Unidad 4. Procesos Unitarios

Unidad 4. Procesos unitarios de tratamiento de aguas residuales

UNIDAD 4. PROCESOS UNITARIOS DE TRATAMIENTO DE AGUAS RESIDUALES 1. Neutralización – Homogeneización El tratamiento de neutralización se utiliza normalmente en los siguientes casos que se presentan en la depuración de aguas residuales: 1. Antes de la descarga de aguas residuales en un medio receptor. La justificación para la neutralización es que la vida acuática es muy sensible a variaciones de pH fuera de un intervalo cercano a pH = 7. 2. Antes de la descarga de aguas residuales industriales al alcantarillado municipal. La especificación del pH de las descargas industriales en las alcantarillas se hace de forma frecuente. Es más económico hacer una neutralización de las corrientes de aguas residuales industriales antes de descargar en el alcantarillado municipal, que intentar hacer una neutralización de los mayores volúmenes de las aguas residuales mixtas combinadas domesticas e industriales. 3. Antes del tratamiento químico o biológico. Para los tratamientos biológicos, el pH del sistema se mantiene en un intervalo comprendido entre 6.5 y 8.5 para asegurar una actividad biológica óptima. El proceso biológico en sí mismo puede conseguir una neutralización, y en cualquier caso tiene una capacidad tampón como resultado de la producción de CO2, que da lugar a la formación de carbonaros y bicarbonatos en la solución. El grado de preneutralización requerido para el tratamiento biológico depende de dos factores: 1) la alcalinidad o acidez presente en el agua residual, y 2) los mg/l de DBO que deben eliminarse en el tratamiento biológico. Este último aspecto está muy relacionado con la producción de CO2, que se puede dar a lugar a una pequeña neutralización de los resultados alcalinos. Métodos para la neutralización de aguas residuales. Los métodos para la neutralización de aguas residuales incluye: (1) homogeneización. Que consiste en mezclar las corrientes, algunas de las cuales son ácidas y otras alcalinas, disponibles en la planta, y (2) métodos de control directo de pH, que consisten en la adición de ácidos (o bases) para neutralizar las corrientes alcalinas o ácidas. Homogeneización. Cuando se va a utilizar la neutralización, la homogeneización significa la mezcla de las corrientes de aguas residuales, ácidas y alcalinas en un tanque de homogeneización. La homogeneización se utiliza a menudo para otros objetivos aparte de la neutralización, como son: 1) aminorar las variaciones de ciertas corrientes de aguas residuales, intentando conseguir una corriente mezclada, con un caudal relativamente constante, que sea el que llegue a la planta de tratamiento; y 2) aminorar las variaciones de la DBO del afluente a los sistemas de tratamiento. Con este propósito se utilizan tanques de homogeneización de nivel constante o variable.

Fundamentos de aguas residuales

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1. Estanques de homogeneización de nivel constante. Esta disposición es la mostrada en la figura siguiente donde el nivel del depósito de homogeneización se mantiene constante. En consecuencia, si el caudal de entrada varía, varía el caudal de salida. Por lo tanto, no se trata de una técnica de homogeneización de caudal, sino simplemente un método de neutralización. Si las fluctuaciones en el caudal de entrada son muy grandes, el afluente que proviene de un sistema de homogeneización de nivel constante puede llevarse a otro depósito de homogeneización, que tenga como objetivo una homogeneización en el caudal.

2. Depósito de homogeneización de nivel variable. En este método de neutralización, el afluente sale con un caudal constante, y teniendo en cuenta que el caudal de entrada varía con el tiempo, el nivel del estanque debe hacerse variables. Este método se utiliza también con el objetivo no solo de conseguir una neutralización, sino de conseguir un caudal de salida constante. En la figura siguiente se recoge un esquema de un depósito o estanque de homogeneización con nivel variable.

Otro método de homogeneización consiste en sacar el <> de la corriente de entrada, o caudal de alimentación, a un depósito de retención, del cual sale una pequeña purga que va alimentando al tanque de homogeneización. Este método no se utiliza con objetivos de neutralización, sino solamente para el mantenimiento de la DBO o caudal. La figura 3.37 ilustra esta información.


