FT-TER-002

FT-TER-002
FICHAS TÉCNICAS
DE ETAPAS DE PROCESO DE
PLANTAS DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES
DE LA INDUSTRIA TEXTIL
ADSORCIÓN EN CARBÓN ACTIVO
SERIE: TRATAMIENTOS TERCIARIOS
TÍTULO
ADSORCIÓN EN CARBÓN ACTIVO (FT-TER-002)
Fecha de elaboración
Mayo de 2015
Revisión vigente
ADSORCIÓN EN CARBÓN ACTIVO
ADSORCIÓN EN CARBÓN ACTIVO (FT-TER-002)
Fecha
Mayo de 2015
Autores
Pablo Ures Rodríguez
Joaquín Suárez López
Alfredo Jácome Burgos
FT-TER-002
ADSORCIÓN EN CARBÓN ACTIVO
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ÍNDICE
1.INTRODUCCIÓN 2.FUNDAMENTOS SOBRE ADSORCIÓN EN CARBÓN ACTIVO 2.1. Factores que influyen la adsorción 2.2. Cinéticas de adsorción 2.3. Equilibrio de adsorción 3.DISEÑO Y OPERACIÓN 3.1. Descripción 3.2. Operación 3.3. Variables de diseño 3.4. Valores típicos de diseño 4.PARÁMETROS Y ESTRATEGIAS DE CONTROL 4.1. Curvas de rotura 4.2. Regeneración y reactivación del carbón activo 5.CONSIDERACIONES TÉCNICAS PARTICULARES 6.APLICACIONES GENERALES DE LA TÉCNICA DE ADSORCIÓN EN CARBÓN ACTIVO 6.1. Carbón activo granular (CAG) 7.ESPECIFICACIONES EN EL TRATAMIENTO DE EFLUENTES DE LA INDUSTRIA TEXTIL 8.PROBLEMAS DE EXPLOTACIÓN 8.1. Obturación sistemática de los filtros 8.2. Problemas derivados de la reposición del CA BIBLIOGRAFÍA
ANEXO 1.- TABLAS DE REFERENCIA
ANEXO 2.- LÍNEAS DE FÁBRICAS DE LA CADENA DE SUMINISTRO QUE INCLUYEN ADS. EN CAG EN SU PROCESO
ANEXO 3.- DESCRIPCIÓN GRÁFICA DE UNIDADES DE PROCESO
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1. INTRODUCCIÓN
Existen numerosos grupos de compuestos orgánicos presentes de forma habitual en el agua residual que son susceptibles
de ser adsorbidos en carbón activo, incluyendo pesticidas, herbicidas, disolventes aromáticos, compuestos polinucleares
aromáticos, compuestos clorados aromáticos, fenoles, disolventes clorados, compuestos de alto peso molecular (APM)
(HMW- high molecular weight), ácidos alifáticos y ácidos aromáticos. Las aminas APM y aminas aromáticas, gasolinas,
ésteres, éteres, alcoholes, surfactantes y tintes orgánicos solubles.
Por otra parte, compuestos de bajo peso molecular (BPM) y alta polaridad, como las aminas BPM, nitrosaminas, glicoles y
algunos éteres, no son susceptibles de ser adsorbidos en CA.
La adsorción en CAG (carbono activo granular) se emplea como tratamiento terciario de aguas residuales municipales e
industriales (tratamiento físico-químico seguido de tratamiento secundario) o como un paso en el tratamiento físicoquímico (coagulación, decantación, filtración, adsorción CAG) en lugar del tratamiento secundario. En caso de ser aplicado
como tratamiento terciario, el CAG se emplea fundamentalmente para adsorber moléculas orgánicas que no son
eliminadas por el tratamiento biológico. Normalmente requiere un pretratamiento, como precipitación con cal seguida de
una filtración rápida.
En tratamiento de aguas industriales, el CAG puede ser utilizado para cumplir con estándares de pretratamiento para
vertido a los sistemas de aguas residuales municipales o para cumplir con los estándares de vertido a medio natural.
El presente documento se basa en el texto Activated Carbon for Water and Wastewater Treatment de Ferhan Çeçen y
Ozgür Aktas (2012) con aportes y documentos específicos del tratamiento de aguas en la industria textil.
2. FUNDAMENTOS SOBRE ADSORCIÓN EN CARBÓN ACTIVO
2.1. Factores que influyen la adsorción

Área superficial de adsorbente
La capacidad de adsorción se considera generalmente como proporcional al área superficial específica. El área
superficial específica es esa proporción del área superficial total que está disponible para la adsorción. Cuanto
más finamente dividido y más porosos sean los adsorbentes, mayor será el rendimiento esperado de adsorción
por unidad de peso de adsorbente. La superficie puede ser caracterizada como la externa, incluyendo las
cavidades con anchura mayor a la profundidad o interna cuando incluye poros y cavidades que tienen una
profundidad mayor que su anchura.

Características físico-químicas del adsorbato
En general, la adsorbabilidad de un compuesto incrementa al incrementar su peso molecular y al incrementar
el número de grupos funcionales como enlaces dobles y halógenos.
Las moléculas grandes son adsorbidas sobre CA mejor que las moléculas pequeñas. El grado de solubilidad del
soluto está también relacionado de forma directa con la adsorción. Existe una relación inversa entre la capacidad
de adsorción de un soluto particular y su solubilidad en el disolvente desde el cual se produce la adsorción. Una
alta solubilidad implica que los enlaces soluto-disolvente son más fuertes que las fuerzas de atracción entre el
soluto y el adsorbente.

