturaleza sólida.

3 Para la mezcla rápida, se requiere de tiempos de retención muy cortos, preferentemente inferiores a un segundo, dado que la hidrólisis, la polimerización o hidratación de iones metálicos, la difusión de los compuestos formados y adsorción en ellos de las partículas coloidales es prácticamente instantánea, del orden de 8.5 x 10-5 a 2.4 x 10-4 segundos (Richter, 1981). Los gradientes hidráulicos para lograr esta mezcla han de ser altos, idealmente cercanos a 1000 s -1 (Richter, 1981). Estas condiciones difícilmente pueden ser brindadas por reactores mecánicos, por lo que es usual encontrar reactores hidráulicos del tipo de salto hidráulico, inyectores o difusores. En el laboratorio no es posible modelar las condiciones de los reactores reales, por lo que se han definido diversos procedimientos para simular las reacciones. El más utilizado para la mezcla rápida está basado en determinar el Número de Camp que es el producto del gradiente hidráulico por el tiempo de retención y que se ha comprobado, es semejante al de la planta de tamaño real. Para la mezcla lenta, los gradientes hidráulicos están en el rango de s -1 (Arboleda, 1973) y los tiempos de retención son del orden de 10 a 30 minutos. Tecnologías más recientes trabajan con tiempos menores, de 2 a 5 minutos, en reactores compartamentalizados en los que se aplican los conceptos propuestos por Argaman y Kaufman, (Argaman, 1960). De manera semejante que en la mezcla rápida, en la mezcla lenta se puede calcular el Número de Camp en laboratorio y con base en él, determinar el diseño y la operación de floculadores reales. Los sedimentadores pueden ser diseñados y operados mediante la determinación de parámetros calculados con sencillos procedimientos de laboratorio. Para el proceso convencional, actualmente se prefiere el método de la prueba de jarras modificada sobre el de la columna de sedimentación. Con ambos se obtienen resultados semejantes, pero el primero tiene la ventaja de la sencillez. Los filtros rápidos, que son las unidades más caras de las plantas de tratamiento, se diseñan generalmente por métodos empíricos y se optimiza su operación con ayuda de filtros pilotos, empacados con los materiales de los filtros de las plantas potabilizadoras a los que se les hace pasar aguas de las propias plantas para determinar parámetros como la carga superficial, las pérdidas de carga por colmatación, la carrera del filtro, etc. Sin embargo, se ha comprobado que el hacer pasar el efluente del sedimentador por un papel filtro Whatman 40 (Culp, 1974), equivale a filtrar adecuadamente mediante un filtro rápido, por lo que para fines únicamente de comparación de los procesos anteriores, es práctica común su utilización. Las aguas residuales, tanto domésticas como industriales, son tratadas generalmente por métodos biológicos, ya sea aerobios o anaerobios, en los que la remoción de la materia orgánica y de otro tipo de contaminantes se realiza principalmente por la acción de microorganismos que degradan la materia orgánica como parte de su metabolismo. Por tanto, los tratamientos están encaminados a proporcionar las condiciones ambientales necesarias para la acción eficiente de los mismos. Esta característica (depender de la acción de los microorganismos), le infiere un cierto grado de vulnerabilidad a los tratamientos. Por otro lado, en los tratamientos fisicoquímicos, los controles que regulan la eficiencia de los procesos son mucho más sencillos, por lo que su funcionamiento es más seguro. Como se ha mencionado, los tratamientos fisicoquímicos pueden remover las cargas orgánicas de la fracción líquida de los desechos, pero aumenta el volumen de los lodos producidos. Estos lodos, no están estabilizados y poseen sustancias adicionales (coagulantes), lo que modifica su