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Métodos del control directo de pH. Neutralización de las aguas residuales ácidas por métodos del control directo del pH. Los siguientes métodos de neutralización directa de las aguas residuales ácidas son los empleados normalmente: 1) lechos de caliza; 2) neutralización por cal; 3) neutralización con sosa caustica (NaOH); 4) neutralización por carbonato de sodio, y 5) neutralización con amoniaco. Podemos hacer algunos comentarios con respecto a estos métodos: La sosa caustica es más cara que la caliza. Ofrece ventajas con respecto a la uniformidad del reactivo. Facilidad de almacenaje y alimentación. Tiempo rápido de reacción. Y el hecho de que los productos finales de la reacción (sales de sodio) es soluble. El carbonato sódico (Na2CO3) no está reactivo como la sosa caustica y presenta algunos problemas debidos a la emisión de Dióxido de Carbono. El amoniaco (NH4OH) presenta la desventaja de ser contaminante: como consecuencia su uso puede estar prohibido por la normativa del control de la contaminación. Los factores que guía la selección de un reactivo de neutralización son: 1) coste de compra; 2) capacidad de neutralización; 3) velocidad de reacción, y 4) almacenamiento y vertido de los productos de la neutralización. Lechos de caliza. Tipos de equipos. Se dispone de lechos de caliza con flujo ascendente o descendente. Para aguas residuales conteniendo H2SO4 , los lechos de caliza no deben utilizarse si la concentración de H2SO4 supera el 0.6%. La razón para esta limitación es que la caliza se cubre con una capa insoluble de CaSO 4, haciéndola inefectiva. Además, la evolución CO2 puede causar problemas.


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La disposición del flujo ascendente es preferible a la contraria ya que en esas unidades el CaSO4 tiende a ser arrastrado antes de precipitarse sobre la caliza. Además, los escapes del CO2 generados en la reacción de neutralización son más fáciles de eliminar en dichas unidades. En las unidades de flujo descendente teniendo en cuenta que el CO2 tiene tendencia a escaparse en la dirección opuesta a la circulación del líquido. Es más posible que ocurran ciertas condiciones de inundación adversas. Por estas razones, la máxima carga para los sistemas de flujo descendente se limita a valores aproximados a 2 m3/m2h. Puede hacerse un reciclado del efluente. La figura 3.42 presenta un diagrama para un sistema de flujo ascendente para el cual el movimiento hacia la parte superior de la corriente del líquido se consigue sin bombeo. La presencia de iones metálicos (Al3+, Fe3+) en las aguas residuales reduce la efectividad del lecho de caliza debido a un recubrimiento de la misma con hidróxidos precipitados. Finalmente, si la dilución del ácido en el agua residual aumenta se requieren tiempos de retención mayores para su neutralización. Tratamiento con cal. Equipo necesario para los sistemas de tratamiento con cal. La cal es el reactivo más utilizado para la neutralización de aguas residuales ácidas, siendo la principal razón para su uso el bajo coste de la misma. Se recomienda normalmente una adición por etapas de la cal. Para aguas residuales con alto contenido en ácido se recomiendan al menos dos etapas; la primera (neutralización grosera) para elevar el pH al menos a un valor entre 3.0 y 3.5, y con la segunda (ajuste) se pretende llegar al pH deseado para el efluente. Abecés es necesario una tercera etapa. El control automático de este proceso no es anda simple, porque la relación entre pH y la cantidad de cal adicionada no es lineal particularmente en las cercanías del punto de neutralización (pH= 7). En las cercanías del punto de neutralización, el pH es muy sensible a adiciones pequeñas de cal, variando en la operación normal de un sistema utilizando cal, tan rápido como una unidad de pH por minuto. Además, las fluctuaciones en el caudal del afluente complican el proceso. Una pequeña cantidad de reactivo se puede mezclar completamente con un gran volumen de líquido en muy poco tiempo; a tal efecto se utiliza mezcladores mecánicos. Neutralización de aguas residuales alcalinas. En principio cualquier ácido fuerte puede ser usado para la neutralización. Las consideraciones económicas limitan la elección a H2SO4 (el más común) y HCl. Las reacciones son esencialmente instantáneas. Gases residuales que contengan 14% o más de CO2, se usan a veces para la neutralización de las aguas residuales alcalinas. Cuando se realiza un burbujeo a través de las aguas residuales, CO2 forma ácido carbónico, que reacciona con la base. La reacción es lenta pero suficiente si el pH no necesita estar ajustado por debajo de 7 u 8 bien con el burbujeo a través de tubos perforados, o usando torres con aspersores, se alcanza un resultado satisfactorio. Debido a la producción de CO2, los procesos de lodos activos (y en otros tratamientos biológicos aerobios de aguas residuales) tienen una capacidad limitada para neutralizar aguas residuales alcalinas.