Polaridad
La polaridad del adsorbato es otro factor de importancia. Un soluto polar es preferiblemente adsorbido por un
adsorbente polar, mientras que un soluto apolar es más fácilmente adsorbido por un adsorbente apolar. El CA
adsorbe mejor moléculas apolares que polares. Un incremento en la solubilidad refleja una afinidad mayor entre
el soluto y el disolvente, y opone la atracción ejercida por el carbón. Consecuentemente, cualquier cambio que
incremente la solubilidad puede ser asociado con la reducción de la adsorbabilidad. De hecho, los grupos polares
(caracterizados por su afinidad por el agua) normalmente hacen disminuir la adsorción desde soluciones acuosas.
Las constantes de disociación de los ácidos y bases débiles también influyen en la capacidad de adsorción. La
razón es que la capacidad de ionización está determinada por la constante de disociación. La adsorción de formas
iónicas y moleculares difiere de tal manera que las segundas son mucho mejor adsorbidas que las primeras. Una
constante de disociación mayor resulta en una mayor cantidad de soluto en forma iónica, que normalmente no
se adsorbe en el CA.
La presencia de sustituyentes también afecta a la adsorbabilidad de los compuestos orgánicos. La introducción
de un segundo o tercer substituyente normalmente amplía la influencia del primer substituyente. La influencia
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de un grupo substituyente depende de la posición que ocupe, por ejemplo, orto, meta, o para. Las cadenas
ramificadas son normalmente más adsorbibles que las cadenas simples. Por otra parte, una longitud mayor en
la cadena resulta en un incremento en la capacidad de adsorción. La disposición espacial de los átomos y los
grupos en una molécula influyen en la adsorbabilidad. Los compuestos aromáticos son normalmente más
adsorbibles que los alifáticos de tamaño similar.

pH
Las moléculas orgánicas forman iones negativos a altos valores de pH, iones positivos a valores bajos de pH y
moléculas neutras a valores intermedios de pH. La adsorción de la mayoría de materiales orgánicos es mayor
en condiciones neutras. En general, la adsorción de la fase líquida de contaminantes orgánicos por CA
incrementa con la reducción de pH. Este efecto resulta de la neutralización de cargas negativas en la superficie
del CA a valores bajos de pH. La neutralización de cargas negativas reduce los impedimentos a la difusión y
conduce a un mayor número de centros de adsorción activos. El alcance de este efecto varía con la técnica de
activación del carbón. Las diferencias de valores de pH puede a su vez aumentar debido a grupos funcionales
ácidos o básicos sobre el CA. Estos grupos pueden ser liberados por el simple contacto con agua destilada mejor
que los grupos funcionales fijados a la superficie. Una relación inversa ha sido hallada entre la capacidad de
adsorción y la acidez de la superficie.

Temperatura
La adsorción implica una relación específica entre las propiedades del carbón activo y el soluto. Por lo tanto, los
efectos cuantitativos de la temperatura no son los mismos entre todos los carbones y solutos. El alcance de la
adsorción puede verse incrementado con un decrecimiento de la temperatura debido a que las relaciones de
adsorción son exotérmicas. Sin embargo, el incremento de la temperatura también incrementa el grado de
difusión del soluto en la fase líquida hacia los centros de adsorción, lo que eventualmente conduce a una
adsorción mayor. Una diferencia importante en la adsorción de los solutos con respecto a los gases se encuentra
en el rol de la temperatura. Un incremento de la temperatura incrementa la tendencia de un gas a escapar de la
interfaz, lo que provoca una reducción de la adsorción. Sin embargo, en adsorción desde líquidos, la influencia
de la temperatura en la afinidad de los disolventes es dominante.