4 composición y por tanto sus posibles tratamientos. No se encontraron en la literatura consultada, trabajos sobre tratamiento, utilización y disposición de este tipo de lodos, por lo que representa un campo fértil para la investigación. Se reportan muchos estudios sobre el tipo y la dosis de coagulante para diferentes tipos de aguas residuales. Para una eficiente remoción de color, (Lyn et al, 1996), encontraron que el sulfato de fierro fue más eficiente que el sulfato de aluminio, logrando remover la totalidad del carbón orgánico total (COT) en aguas residuales domésticas. (Bell et al, 1996), probaron con distintos coagulantes (sulfato de aluminio, cloruro férrico y cloruro de polialuminio) para determinar el más apropiado, no solo para remover el total del COT, sino la eliminación o inactivación de microorganismos de las aguas residuales domésticas. El color en las aguas residuales es producido por partículas de muy pequeño tamaño (3.5 a 10 mµ) lo que las sitúa en la frontera entre dispersión coloidal y solución verdadera. Por otro lado se ha demostrado que al bajar el ph de las aguas, disminuye la intensidad del color, por lo que para obtener eficiencias elevadas en su remoción los valores de ph más comunes están en el rango de 3.5 a 6 (Montes, 1998), mientras que para la remoción de otro tipo de material suspendido, el ph óptimo está en el rango de 6 a 7 (Montes, 1998). El sulfato poliférrico es un reactivo que optimiza la hidrólisis de Fe(III) y que posee un elevado peso molecular, características deseables en todo coagulante. Este reactivo fue utilizado en un estudio a nivel laboratorio (Jiang, 1996) en el que se demostró más eficiencia que con los coagulantes convencionales. Este coagulante comprobó su eficiencia en la remoción de color a ph de 7. Otros estudios realizados por (De Tomaso, y Van Benschoten, 1996), trabajando con aguas residuales domésticas y utilizando coagulantes convencionales (sulfatos de aluminio y de fierro) comprobaron que se obtienen buenas eficiencias de remoción de materia orgánica y de color, si se trabaja con ph ácidos entre 5 y 6. (Kawamura, 1996) reporta, que la optimización de los procesos de coagulación y floculación, son determinantes en la eficiencia de remoción de materia orgánica en los procesos fisicoquímicos de tratamiento de aguas residuales y propone la utilización de la prueba de jarras para la determinación de parámetros de diseño y control. A similares conclusiones llegaron (Van Duser et al, 1996) con lo que pudieron incrementar un 57% el volumen de agua tratada de una planta de tratamiento de aguas residuales de la ciudad de Hillsboro, Oregon. El propósito de este trabajo fue determinar con pruebas de laboratorio, los parámetros de diseño de las diferentes unidades que componen un tratamiento fisicoquímico de aguas residuales domésticas, en los que se obtengan las mejores eficiencias de remoción de materia orgánica medida como Demanda Química de Oxígeno (DQO): - Dosis óptima de coagulantes necesarios para obtener eficiencias de remoción de materia orgánica, similares o superiores a los obtenidos por tratamientos biológicos. - ph óptimo. - Concentración óptima de coagulante. - Número de Camp (Arboleda, 1987), (Gradiente hidráulico por tiempo de retención de la mezcla rápida). - Número de Camp (Arboleda, 1987) (Gradiente hidráulico por tiempo de retención para la mezcla lenta). - Carga superficial para diseño de sedimentadores para una eficiencia predeterminada.

5 Es importante mencionar que las aguas residuales domésticas en la región, poseen características fisicoquímicas que las diferencian de la mayoría de las aguas residuales domésticas de otros lugares, tales como la alcalinidad que está en el rango de 250 a 350 mg/l y ph cercano a 7, de donde se infiere que las características de los procesos de tratamiento fisicoquímico, deben ser también diferentes. De ahí la importancia de estudiar este tipo de proceso para este tipo de aguas. METODOLOGÍA La investigación consistió en la realización de ensayos de laboratorio (pruebas de jarras) con aguas residuales domésticas y el uso de sulfato férrico como coagulante. En estos ensayos, el parámetro de control fue la DQO soluble (mg/l), la cual se determinaba al agua antes y después del proceso simulado con equipo de prueba de jarras. Las aguas utilizadas en los ensayos fueron recolectadas del influente del cárcamo de la planta del fraccionamiento FOVISSTE de la ciudad de Mérida. A las aguas crudas se les removió por métodos físicos (una hora de asentamiento y remoción manual de los sobrenadantes) los sólidos flotantes y los sedimentables, para emular los pretratamientos de las plantas de aguas residuales. Los parámetros de diseño determinados fueron los siguientes: 1) Dosis óptima de coagulante: Se realizaron 12 ensayos de la prueba de jarras, para cubrir un rango de 0 a 300 mg/l de sulfato férrico, 2 con dosis de 10 a 60 mg/i, 2 de 20 a 120 mg/l, 2 de 100 a 250 mg/l y 6 de 200 a 300 mg/l. 2) ph óptimo: Se realizaron 8 ensayos de jarras: 6 para un rango de ph de 2.5 a 5 y 2 ensayos para el rango de 4.5 a 7. Los valores de ph de las muestras de agua cruda, se ajustaban con soluciones de ácido clorhídrico e hidróxido de sodio. 3) Concentración óptima: Se realizaron 4 pruebas de jarras con un rango de concentraciones de 0.5 a 3 %. 4) Mezcla rápida: Se determinó el Número de Camp con dos ensayos de la prueba de jarras en las que se varió el tiempo de mezcla rápida de 20 a120 segundos. 5) Mezcla lenta: Para el diseño y operación de floculadores se requiere calcular el Número de Camp. Se realizaron 4 ensayos de la prueba de jarras con gradientes hidráulicos de 20, 40, 60 y 80 s -1. 6) Velocidad crítica de sedimentación (v sc ): Con la velocidad crítica se calcula la carga superficial, parámetro utilizado para diseñar y operar sedimentadores. Se realizaron 2 ensayos de la prueba de jarras modificada para su determinación. Una vez determinados la dosis, ph y concentraciones óptimas, así como la carga superficial, se emuló el proceso de filtración rápida con el uso de filtros de papel Whatman 40 para determinar la remoción total de materia orgánica que se obtendría. RESULTADOS En la figura 2, se presentan los resultados de los 12 ensayos de la prueba de jarras y la curva ajustada que de ellos se derivan para estimar la dosis óptima de coagulante; en la figura 3, los correspondientes al ph óptimo; en la figura 4, los de la concentración óptima; en la figura 5, los de la mezcla rápida que permiten calcular el Número de Camp; en la figura 6, se presentan los resultados de los ensayos de la prueba de jarras