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2. Coagulación – Floculación Las aguas crudas naturales contienen tres tipos de sólidos no sedimentables: suspendidos, coloidales y disueltos. Los sólidos suspendidos son transportados gracias a la acción de arrastre y soporte de movimiento del agua; los más pequeños (menos de 0.01 mm) no sedimentan rápidamente y se consideran sólidos no sedimentables, y los más grandes (mayores de 0.01 mm) son generalmente sedimentables. Los sólidos coloidales consisten en limo fino, bacterias, partículas causantes de color, virus, etc., los cuales no se sedimentan sino después de períodos razonables y su efecto global se traduce en el color y la turbiedad de aguas sedimentadas sin coagulación. Los sólidos disueltos, materia orgánica e inorgánica, son invisibles separadamente, no son sedimentables y globalmente causan diferentes problemas de olor, sabor, color y salud, a menos que sean precipitados y removidos mediante métodos físicos y químicos. La coagulación química puede definirse como un proceso unitario usado para causar la coalescencia o agregación de material suspendido no sedimentable y partículas coloidales y de aguas residuales en el proceso por el cual se reducen las fuerzas repelentes existentes entre partículas coloidales para formar partículas mayores de buena sedimentación. El proceso consiste en la adición de sustancias químicas al agua, su distribución uniforme en ella y la formación de un flóculo fácilmente sedimentable. La coagulación prepara el agua para la sedimentación, incrementa grandemente la eficiencia de los sedimentadores y tiene como función principal desestabilizar, agregar y unir las sustancias coloidales presentes en el agua. El proceso remueve turbiedad, color, bacterias, algas y otros organismos planctónicos, fosfatos y substancias productores de olores y sabores. La coagulación es el proceso más ampliamente usado para remover las substancias que producen turbiedad en el agua. Las substancias que producen turbiedad son a menudo inorgánicas, mientras que las que causan olor, sabor o color son generalmente orgánicas. El entendimiento del mecanismo de la coagulación implica el conocimiento de las propiedades de los coloides. Coloides. Son, en general, sólidos finamente divididos que no sedimentan por la simple acción de la gravedad, pero que pueden removerse del agua mediante coagulación, filtración o acción biológica. Con base en su tamaño, los coloides han sido definidos como partículas cuyo diámetro varía entre 1 y 100 nm. Dos propiedades únicas están asociadas a los coloides: movimiento browniano y área superficial extremadamente grande. Estas dos propiedades permiten a los coloides desafiar la ley de la gravedad y, por lo tanto, impiden su remoción por sedimentación simple. Debido a su inmensa área superficial, los coloides absorben iones en cantidades desiguales, dando origen a la formación de una carga eléctrica que contribuye a su estabilidad. El resultado de la formación de ésta carga eléctrica y del movimiento browniano es una colisión constante entre partículas. La tasa de coagulación puede tomarse entonces como una medida de la cantidad de partículas que se adhieren, durante la colisión, en un período determinado.