Porosidad del adsorbente
El comportamiento de adsorción es dependiente de las condiciones de accesibilidad de la superficie interna. Una
propiedad muy importante y decisiva de los materiales adsorbentes es la estructura de poro. El número
total de poros, su forma y su tamaño determinan la capacidad de adsorción e incluso el ratio de adsorción. La
significancia de los poros en los procesos de adsorción depende en buena medida de su tamaño. La mayor parte
de los adsorbentes sólidos poseen una estructura compleja que consiste en poros de diferentes tamaños y
formas. La porosidad total se clasifica habitualmente en tres grupos. De acuerdo con las recomendaciones
de la IUPAC, se consideran microporos los inferiores a 2nm, mesoporos a los poros entre 2 y 50 nm y
macroporos los poros superiores a 50 nm. La clasificación aquí indicada está ampliamente aceptada en la
literatura sobre adsorción. Otra clasificación considera los ultra-microporos, que supondrían aquellos con una
anchura inferior a 0.7 nm
El mecanismo de adsorción sobre la superficie de macroporos no difiere de aquel de superficies planas. El área
superficial específica de macroporos adsorbentes es muy pequeña. Por lo tanto, la adsorción sobre esta superficie
normalmente se rechaza. La condensación capilar del adsorbente no tiene lugar en los macroporos. Los
macroporos no adsorben pequeñas moléculas por volumen sino por superficie. Por ejemplo, se ha constatado
que la adsorción de fenol sobre macroporos es menor que sobre mesoporos y microporos.
En el caso de mesoporos, el área superficial de adsorbente tiene un significado físico distinto. La adsorción mono
y multicapa tiene lugar sucesivamente sobre la superficie de los mesoporos, y la adsorción procede de acuerdo
con el mecanismo de condensación capilar del adsorbato. El área superficial específica, el volumen de poro, y la
distribución del tamaño de poro son parámetros básicos a la hora de caracterizar los mesoporos. Los mesoporos
y los macroporos juegan un rol esencial en el transporte de moléculas de adsorbato sobre los mircoporos.
Los tamaños de microporo son normalmente comparables a los de las moléculas de adsorbato. Todos los átomos
o moléculas del adsorbente pueden interactuar con las especies del adsorbato. Esta es la diferencia fundamental
entre la adsorción en microporos y poros mayores como los meso y macroporos. Consecuentemente, la adsorción
en microporos es esencialmente un proceso de llenado de poro. Por lo tanto, el volumen es el parámetro de
control prinpipal para adsorción en microporos. Considerando también que la mayor parte del área superficial
total se encuentra en los microporos y que la contribución de los macroporos al área superficial total es muy bajo,
la contribución de los microporos a la adsorción se espera que sea mayor. También, la mayor energía de sorción
en microporos los torna centros más disponibles a la adsorción para moléculas orgánicas de relativamente bajo
peso molecular.
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
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Características químicas de la superficie
El comportamiento de la adsorción depende de las características químicas de la superficie del adsorbente. La
heterogeneidad de la superficie del carbón activo contribuye significativamente a la capacidad de adsorción. Esta
heterogeneidad surge particularmente debido a los grupos oxígeno superficiales, que aunque se hallen
presentes en cantidades relativamente pequeñas, afectan a propiedades de la superficie tales como la acidez, la
polaridad o la hidrofobia y la carga superficial. Es conocido que la presencia de grupos oxígeno heterogéneos
sobre la superficie de carbón reduce la capacidad de adsorción debida a la adsorción de agua sobre estos grupos
vía enlace hidrógeno. Se ha demostrado que incrementando el número de grupos funcionales que contienen
oxígeno incrementa la polaridad de la superficie de carbón. Por lo tanto, la selectividad de la superficie de carbón
por el agua incrementa, y de esta forma los clúster de agua adsorbida pueden bloquear los poros de carbón. Estos
clúster de agua pueden evitar el acceso de los contaminantes a las zonas hidrofóbicas sobre la superficie de
carbón, reduciendo la energía de interacción entre el contaminante y la superficie de carbón. Y bloqueando el
acceso de contaminante a los microporos. La influencia negativa de los óxidos en la superficie también ha sido
atribuida a la reducción de la banda-π electrónica de capas similares a las del grafito resultando en una reducción
de las fuerzas de van der Waals de interacción y a la polimerización oxidativa de los fenoles reducidos. Por otra
parte, los óxidos sobre la superficie consistentes en grupos carbonilo mejoran la adsorción de solutos aromáticos
como fenoles y naftalenos.
El carbón activo químicamente presenta una superficie de poro menos hidrofóbica y más cargada
negativamente. El tratamiento químico del carbón activo incrementa la cantidad de grupos funcionales ácidos.
Mientras que el tratamiento térmico resulta una disminución del número de grupos funcionales ácidos. Se ha
observado que la capacidad de adsorción de carbón activado térmicamente es relativamente mayor que los
activados químicamente. Este efecto es producido por el método de activación, que en unas ocasiones da lugar
a diferentes características superficiales que en otras. La oxigenación de la superficie carbonatada disminuye su
afinidad por los compuestos aromáticos simples en el caso de la activación química. La oxidación extensiva de la
superficie carbónica conlleva un decrecimiento importante de las cantidades adsorbidas de fenol, nitrobenceno,
benceno y bencenosulfonato. La formación de grupos funcionales es dependiente de la temperatura de
activación. Por ejemplo, los grupos funcionales fenol y lactona aparecen a temperaturas superiores a 400 °C.
2.2. Cinéticas de adsorción
En un sistema de adsorción, el equilibrio se establece entre el adsorbente y el adsorbato en el fluido. La definición de
cinética de adsorción es el ratio de aproximación al equilibrio. El equilibrio de adsorción no se produce instantáneamente
debido a que el ratio de adsorción viene limitado generalmente por los mecanismos de transporte de masa y depende
tanto de las propiedades del adsorbente como del adsorbato. La figura 1 muestra los principales mecanismos de transporte
de un adsorbato a una superficie de carbón y el fenómeno de adsorción.

Mecanismos de transporte
Transporte a través del fluido (Advección). Los adsorbatos deben en primer lugar ser transportados desde el
seno del fluido a la capa límite de agua (película líquida) rodeando la partícula de carbón.
En el agua aquiescente donde el carbón activo se halla en un estado de suspensión este transporte se puede
producir difusión. Puede también darse por medio de un flujo turbulento como aquel que se produce en el flujo
a través de un lecho de CAG, o en la mezcla de CAP en una unidad de tratamiento de agua.
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Figura 1.- Transporte externo e intrapartícula de un adsorbato sobre una partícula de carbón activo.

Difusión externa
En la adsorción, puede aparecer una resistencia adicional a la transferencia de masa a la superficie de carbón,
asociada con el transporte del adsorbato desde el fluido a través de la capa estacionaria de agua, llamada capa
límite hidrodinámica, película líquida o película exterior, que rodea las partículas de adsorbente, como se muestra
en la Figura 1. El transporte de masa a través de esta capa ocurre por difusión molecular para el cual la fuerza
motriz es la diferencia de concentraciones. El ratio de esta difusión depende de las propiedades hidrodinámicas
del sistema.
Figura 2.- Perfil típico de concentraciones de un adsorbato en fase líquida y sólida en el caso de una fase líquida sobre
la superficie del carbón (Çeçen, 2012)

Difusión intrapartícula (interna)
La difusión intrapartícula engloba la transferencia del adsorbato desde la superficie de una partícula de carbón
activo a los centros en el interior de la partícula. Es independiente de las condiciones hidrodinámicas en el
sistema, pero depende del tamaño y la estructura del poro de la partícula. La difusión intrapartícula puede
producirse por difusión en el poro, que supone la difusión molecular de los solutos en los poros rellenos de
líquido. Adicionalmente, existe otro tipo de difusión intrapartícula, denominada difusión superficial o sólida. La
difusión superficial implica la difusión de los solutos a través de la superficie de adsorbente después de que la
adsorción haya tenido lugar. La difusión superficial tan sólo ocurre si las fuerzas de atracción superficiales no son
lo suficientemente fuertes para prevenir la movilidad superficial de las moléculas. Es más probable que se
produzca de forma significativa en adsorbentes porosos con una alta área superficial y poros estrechos.
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Generalmente la difusión en “macroporos” y “microporos” se denominan “difusión en poro” y “difusión
superficial” respectivamente. La difusión en poro y la difusión superficial actúan normalmente en paralelo en el
interior de la partícula de adsorbente. En el modelado de la adsorción de contaminantes de agua y agua residual,
la difusión superficial normalmente se toma como el mecanismo dominante de difusión intraparticular.