6 para la mezcla lenta y de ella se derivan las figuras 7 y 8, que son desarrolladas para relacionar el gradiente hidráulico con el tiempo de floculación; en la tabla 1, se presentan los resultados de la prueba de jarras modificada y se calculan las velocidades de sedimentación (v s ) y los remanentes de materia orgánica después de la sedimentación, que se presentan en la figura 9. Esta gráfica, permite estimar la carga superficial con base en una eficiencia deseada. Por último, se presenta en la figura 10, las remociones que sobre el agua sedimentada se obtiene con la filtración en papel Whatman 40 y con base en estos resultados la eficiencia en remoción de materia orgánica medida como DQO que se obtendría en una planta de tratamiento fisicoquímico de las aguas estudiadas. Se ensayó una regresión lineal (figura 11) para estimar la DQO filtrada con base en la DQO sedimentada. Tabla 1.- Resultados de la prueba de jarras modificada para la determinación de la carga superficial de la sedimentación Tiempo (seg) DQO 1 (mg/l) DQO 2 (mg/l) DQO p (mg/l) V S (cm/s) R (%) DQO i = 653 mg/l (DQO promedio inicial). d = 5 cm (distancia de sedimentación). DQO 1 = DQO del primer ensayo. DQO 2 = DQO del segundo ensayo. DQO p = DQO promedio. V s = velocidad de sedimentación (cm/s). R = Fracción remanente de DQO, después del tiempo T. DISCUSIÓN En la remoción de la turbiedad debida a partículas coloidales de origen mineral, las dosis óptimas se encuentran en el rango de 10 a 30 mg/l de coagulante y a dosis mayores o menores se tienen bajas eficiencias de remoción. Cuando este rango de dosis es pequeño y los controles operacionales de la planta ineficientes se tienen que administrar sobredosis para que la remoción de las partículas coloidales se efectúe por la acción de barrido. En la figura 2, puede notarse que no existe una dosis óptima de coagulante sino que las mejores remociones se obtienen a dosis elevadas, superiores a 180 mg/l, lo que indica que actúa la acción de barrido. Estas remociones son las obtenidas después de la sedimentación, sin embargo, después de la filtración, como puede observarse en la figura 10, la mejor eficiencia se obtiene a concentraciones de 300 mg/l. La diferencia de remociones entre los efluentes de la sedimentación y los de

7 la filtración, se debe a un efecto combinado: por una parte, una fracción de la materia orgánica, cuando la dosis es menor de 300 mg/l, no forma flóculos, o estos son pequeños y no alcanzan a ser removidos por el filtro, adicionalmente, una mayor cantidad de coagulante produce una mejor remoción por acción de barrido. El ph óptimo fue de 5, lo que concuerda con los resultados obtenidos por De Tomaso y Van Benschoten. A este respecto es conveniente mencionar que las aguas crudas DQO (mg/l) Dosis (mg/l) Figura 2.- Dosis óptima de coagulante Figura 3.- ph óptimo