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Dependiendo de su afinidad con el agua, los coloides se dividen en hidrofóbicos, odiosos del agua, e hidrofílicos, amantes del agua. Los coloides hidrofílicos tienen la habilidad de reaccionar espontáneamente con el agua para formar suspensiones coloidales, las cuales pueden ser deshidratadas y convertidas en el material original o redispersas repetidamente; por ello se les llama coloides reversibles. Los coloides hidrofóbicos se obtienen generalmente por medios físicos o químicos; no se dispersan espontáneamente del agua y por ello se les llama coloides irreversibles. En la coagulación los coloides hidrofílicos reaccionan químicamente con el agua y con los coagulantes; los hidrofóbicos no reaccionan con el agua y su coagulación se logra predominantemente por reacciones físicas y no químicas. En los coloides hidrofílicos la estabilidad se mantiene por la hidratación, pues las moléculas de agua son atraídas a la superficie de las partículas y actúan como una barrera para el contacto entre ellas. En los hidrofóbicos la estabilidad es predominantemente un fenómeno eléctrico, explicado por la teoría de la doble capa, o sea por la existencia de una carga opuesta envolvente a dicha superficie. En su forma más simple, la teoría establece que las partículas hidrofóbicas suspendidas en el agua transportan cargas eléctricas en su superficie. En aguas naturales dicha carga es comúnmente negativa. El grado de estabilidad de una partícula es determinado por un valor llamado potencial zeta, el cual está relacionado con la carga de la partícula y la distancia a través de la cual la carga es efectiva. El concepto de potencial zeta surge de la teoría de la doble capa que se ilustra brevemente a continuación.


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Las partículas coloidales se caracterizan por poseer dos capas eléctricas alrededor de ellas, de las cuales derivan su estabilidad. La capa interna consiste tanto en cationes como en aniones, pero en general tiene una carga neta negativa. La capa externa comprende cationes intercambiables tales como Na+, Ca++, Mg++, H+, etc. El potencial zeta se refiere al contorno entre el solvente adherido a la partícula en su movimiento y el solvente que puede moverse con respecto a la partícula. Dicho contorno o plano de corte es esencialmente la separación entre el agua de hidratación y el agua libre. En otras palabras, el potencial zeta es la medida, en milivolteos, del potencial eléctrico entre la capa fija y la capa exterior de iones de carga contraria que rodean el coloide. La ecuación de Helmholtz define el potencial zeta como:

Dónde: L = potencial zeta q = carga sobre la partícula o potencial de Nernst D = constante dieléctrica del líquido S = espesor de la zona de influencia de la carga sobre la partícula La estabilidad de los coloides depende de la resultante de las fuerzas de atracción y repulsión que actúan sobre ellos. Las fuerzas de atracción, llamadas fuerzas de Vander Waals, son causadas por la interacción de dipolos de las partículas, ya sean permanentes o inducidas. La fuerza de repulsión, o sea la estabilidad del coloide en sistemas de coloides hidrofóbicos, aquellos que repelen el agua, caso más común en el tratamiento de aguas para consumo, se debe al potencial zeta. Por lo tanto para lograr la aglomeración de las partículas se debe reducir la fuerza de repulsión de tal manera que las fuerzas de atracción prevalezcan y se logre la colisión de partículas para formar agrupaciones que se puedan remover fácilmente por gravedad. La disminución de la estabilidad de las partículas, o sea la reducción de las fuerzas de repulsión o del potencial zeta, se logra básicamente por los siguientes mecanismos: a. Ajustando el pH al punto isoeléctrico, esto es al pH para el cual la carga neta de la partícula se anula y el potencial zeta se hace cero. b. Añadiendo iones de carga eléctrica contrataría a la de los coloides que se quieren remover; lo cual produce un doble efecto: primero, disminución de la carga eléctrica neta del colide con respecto al resto de la soluciones y, segundo, aumento de la concentración de iones en la solución, reduciendo la distancia a través de la cual la carga es efectiva. Mientras mayor sea la valencia del ion que se añade mayor será su poder de coagulación. c. Esto se establece con la ley de Schulze – Hardy; “La precipitación de un coloide es efectuada por aquel ion del electrolito añadido que tenga una carga opuesta en signo a la de las partículas coloidales, y el efecto de dicho ion se incrementa tanto más cuanto mayor sea el número de cargas que posea”. Las partículas coloidales y suspendidas que se encuentran en la mayoría de las aguas superficiales están cargadas negativamente; esto explica por qué las sales de aluminio o hierro son las más usadas como coagulantes en ingeniería de tratamiento de aguas.