Adsorción
Tras el transporte del adsorbato a un centro disponible, se produce un enlace de adsorción. En el caso de
absorción física, se considera que la conexión física del adsorbato sobre el adsorbente tiene lugar de forma rápida.
Por consiguiente, el paso más lento de la difusión precedente (advección, difusión externa o interna), se
denomina etapa limitante y controlará la velocidad global del proceso mediante el cual el adsorbato es eliminado
de la solución. Sin embargo, si la adsorción se produce por medio de una reacción química cambia la naturaleza
de la molécula, la reacción química puede ser más lenta que los pasos de difusión convirtiéndose en la etapa de
control del proceso.
2.3. Equilibrio de adsorción
El equilibrio de adsorción se suele estudiar a través de las llamadas isotermas de adsorción, que representan la principal
fuente de información en el proceso de adsorción.
La isoterma de adsorción representa la distribución del material adsorbido, entre la fase de adsorbente y la fase líquida en
el equilibrio. Una isoterma es un sistema específico a una temperatura particular. La relación entre la cantidad adsorbida,
q, y la concentración en el equilibro en la fase líquida, Se, a la temperatura, T, se acostumbra disponer como isoterma de
adsorción a una temperatura T.
Figura 3.- Representación de los tipos generales de isotermas de adsorción de solutos en medio poroso (Martin, 1997).
La cantidad de material adsorbido por unidad de masa de adsorbente se incrementa al incrementar la concentración, pero
no en proporción directa. Generalmente, una isoterma es favorable si su forma es convexa, y desfavorable si es cóncava.
Cualquier punto de una curva isoterma describe una cantidad de contaminante adsorbido por unidad de peso de carbón,
o también, la capacidad de adsorción a una concentración particular.
Como cuestiones prácticas, las isotermas pueden ser empleadas para seleccionar el tipo de carbón más correcto, para
estimar la vida de servicio del carbón y para estudiar la capacidad de adsorción remanente de una unidad de adsorción
operando en continuo.
Las isotermas de adsorción se describen de muchas formas matemáticas, algunas de las cuales están basadas en un perfil
simplificado de adsorción (Figura 3), mientras que otras son puramente empíricas e intentan correlacionar los datos
experimentales en ecuaciones simples. Las expresiones matemáticas más conocidas a la hora de expresar el equilibrio de
adsorción son las de Freundlich, Langmuir y BET (Brunauer, Emmett y Teller).
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3. DISEÑO Y OPERACIÓN
3.1. Descripción
Los sistemas de CAG de flujo continuo se componen generalmente de filtros de carbón, almacén de carbón virgen y de
carbón usado, sistemas de transporte de carbón, y sistemas de regeneración de carbón. El filtro de carbón consiste
normalmente en una columna lineal de acero o en un depósito rectangular de acero u hormigón en el cual se deposita el
carbón en forma de “lecho filtrante”.
Figura 4.- Esquema de filtro típico de CA con flujo descendente en un tanque a presión (mod. De Metcalf & Eddy).
3.2. Operación
Un filtro de CAG de lecho fijo se emplea normalmente para hacer entrar en contacto el agua o el agua residual con el CA.
Los filtros de CA de lecho fijo pueden trabajar a gravedad o a presión. El agua residual entra por la parte más alta de la
columna de CA, fluye de forma descendente a través del lecho, saliendo por la parte baja de la columna. Conforme el agua
residual se va transmitiendo a través de la columna, los contaminantes son adsorbidos. El carbón se mantiene en el interior
del tanque y presenta un sistema de drenaje por la parte inferior del contenedor.
Se necesita proveer de retrolavados y lavados de superficie del lecho de CA para prevenir la acumulación de una
excesiva pérdida de carga asociada a sólidos y evitar la obturación de la superficie del filtro.
Las configuraciones principales para los filtros de adsorción en CAG son de lecho fijo, expandido y fluidizado. Un filtro
con velocidades de flujo descendente bajas trabaja fundamentalmente como un lecho fijo. El funcionamiento como lecho
fijo aporta filtración a la vez que adsorción. La configuración de lecho fijo es adecuada en el caso de aguas residuales poco
cargadas con baja o nula cantidad de sólidos en suspensión.
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3.3. Variables de diseño
En el diseño de las columnas de CAG, los siguientes factores se toman principalmente en consideración: Tiempo de
contacto en lecho vacío (EBCT- empty bed contact time), carga hidráulica (HLR – Hydraulic loading rate), profundidad del
lecho y número de filtros. Los filtros de CAG se pueden diseñar como sistemas de flujo ascendente o descendente
consistentes en uno o más recipientes en serie o en paralelo. Los principales parámetros de diseño se detallan a
continuación.