8 Figura 4.- Concentración óptima Figura 5.- Tiempos óptimos de coagulación

9 Figura 6.- Tiempos óptimos de floculación para diferentes gradientes Figura 7.- Gradientes óptimos de floculación para diferentes tiempos

10 Figura 8.- Relación de tiempos y gradientes óptimos de floculación 1-C 1-C 0 v s C C 0 C f v sc Figura 9.- Curva de eficiencia de sedimentación

11 DQO (mg/l) Dosis (mg/l) Agua filtrada Agua sedimentada Figura 10.- Efecto de la filtración en la remoción de la materia orgánica Figura 11.- Modelo de regresión para la DQO filtrada poseen elevada alcalinidad (250 a 350 mg/l), lo que evitó que el ph bajara aún cuando las dosis fueron elevadas.

12 Las mejores eficiencias de remoción se obtuvieron a concentraciones de coagulante 0.5 y 1.5 %, por lo que se elige ésta última como la más adecuada toda vez que se asocia con volúmenes de tanque dosificador 1/3 menores que la primera concentración. La capacidad de agitación máxima del equipo de prueba de jarras utilizado es de 100 rpm, al que le corresponde un gradiente hidráulico de 300 s -1 cuando se utilizan vasos de precipitado con deflectores y una temperatura de 28 ºC. Este valor multiplicado por el tiempo de mezcla lenta con el que se obtuvieron las mejores eficiencias de remoción de DQO (100 segundos de acuerdo con la figura 5) nos permite estimar el Número de Camp para la coagulación que es 3,000. Este valor se encuentra dentro del rango de mezcladores rápidos utilizados en potabilización. A este respecto Camp sugiere gradientes de 1000 a 2000 s-1 y tiempos de retención menores de 1 segundo. En la figura 6, se presentan los gráficos de eficiencias de remoción de la floculación para 4 gradientes hidráulicos (20, 40, 60 y 80 s -1 ), con base en ésta y para diferentes tiempos de retención se elaboró la figura 7 que relaciona los gradientes con las eficiencias. Los valores óptimos de esta última figura se utilizan para relacionar el gradiente hidráulico con el tiempo de retención (figura 8) con lo que se obtiene una poderosa herramienta de diseño y control del proceso de floculación. Si suponemos un tiempo de retención de 20 minutos, le corresponde un gradiente hidráulico de 43 s -1, por lo que el Número de Camp sería de 860. Con los datos obtenidos en la prueba de jarras modificada para la sedimentación (tabla 6), se elabora el gráfico presentado en la figura 9, en el eje de las absisas se tiene la velocidad de sedimentación que resulta de dividir la distancia de sedimentación (5 cm) entre el tiempo y en las ordenadas la fracción remanente de materia orgánica medida como DQO que se calcula con la siguiente expresión: R =1 N N 1 0 donde: R es la fracción remanente, N 0 es la concentración inicial y N t la obtenida en el tiempo t. Para cada velocidad de sedimentación, la eficiencia de remoción se calcula con la siguiente expresión: v s ( C) E = 1 +,donde: E, es la eficiencia de remoción, (1-C) representa la remoción de partículas de velocidad de sedimentación mayor que la crítica, v s la remoción de las de menor velocidad (representadas por el área sombreada) y v sc la velocidad crítica de sedimentación. Para el ejemplo de la figura, partiendo de una carga superficial típica de diseño de decantadores, q = 32 m 3 /m 2 /día (v sc = cm/s), se calculó que la eficiencia es del 49.5 %. Esta eficiencia es baja comparada con los sedimentadores de plantas potabilizadoras. La concentración final C f es del 25 %, lo que indica que existe una fracción soluble de materia orgánica, o bien, formada por flóculos de pequeño tamaño o densidad, cuya sedimentación es sumamente lenta. En cualquiera de los dos casos, es necesario probar con otros tipos de coagulantes que produzcan flóculos más densos y que v sc