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Coagulantes. En general, podemos decir que coagulantes son aquellos compuestos de hierro o aluminio capaces de formar un flóculo y que pueden efectuar coagulación al ser añadidos al agua. Por otra parte, ayudas de coagulación son substancias que producen poco o ningún flóculo al ser usadas solas, pero mejoran los resultados obtenidos con simples coagulantes. Los coagulantes más usados son: sulfato de aluminio, sulfato ferroso y cal, cloruro férrico, sulfato férrico, aluminato de sodio y cal. Entre las ayudas de coagulación se incluyen el cloruro de magnesio, el aluminato de sodio, la sílice activada, el almidón y gran número de polieléctrolitos de masa molecular alta. Distinguiremos entre coagulación, el proceso químico por el cual se añade un coagulante (substancia química) al agua con el objeto de destruir la estabilidad de los coloides y promover su agregación y, floculación, el proceso físico de mezcla rápida y lenta, por medio del cual se incrementa la posibilidad de choque entre partículas y por consiguiente la formación de flóculo. Sin embargo, es común referirse a coagulación como el proceso de adicción de coagulante, mezcla rápida, floculación y sedimentación. Sulfato de Aluminio (ALUMBRE). El sulfato de aluminio es el coagulante estándar usado en tratamiento de aguas. El producto comercial tiene usualmente la fórmula Al2(SO4)3 14H2O con masa molecular de 600. El material es empacado en diversas formas: en polvo, molido, en terrones, en granos parecidos al arroz y en forma líquida. Cuando se añaden soluciones de sulfato de aluminio al agua, las moléculas se disocian en Al+++ y SO4--. El Al +++ puede combinarse con coloides cargados negativamente para neutralizar parte de la carga de la partícula coloidal, reduciendo así el potencial zeta a un valor en que la unión de las partículas puede ocurrir. El Al+++ puede también combinarse con los OH- del agua para formar hidróxido de aluminio. Éste hidróxido de aluminio es de carácter coloidal, ya que absorbe iones positivos en solución para formar un sol cargado positivamente. Dicho solo cargado positivamente neutraliza la carga de los coloides negativos y ayuda a completar la aglomeración de los coloides negativos. Casi siempre se forma un exceso de sol de hidróxido de aluminio y su destrucción y precipitación se logra mediante los iones sulfato y otros iones negativos presentes en el agua. Con respecto a los coagulantes de hierro y a los de aluminio se puede afirmar que los cationes metálicos reaccionan inmediatamente con el agua para formar iones metálicos hidroxilados e hidrógeno; los aniones permanecen libres o combinados con otros cationes.


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Los iones metálicos hidroxilados son adsorbidos por el coloide negativo y neutralizan su carga superficial permitiendo la coagulación. La coagulación por adsorción y neutralización de la carga es posiblemente el fenómeno predominante en soluciones de alta concentración de coloides. Como se dijo previamente, los coloides también pueden ser barridos por los flóculos formados, al ser entrampados dentro de ellos durante la floculación y sedimentación; en otras palabras, los precipitados de Al(OH)3 entrampan los coloides efectuando una coagulación de barrido, la cual predomina en algunas soluciones de concentración coloidal baja. Debe tenerse en cuenta, sin embargo, que si se sobredocifica el coagulante, el fenómeno puede revertirse y resurgir el coloide negativo causando nuevamente el problema de turbiedad y/o color. En general lo complejos de carga positiva más alta son más efectivos en la reducción del potencial zeta y por lo tanto en efectuar la coagulación; por ésta razón es importante que el sulfato de aluminio sea distribuido a través de toda la masa de agua rápidamente, con el fin de que se logre el contacto con todas las partículas coloidales antes de que se presente la formación de las especies menos deseables. Esto se logra mediante una mezcla instantánea que provea una buena distribución del coagulante en el menor tiempo posible, un período no mayor de 10 segundos. Durante la floculación, generalmente un período de 10 – 30 minutos, se completa la aglomeración de las partículas y crecen los flóculos hasta una condición adecuada para su sedimentación. Durante la sedimentación el flóculo se asienta para dejar un líquido clarificado. Cuando se añade sulfato de aluminio al agua, éste reacciona con la alcalinidad natural del agua para formar flóculos de hidróxido de aluminio: Al2(SO4)3 14H2O +3Ca(HCO3)2