Tiempo de contacto en lecho vacío (EBCT).
El EBCT se calcula como el volumen total del lecho de carbón dividido entre el caudal de agua:
Donde:
VB = volumen del lecho de CAG (L3)
Q = caudal (L3/T)
También puede expresarse como:
⁄
Donde:
LB = profundidad del lecho de CAG (L)
A = Área de la sección de lecho (L2)
Q/A = Carga hidráulica superficial (HLR) (L3/L2.T)
El EBCT representa el tiempo de residencia teórico en el interior del filtro en ausencia del medio filtrante. Por
consiguiente, se trata de un parámetro ficticio cuyo significado ha sido objeto de debate con respecto al
tratamiento.
Tabla 1.- Variables de proceso para un reactor de lecho fijo (Çeçen, 2012).
Variables de proceso independientes
Variables del adsorbente
Variables de diseño
Variables de operación
Variables dependientes del proceso

Tipo de adsorbente, forma, tamaño, porosidad, densidad
de partícula, densidad aparente, área superficial, número
molar, índice de yodo, coeficiente de abrasión, coeficiente
de dispersión, permeabilidad intrínseca.
Carga hidráulica (HLR), área de lecho, longitud del lecho
en el reactor, tiempo de contacto.
Concentración de adsorbato en el afluente, S0
Caudal
Capacidad adsorbente como función de S0 (en términos
de coeficientes de isotermas).
Gradiente hidráulico (pérdida de carga por unidad de
longitud
Ratio de retrolavado
Modo de operación (ascendente o descendente)
Relación de uso del carbón (CUR – Carbon Usage Rate)
Rendimiento de la columna: S (z, t)
Frente de ola: S(z)t
Curva de rotura:
Velocidades de filtración
En tratamiento de agua natural y residual, la velocidad superficial muestra la velocidad de un líquido en un lecho
vacío con un área de sección A y corresponde con la carga hidráulica superficial (HLR).:
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Por otra parte, la velocidad intersticial en un adsorbente es un parámetro con mayor sentido físico:

Tiempo de operación del filtro
El tiempo de operación del filtro (tF) es el tiempo disponible antes del recambio del carbón activo por carbón
activo regenerado.

Rendimiento en volumen
Es el volumen de agua que atraviesa el reactor durante el tiempo de operación del filtro (tF):
∙

Volumen del lecho
El volumen del lecho (BV – bed volume) muestra la normalización entre el rendimiento en volumen y el volumen
de lecho. De esta manera, permite la comparación entre los rendimientos de eliminación entre distintos
adsorbentes.

Ratio de uso de carbón
La curva de rotura puede ser empleada para determinar el ratio de uso del carbón activo (CUR – Carbon use rate), que
se define como la masa de carbón activo requerido por unidad de volumen de agua tratada hasta el umbral.
Como indica Hendricks (2006), no hay normas institucionales para el diseño de reactores de CAG. Las variables
relevantes de proceso para el diseño son HLR y LB. Además, un parámetro de diseño convencional es el EBCT, un
derivado de esas dos variables
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3.4. Valores típicos de diseño
En la Tabla 2, se incluyen rangos de los principales parámetros de diseño y operación para filtros de carbón activo granular.
Tabla 2.- Valores típicos en diseño y operación de filtros CAG (Çeçen, 2012).
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4. PARÁMETROS Y ESTRATEGIAS DE CONTROL
4.1. Curvas de rotura
Conforme el agua residual o natural fluye en un adsorbente CAG, los contaminantes se van eliminando por adsorción. La
adsorción de los contaminantes tiene lugar en la zona A, llamada la zona de transferencia de masa (MTZ – mass transfer
zone) (Figura 5). En la medida en la que opera, la zona de transferencia se desplaza en la dirección del flujo. Sobre esta zona
se genera otra, la zona de saturación (Zona-Sat) que está saturada con contaminantes y se mantiene en equilibrio de
concentraciones con el afluente.
En el interior de un filtro de CA la concentración de contaminantes cambia a lo largo de la columna de adsorción, la zona
de cambio rápido de concentraciones en longitud se denomina frente de ola
La representación de la concentración del efluente entre la del efluente (S/S0) en función del tiempo, el volumen procesado
o el volumen de lecho genera la denominada “curva de rotura”. El punto en el cual una concentración predeterminada
en el efluente aparece (SB) se define como “punto de rotura”. Este punto es bastante arbitrario y se selecciona de acuerdo
a criterios de calidad.
Figura 5.- Zonas umbral en un filtro CAG de lecho fijo (Çeçen, 2012).
La pendiente de la curva de rotura dependerá de la cinética de adsorción de los contaminantes sobre el medio, siendo más
pronunciada cuanto mejor sea la transferencia. S0: concentración de afluente SB: calidad de efluente requerida
Otras variables independientes influyen sobre el perfil de la curva de rotura. Características como el tamaño del
contaminante o su concentración hacen variar la longitud de la zona de transferencia de masa o lo pronunciada que sea la
curva de rotura.
En adsorción multicomponente, compuestos con distintas adsorbabilidades se fijarán a distintas profundidades del
medio, mientras que los contaminantes con baja adsorbabilidad atravesarán el filtro rápidamente llegando al efluente.
Esto supone una variación importante con respecto a la curva ideal.
4.2. Regeneración y reactivación del carbón activo
La capacidad de adsorción del carbón se deteriora gradualmente con el uso. Cuando la calidad del efluente alcanza el nivel
mínimo establecido en los estándares de calidad, el carbón agotado debe ser regenerado, reactivado o extraído.
El carbón activo supone una inversión de capital y alto coste de operación tanto en funcionando en sistema batch como
en continuo, principalmente debido a la necesidad de regeneración. La regeneración del adsorbente consumido es la parte
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más difícil y cara de la tecnología de adsorción. Conlleva aproximadamente el 75% del coste de operación y mantenimiento
de una unidad de filtración en CAG de lecho fijo.