13 permitan remover mayores porcentajes de materia orgánica. Se podrían probar polielectrolitos catiónicos de alta densidad como el cloruro de polialuminio o el clorhidrato de aluminio (Montes, 1998) o propiciar, dada la elevada dureza total de las aguas, un proceso de ablandamiento elevando el ph a 11 y produciendo de esta manera un floc de elevada densidad que por acción de barrido elimine la materia orgánica. Para emular el proceso de filtración rápida, se hizo pasar el agua sedimentada por un papel Whatman 40. En la figura 10, se presenta gráficamente el incremento de la eficiencia de remoción de la materia orgánica. Con base en estos resultados, se ensayó una regresión lineal para estimar el valor de la DQO del agua filtrada (y) en términos del agua sedimentada (x): y = 0.74x , modelo significativo a niveles de confianza superiores al 99%. Las remociones totales de materia orgánica, medida como DQO, del proceso convencional fueron del 66.3%, al pasar de una concentración de 414 a mg/l, las cuales son inferiores a las obtenidas en los tratamientos secundarios biológicos (Richter, 1991). CONCLUSIONES 1) No se obtuvo una dosis óptima de coagulante y por acción de barrido la mejor dosis fue la de 300 mg/l de sulfato férrico. 2) El ph óptimo fue de 5. 3) La concentración óptima fue de 1.5%. 4) El Número de Camp para la mezcla rápida fue 3,000. 5) El Número de Camp para la floculación fue de ) La remoción total de materia orgánica medida como DQO, del proceso convencional fue de 66.3%, al pasar de una concentración de 414 a mg/l, las cuales son inferiores a las obtenidas en tratamientos biológicos secundarios. 7) Se recomienda ensayar coagulantes poliméricos de alta densidad como ayudantes de coagulación, para propiciar la formación de flóculos de mayor tamaño y densidad con los que se obtendrían mejores eficiencias. REFERENCIAS Arboleda V.J. (1973). Teoría, Diseño y Control de los Procesos de Clarificación del Agua, C.E.P.I.S., Lima, Perú. Argaman Y., Kaufman W. (1960). Turbulence in Orthokinetic Floculation, FWPCA, Serl Report No.68-5, University of California, College of Engineering, Berkeley. Bell K.A., Bienlien K., Ibrahim E., LeChevalier M., Abbaszadegan M., Ballinger F., Mantiega R., Verges D., Volk Ch., Amy G., Sina Sh. & Benjamin M. (1996). Enhanced and Optimized Coagulation for Removal of Particulate and Microbial Contaminants, Conference (Part II): Proceeding 1996 Water Quality Technilogy, pp , USA. Camp T.R. (1955). Floculation and Floculation Basins, Trans. Am. Soc. Civil Eng. No.120, pp.1-16.

14 Canepa V.L. (1981). Filtración, Procesos Unitarios, Laboratorio, Programa Regional OPS/EHP/CEPIS de Mejoramiento de Calidad de Agua para Consumo Humano, Lima, Perú. Culp G. & Culp R. (1974). "New concepts in water purification", Van Nostrand Reinhold Environmental Engineering Series, New York, USA. DeTommaso J.& Van Benschoten J. (1996). An Experimental Study of Organic Matter Coagulation by Al and Fe Salts,!996 Annual Conference Proceedings, American Water Works Association, Water Research, pp , Toronto, Canada. Jiang J., Graham N. & Harwa D. (1996). Coagulation of Upland Coloured Water With Polyferric Sulphate Compared to Conventional Coagulants. Aqua (Journal of Water Supply Research and Technology), Vol.45 No.3, pp , London, UK. Kawamura S. (1996). Optimization of basic Water-Treatment Process Design and Operation Coagulation and Floculation, Journal of Water Supply Research and Technology, Vol.45 No.1 pp.35-47, London, UK. Letterman R.D., J.E. Quon & Gemmell (1955). Influence of Rapid-Mix Parameters on Flocculation, J. Am. Water Works Assoc. No.65, pp Lyn T., Taylor R., Reader K. & Lavinder S. (1996). Lime Softening/Alum Coagulation Process, Conference (Part II): Proceedings 1996 Water Quality Technology, pp , Boston, Ma., USA. Montes S.S. (1998). Uso de Agentes Oxidantes Poliméricos Inorgánicos en Aguas Contaminadas, Facultad de Química y Biología, Universidad de Santiago de Chile, Richter C. (1981). "Mezcla Rápida", Programa regional OPS/EPH/CEPIS de mejoramiento de calidad de agua para consumo humano. Ciclo: Ciencias básicas de tratamiento de agua. Modulo: Procesos unitarios - teoría., Lima, Perú. Ross S.A., Guo P.H. & Jank B.E. (1980). Design and Selection of Small Wastewater Treatment Systems, Environmental Protection Service, Canada. Van Duser P., Kreft P., Obermeyer L., Glicker J. & Borg K. (1996). Coagulation Optimization to Meet Particle/Cyst Removal Goals, Conference (Part II), American Water Works Association, pp , Toronto, Canada.