2Al (OH)3 +3 CaSO4+14H2O +6CO2

La masa molecular del sulfato de aluminio es aproximadamente de 600. El bicarbonato de calcio representa alcalinidad, la cual se expresa como CaCO3, con masa molecular de 100. El CO2 tiene masa molecular 44. Dadas estas relaciones de masa, se deduce de la ecuación anterior que cada mg/L de alumbre disminuye la alcalinidad del agua en 0.5mg/L y produce 0.44mg/L de CO2. La producción de CO2 es indeseable puesto que incrementa la corrosividad del agua; además, la ecuación muestra también cómo se presenta una conversión de bicarbonato de calcio en sulfato de calcio, o sea una reducción de la dureza carbonatada y un aumento de la no carbonatada, lo cual es también desventajoso desde el punto de vista de remoción de dureza. Si el agua no contiene alcalinidad natural suficiente para reaccionar con el alumbre, es necesario añadir la alcalinidad necesaria. Esto se hace normalmente con cal o soda ash: Al2(SO4)3 14H2O +3Ca(HCO)2 Al2(SO4)3 14H2O +3Na2CO3 +3H2O

2Al(OH)3 +3CaSO4+14H2O 2Al(OH)3 + 3Na2SO4+14H2O

La cal es menos costosa que el Na2CO3; la cal incrementa el contenido de dureza no carbonatada; la soda incrementa la corrosividad. La dosis de alumbre varía normalmente entre 5 a 50 mg/L para aguas naturales. Comúnmente el pH efectivo para coagulación con alumbre es 5.5 a 8.0 y se prefiere para tratar aguas superficiales de buena calidad por ser el único químico necesario para la coagulación.


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Sulfato Ferroso. El sulfato ferroso comercial, FeSO4 – 7H2O, se empaca como cristales o granos verdes fácilmente solubles en agua. El sulfato ferroso reacciona con la alcalinidad del agua para formar bicarbonato ferroso, Fe(HCO3)2, el cual es bastante soluble. Para que sea útil como coagulante debe existir la oxidación del ion ferroso en ion férrico insoluble. La reacción es la siguiente: FeSO4 7H2O + Ca(HCO3)2

Fe(HCO3)2 + CaSO4 + 7H2O

La oxidación del ion ferroso puede lograrse mediante cal y aireación un oxígeno disuelto del agua; por ello, en la mayoría de los casos, el sulfato ferroso se emplea con cal para elevar suficientemente el pH a un valor en que los iones ferrosos se precipitan como hidróxido férrico. Sulfato Férrico. El sulfato férrico se consigue en forma cristalina y puede dosificarse en seco o líquido. No es tan corrosivo como el cloruro férrico pero debe manejarse con equipo resistente a la corrosión. Opera bien en un intervalo amplio de valores de pH y es bastante usado en el tratamiento de aguas con alto contenido de manganeso, ya que promueve su remoción con bastante éxito a un pH mayor de 9.0. Las reacciones son las siguientes: Fe2(SO4)3 + 3Ca(HCO3)2 Fe2(SO4)3 + 3Ca(OH)2

2Fe(OH)3 + 3 CaSO4 +6 CO2 2Fe(OH)3 + 3 CaSO4

Cal. Cuando se usa solamente cal como precipitante, las reacciones son las siguientes: Ca(OH)2 + H2CO3 Ca(OH)2 + Ca(HCO2)3

CaCO3 + H2O 2CaCO3 +2H2O

Por lo tanto, debe agregarse una cantidad de cal suficiente para que combine con todo el ácido carbónico libre y con el ácido carbónico de los bicarbonatos; así se produce el carbonato de calcio, el cual actúa como coagulante. Si en el agua existiese acidez mineral también sería necesario neutralizarla antes de que la precipitación pueda ocurrir. Alcalinidad requerida para la Coagulación. Según las ecuaciones vistas anteriormente se hace evidente que el agua debe contener alcalinidad suficiente para que las reacciones de coagulación puedan ocurrir. La tabla 5.3 resume las alcalinidades requeridas para coagulación, en mg/L de alcalinidad por mg/L de coagulante.