La regeneración representa la eliminación de contaminantes del carbón sin la destrucción de los contaminantes.
La reactivación implica la destrucción de contenientes y la reactivación del carbón, que normalmente ocurre a
altas temperaturas.
Si la regeneración del carbón agotado no es viable o éste está irreversiblemente contaminado por la substancia adsorbida,
el carbón usado será eliminado.
Las técnicas más empleadas son la regeneración térmica, química y electroquímica.
RENDIMIENTO
El rendimiento saldrá del caudal por unidad de GAC o por la relación entre volumen tratado y rechazo en el caso del empleo
en membranas.
En la Tabla A1, en el Anexo 1, se incluyen valores cualitativos de comportamiento de la filtración en carbón activo en
comparación con un tratamiento de fangos activos convencional y uno mejorado integrando el carbón activo en el proceso
de tratamiento secundario.
5. CONSIDERACIONES TÉCNICAS PARTICULARES
La instalación de dos, o más, columnas de idéntico tamaño en serie es una práctica común. Al alcanzarse el punto de rotura
en el efluente de la columna 1, el agua a tratar se alimenta directamente a la columna 2, dejando la columna 1 off-line. A
continuación, el carbón saturado se extrae de la columna 1, siendo intercambiado por carbón fresco. En este momento, la
salida de la columna 2 se conecta a la entrada de la columna 1 renovada (Figura 6). Cuando la columna 2 alcanza el punto
de rotura, se extrae off-line y se renueva y así sucesivamente. De esta forma siempre se sitúa un segundo lecho
relativamente fresco para mantener el nivel de contaminantes en el efluente lo más bajo posible (Cooney, 1999).
Figura 6.- Disposiciones de filtros de carbón activo. A) Flujo descendente en serie. B) flujo descendente en paralelo. C)
Lecho móvil. D) Lecho expandido de flujo ascendente (Metcalf, 2002).
En el diseño se deben suministrar además:


Medidores de presión a la entrada y salida en el caso de la filtración CA
Posibilidad de tenerlo activo o by-paseado en caso de tener un buen efluente.
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6. APLICACIONES GENERALES DE LA TÉCNICA DE ADSORCIÓN EN CARBÓN ACTIVO
Se aplica tanto en potabilización de agua, como en tratamiento de aguas residuales municipales e industriales.
6.1. Carbón activo granular (CAG)

Tratamiento de ARU
En la actualidad, la filtración en CAG (carbón activo granular) o la PAC (carbón activo en polvo) son principalmente
empleadas como una etapa de tratamiento terciario para eliminar materia orgánica disuelta y refractaria de
efluentes de tratamiento secundario. El objetivo fundamental suele ser el de la reutilización del efluente para
distintos usos.

Tratamiento de aguas residuales industriales
Se emplea en tratamiento de agua residual industrial de cara al cumplimento de reglamentos exigentes de
vertido a medio receptor. En tratamiento de agua residual industrial, la adsorción en CA puede ser utilizada como
una unidad e separación de proceso. Puede ser emplazada después de varias etapas de tratamientos físicoquímicos como coagulación/clarificación, flotación por aire disuelto (DAF) y filtración rápida. Otra alternativa es
el emplear ACA de forma previa al tratamiento biológico de cara a la eliminación de compuestos que pudieran
resultar tóxicos para los microorganismos. Sin embargo, el procedimiento más habitual es el de situarlo como
una etapa de tratamiento terciario posterior a un tratamiento biológico para la eliminación de compuestos
orgánicos refractarios.

Tratamiento de aguas industriales de forma previa a proceso
El CA se utiliza en determinadas instalaciones industriales para la producción del agua requerida en distintos
elementos de la planta como generadores de vapor, intercambiadores de calor, sistemas de refrigeración y como
medio de mejora del agua de proceso.