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Ayudad de la Coagulación. Las ayudas de coagulación son generalmente sustancias químicas agregadas para optimizar la coagulación, formar un flóculo más fuerte y más sedimentable, superar caídas de temperatura que retardan las coagulación, reducir la cantidad de coagulante requerido y disminuir la cantidad del lodo producido. Existen muchas ayudas de coagulación; las tres más generalizadas son: SÍLICE ACTIVADA: Se ha usado desde hace más de 50 años con alumbre; en dosis apropiadas, aumenta la tasa de coagulación, reduce la dosis de alumbre y amplía el intervalo de pH efectivo para coagulación. Se prepara a partir de silicato de sodio, Na2SiO3, “activado” mediante un material adecuado, por ejemplo, ha sido hipocloroso o ácido sulfúrico, para reducir alcalinidad. Tiene la ventaja de fortalecer el flóculo, hacerlo más denso, más grande y de asentamiento más rápido, mejorando normalmente la remoción de color. Usualmente se agrega después del alumbre aunque también se usa antes de adicionar el coagulante. Nunca se agrega directamente con el alumbre pues reacciona con éste. Tiene la desventaja de requerir control cuidadoso durante su preparación o activación y durante la dosificación. POLIELECTROLITOS: Son compuestos orgánicos sintéticos que tienen la habilidad de causar la agregación de suelos y sólidos, finamente divididos, en suspensiones acuosas. Comercialmente existen diferentes polielectrolitos, fabricados bajo diversos nombres por distintas compañías, efectivos como ayudas de coagulación. La dosis y el tipo de electrolito deben determinarse para cada agua mediante ensayos de coagulación. Los polielectrolitos se clasifican como catiónicos, aniónicos y no iónicos. Los catiónicos son polímeros que al disolverse producen iones de carga positiva, se usan por lo tanto bastante en aguas naturales y pueden también utilizarse como coagulante primario o acompañados de alumbre o sulfato férrico. Los polielectrolitosaniónicos son polímeros que al disolverse producen iones de carga negativa y por lo tanto se usan para remover sólidos de carga positiva, generalmente acompañados de alumbre o un coagulante de hierro. Los polielectrolitos no iónicos al disolverse producen tanto iones positivos como negativos y pueden usarse como coagulante o ayuda de coagulación, aunque se utilizan dosis más grandes que las de los otros dos tipos.


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Las dosis normales de polímeros catiónicos y aniónicos son de 0.1 a 1 mg/L, para polímeros no iónicos de 1 a 10 mg/L. Sin embargo, el uso de los polímeros es limitado por su alto costo. La EPA tiene una lista de ayudas de coagulación aprobadas para ser empleadas en plantas de potabilización. AGENTES LASTRADORES: Son materiales que al ser agregados al agua forman partículas adicionales que promueven la formación del flóculo. Se usan para tratar aguas de color alto, baja turbiedad y bajo contenido mineral que producen flóculo muy pequeño de baja sedimentabilidad. Los más comunes son arcillas como la bentonita, caolinita, montmorillonita, caliza y sílice pulverizada. La bentonita ha sido muy usada, en dosis generalmente de 10 a 50 mg/L, para producir flóculo de rápido asentamiento. pH óptimo para la Coagulación. El valor del pH es uno de los factores de mayor importancia y efecto sobre el proceso de coagulación, de acuerdo con Haney el pH afecta la solubilidad de los precipitados formados por el hierro y el aluminio, así como el tiempo requerido para formación de flóculos y la carga sobre las partículas coloidales. El pH óptimo para la remoción de coloides negativos varían según la naturaleza del agua, pero usualmente cae entre pH 5.0 a 6.5. En las curvas de solubilidad para los hidróxidos férrico y de aluminio, figura 5.2, se observa que con pH ‹ 3.5 los OH- son insuficientes para precipitar el Fe+++ completamente; por la misma razón, es necesario tener una alcalinidad residual durante la coagulación química. También debe anotarse que la solubilidad del Al (OH)3 aumenta el pH ›7; lo cual es debido a la formación del ion aluminato a pH alto o sea a las propiedades anfóteras del Al (OH)3. Vale la pena recordar aquí que los hidróxidos metálicos insolubles de carácter básico, como el hidróxido férrico, son solubles en ácidos pero no en bases, por el contrario, los hidróxidos no metálicos insolubles de carácter ácido son solubles en bases, pero no en ácidos. Sin embargo ciertos hidróxidos como los de aluminio, Zinc y Cromo entre otros, son solubles tanto en ácidos como en bases. Estos hidróxidos son conocidos como hidróxidos anfóteros.