En combinación con procesos biológicos
Powdered Activated Carbon Treatment (PACT). El proceso PACT es, esencialmente, una modificación del proceso
de fangos activos por adición de PAC (powdered activated carbon). La aplicación combinada de adsorción y
biodegradación en el mismo reactor es una alternativa eficiente para la eliminación de compuestos
biodebradables y no biodegradables. Este sistema también ha sido desarrollado para tratamientos anaerobios.
Biological Activated Carbon (BAC) process. El BAC es un proceso de biopelícula basado en el establecimiento de
actividad biológica en un adsorbente CAG por medio de un agregado gradual de microorganismos y desarrollo
de biopelícula.
En tratamiento de aguas residuales urbanas o industriales existe la posibilidad del empleo de PAC, principalmente
centrado en la eliminación de substancias no biodegradables tras el tratamiento biológico. Sin embargo, tanto
en tratamiento de agua como de aguas residuales se observa que el empleo de reactores PAC es casi
impracticable en comparación con los filtros de CAG (carbón activo granular). El empleo de PAC se produce
fundamentalmente como un medio de mejora de instalaciones ya existentes.
7. ESPECIFICACIONES EN EL TRATAMIENTO DE EFLUENTES DE LA INDUSTRIA TEXTIL
Las características de la etapa de adsorción en carbón activo, lo convierten en un proceso flexible que puede ubicarse en
distintos lugares dentro de la configuración de planta (Figura 7) o con distintos objetivos de efluente. En las distintas
aplicaciones dentro de la industria textil lo encontramos como:
Tratamiento de agua pre-proceso
Tratamiento de afino previo a vertido
Tratamiento terciario previo a reutilización.
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1: Alto Lura WWTP gestionada por CIDA Srl en el área de Como (Italia) tratando 22.000 m3/d de una mezcla consistente en 17% AR doméstica, 32% agua de
lluvia, 51% efluente equalizado de fábricas de acabado textil (celulosa, lana, seda y fibras sintéticas. 2: Levi’s Strauss WWTP, Wervik (Bélgica).
Figura 7.- Compilación de posibles procesos tecnológicos, comerciales y experimentales, para el tratamiento y
reutilización de efluentes textiles, con empleo de GAC (modificado de Vandevivere, 1998).
Las aguas residuales textiles se caracterizan por poseer fuerte color y un alto contenido orgánico. Son difíciles de tratar por
tratamiento biológico convencional debido a la presencia de tintes refractarios e ingredientes complejos. La alta coloración
de estas aguas residuales resulta habitualmente del empleo de tintes. El ratio DBO5/DQO en estas aguas residuales es
generalmente bajo (<0.2) como para soportar tratamiento biológico. En estos casos, al sistema de fangos activos puede
ser efectivo combinado con PAC (carbón activo en polvo) para decolorar los efluentes textiles, partiendo de que el PAC
sirve como un depósito de las moléculas de tinte. Por ejemplo, se ha demostrado que en el tratamiento un efluente típico
de tintura de lana, el rendimiento de decoloración alcanzó el 86% gracias a la adición de PAC en un reactor de fangos
activos en batch (Chen, 2000).
Además, los filtros BAC, pueden utilizarse para la eliminación de colorantes. Se realizó la simulación del tratamiento en un
reactor BAC dominado por la bacteria Pseudomonas putida (Walker, 1999) de un vertido que procediera de una planta de
estampación de alfombras, comprendiendo una mezcla de tintes ácidos. Este sistema representaba la aplicación convinada
de la adsorción GAC y el tratamiento biológico. Se obtuvo una eliminación avanzada de color en el sistema BAC debido a
la alta utilización de tintes de anthraquinona biodegradables. El principal factor que destaca el comportamiento avanzado
del sistema fue la acumulación de colorante en la superficie del carbón. En el caso de los tintes azo no-biodegradables, la
biosorción supuso un importante mecanismo de eliminación. En cualquier caso, la biosorción de los sistemas BAC fue
superior que la de los sistemas inmovilizados convencionales.
Un filtro aireado de flujo ascendente preparado con dos medios de filtración consistentes en GAC y cerasita (arena de
fundición artificial); fue empleado para tratamiento terciario de un efluente textil secundario (Lin, 2008). El reactor tuvo un
comportamiento correcto funcionando en estado estacionario. La media de la DQO, NH4+-N, y nitrógeno total (NT) en el
efluente fue de 31, 2 y 8 mg/L respectivamente, lo que satisface los estándares de reutilización doméstica en China. A una
concentración de oxígeno disuelto constante (OD), el incremento en la carga hidráulica (HLR) de 0.13 a 0.78 m3/m3/h hizo
decrecer los rendimientos en DQO, NH4+-N Y NT del 52% al 38%, del 90% al 68% y del 45% al 33%, respectivamente. Cuando
la concentración de OD se elevó a de 2,4 a 6,1 mg/L, la eficiencia de la eliminación de DQO y NH4+-N se incrementó del 39%
al 53% y del 64% al 88%, respectivamente.
Una serie de procesos anaerobios combinados con carbón activado se consideraron para el tratamiento de efluentes
textiles. Por ejemplo, el agua residual de una tintorería de alfombras con concentraciones de DQO Y DBO5 que se elevaban
a 9000 y 1500 mg/L, respectivamente, se trataron anaeróbicamente con un reactor CAG-UASB (upflow anaerobic sludge
blanket) con una eficiencia de aproximadamente el 80% (Kuai, 1998).
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Empleo de filtración en carbón activo en la cadena de suministro
Observando las ETPs existentes en la cadena de suministro, como proveedores de INDITEX, las fábricas en las que se ha
observado el empleo de carbón activo como parte del tratamiento de agua residual lo han incluido como un tratamiento
de afino previo al vertido a medio natural. En todos los casos se ha incluido previamente una filtración rápida en arena
(Anexo I).
8. PROBLEMAS DE EXPLOTACIÓN
8.1. Obturación sistemática de los filtros
Los sólidos en suspensión presentes en el tratamiento de aguas residuales municipales e industriales y su potencial de
crecimiento biológico pueden conducir a problemas en caso de emplear filtros de lecho fijo. El hacer circular el agua
residual en sentido ascendente a velocidades lo suficientemente altas como para expandir el lecho es una forma de
minimizar en el diseño los problemas de ensuciamiento y obturación, desestabilizando el balance de presiones del
tratamiento. Por esta razón se emplean sistemas de lecho expandido, en movimiento o fluidizado. En un sistema de lecho
expandido, el agua o agua residual introducida por el fondo expande el lecho en su flujo ascendente.
En el sistema de lecho en movimiento, el carbón agotado se reemplaza continuamente de tal forma que no se produzca
pérdida de carga. Otra opción en tratamientos de agua residual y natural es el empleo de lechos fluidizados (FBRs), en los
cuales el flujo en sentido ascendente mantiene en suspensión las finas partículas sólidas, que permanecen en el seno del
reactor. Los lechos fluidizados minimizan la obturación y la filtración inintencionada. El carbón puede ser extraído en
continuo del reactor mientras se va añadiendo al mismo ritmo carbón fresco desde la parte superior. En contraste con la
operación en lecho fijo, este proceso eliminará la necesidad de parar el filtro una vez el proceso de agotamiento se hubiera
terminado.
8.2. Problemas derivados de la reposición del CA



El coste derivado de la regeneración, reactivación y reposición del carbón activado representa el principal gasto
en O&M de la unidad de CA.
El 5-10% del carbón que ha de ser repuesto se debe a pérdidas en los procesos de transporte del carbón activado.
La capacidad de adsorción del carbón regenerado es ligeramente inferior a aquella del carbón virgen.
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BIBLIOGRAFÍA
Çeçen, F. y Aktas, Ö (2012). Activated Carbon for Water and Wastewater Treatment. Germany: Wiley-VCH.
Chen, M., Wang, J., and Wang, Y. (2000) The combination of carbon adsorption with activated sludge for the decolorization
of wool-dyeing wastewater. J. Environ. Sci. Health, A35 (10), 1789-1795.
O. Cooney, David (1999) Adsorption design for wastewater treatment. Boca Ratón, Florida: CRC Press
Metcalf and Eddy, Inc. (2003) Wastewater Engineering: Treatment and Reuse. New York, NY: McGraw-Hill. 4th Ed.
Hendricks, d. (2006) Water Treatment Unit Processes: Phrysical and Chemical. USA: CRC Press
Vandevivere, P. C., Bianchi, R and Verstraete, W. (1998) Treatment and Reuse of Wastewater from the textile Wet-Processing Industry: Review of Emerging
Technologies. J. Chem. Technol. Biotechnol. 1998, 72, 289-302
Walker, G.M. and Weatherley, L.R. (1999) Biological activated carbon treatment of industrial wastewater in stirred tank
reactors. Chem En. J., 75
Liu, F., Zhao, C., Zhao, D., and Liu, G. (2008) Tertiary treatment of textile wastewater with combined media biological aerated
filter (CMBAF) at different hydraulic loadings and dissolved oxygen concentrations. J. Hazardous Mater., 160, 161-167.
Kuai, L., De Vreeze, I., Vandevivere, P., and Verstraete, W. (1998) GAC ammended UASB reactor for the stable treatment of
toxic textile wastewater. Environ. Technol, 19, 1111-1117.
Martin, M. y Marzal, P. (1997) Modelación de la calidad del agua. Universidad Politécnica de Valenia.
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ANEXO 1.
TABLAS DE REFERENCIA
Tabla A1.- Reducción en parámetros de grupos contaminantes obtenidos por adsorción, eliminación biológica o
medios integrados.
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ANEXO 2.
LÍNEAS DE FÁBRICAS DE LA CADENA DE
SUMINISTRO QUE INCLUYEN ADS. EN CAG EN SU
PROCESO
Continuous dyeing mill
Code
BAN01
WATER CONSUMPTION: 1640 m3/day
ETP CAPACITY: 150 m3/h
STAGES OF THE
EFFLUENT TREATMENT PLANT
Chemicals added
Equalization tank
Dissolved Air Flotation Clarifier
Ferrous sulphate
Lime
Polyelectrolite
Biological reaction tank
Sulphuric acid
Sedimentation tanks
High rate filtration (multilayer)
Granular Activated Carbon Filter
Discharge to river
Additional notes
ADSORCIÓN EN CARBÓN ACTIVO
Dyeing and printing mill ETP
FT-TER-002 Code
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BAN05
EFFLUENT TREATMENT PLANT 2
ETP CAPACITY: 40 m3/h
STAGES OF THE
EFFLUENT TREATMENT PLANT
Chemicals added
Additional
notes
Equalization tank
Chemical coagulation
Ferrous sulphate
Lime powder
Flocculation
Polyelectrolyte
Tube settler
Sedimentation tanks
Biological reaction tank
Sedimentation tanks
High rate filtration (single layer)
Granular Activated Carbon Filter
Discharge to river
Hydrochloric acid
2 Uds.
Tube settler
ADSORCIÓN EN CARBÓN ACTIVO
FT-TER-002 Washing mill ETP
Code
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BAN20
WATER CONSUMPTION: 27.000 m3/year (approx.. 90 m3/day)
MAXIMUM WATER CONSUMPTION: 173 m3/day
ETP CAPACITY: 34 m3/h
STAGES OF THE
EFFLUENT TREATMENT PLANT
Chemicals added
Screening
Equalization tank
Demulsifier
pH regulation
Acid / Base
Chemical coagulation
Ferrous sulphate, PAC,
Flocculation
Polymer
Primary sedimentation tank
Activated sludge process
Nutrients
Secondary sedimentation tank
Decoloring agent
Sand filter
Activated Carbon Filter
Discharge pipe
Chlorine
Additional notes
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FT-TER-002 Denim finishing ETP
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Code
BAN22
WATER CONSUMPTION: 471600 m3/year (approx.. 1580 m3/day) – 45% public supply, 55% groundwater.
ETP CAPACITY: 30 m3/h (24h/day)
Only 260.000 m3/year go to discharge. Human consumption, heat production and cooling water go directly to discharge
(no WWTP downstream). Insufficient ETP capacity even to give treatment to 55% of water (process water).
STAGES OF THE
EFFLUENT TREATMENT PLANT
Chemicals added
Additional notes
Screening??
It is not indicated
Equalization tank
Includes aeration system
Chemical coagulation
PAC
2 lines
Decoloring agent adition
Decoloring agent
2 lines
Flocculation
Polymer
2 lines.
Reaction tank
2 lines. It seems all 3 chemicals are
added in the same step
Clarifier
Treated water tank with
pH regulation
Carbon filter
Sand filter
Post-aeration
Discharge pipe
Includes aeration
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ANEXO 3
DESCRIPCIÓN GRÁFICA DE UNIDADES DE
PROCESO
Figura 1.
Sistema de filtración en CA para eliminación de sabor y olor en tratamiento de aguas potables (ETAPLugo).
Figura 2.
Sistema de filtración en CA en Chennai (India)
http://www.indiamart.com/.
ADSORCIÓN EN CARBÓN ACTIVO
Figura 4
Sistema de filtración en CA industrial
http://www.aesasa.com.mx/
.
Figura 4
Sistema de filtración rápida en antracita seguido de filtración en CA
http://www.proton-colombia.com/.
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