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Ensayo de Jarras. El ensayo de jarras es uno de los más importantes en el control del proceso de coagulación química de aguas. Se realiza, entre otro, con los siguientes propósitos: -Selección del tipo de coagulación más efectivo. -Determinación del pH óptimo de coagulación. -Evaluación de la dosis óptima de coagulante. -Determinación de la dosis de ayudas de coagulación. -Determinación del orden más efectivo de adición de los diferentes productos químicos. -Determinación de los niveles óptimos de mezcla, gradientes de velocidad y tiempos de mezcla. -Evaluación de la necesidad de proveer floculación y sedimentación previa a la filtración o factibilidad de filtración directa. Éste ensayo ha sido ampliamente usado; su resultado tienen gran aplicabilidad en el diseño y la operación real de las unidades de tratamiento, así como en la optimización de plantas existentes. El procedimiento requiere como datos previos mínimos los valores de pH, turbiedad, color y alcalinidad del agua cruda. La unidad de mezcla típica consiste en una serie de agitadores de paletas acoplados mecánicamente para operar a la misma velocidad, generalmente entre 10 a 100 RPM. Como jarras de coagulación se han usado vasos de precipitado, generalmente de uno a dos litros, así como jarras rectangulares de dos litros en acrílico transparentes, como las recomendadas por Hudson. Los valores del gradiente de velocidad, para el aparato generalmente usado en el laboratorio, se indican en las tablas 5.5 y 5.6. pH Como se observó previamente, los coagulantes operan mejor dentro de intervalos particulares de pH. La observación y el registro del pH del agua ayudarán al operador a seleccionar la dosis y el tipo de coagulante, así como a tomar decisiones sobre la necesidad de ajustar su valor antes de aplicar el coagulante. Turbiedad. Constituye posiblemente el parámetro más útil en el control del proceso, un incremento en la turbiedad del agua clarificada indicará al operador en forma muy rápida, la necesidad de investigar las posibles causas del problema.


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Filtrabilidad. Es el método de ensayo más usado para determinar que tan efectivamente se puede filtrar un agua coagulada. El ensayo mide la cantidad de agua filtrada en un lapso determinado. Generalmente se hace aplicando una porción pequeña de agua realmente coagulada (afluente o efluente del floculador) a un filtro piloto de 15cm de diámetro que contiene el mismo tipo y profundidad de medio filtrante que los filtros de la planta; simultáneamente se determina la turbiedad del efluente filtrado. Este ensayo permite visualizar, el corto tiempo (unos 10 minutos gasta el agua en ser filtrada por el filtro piloto), un problema de coagulación. Además, es un ensayo muy confiable pues se utiliza agua realmente coagulada y no una simulación de laboratorio. Por otra parte, tiene la ventaja de que permite cambiar las dosis de coagulantes antes de que se deteriore la calidad del efluente de la planta, puesto que generalmente el tiempo de retención después de la floculación es mayor de dos horas.


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Criterios generales de dosificación. ALUMBRE: Se recomienda una concentración de la solución de 60 g/L o 6%; tiempo mínimo de retención de la cámara de disolución de 5 minutos; tuberías de PBC, polietileno, polipropileno o material similar, y aplicación por gravedad. CLORURO FÉRRICO LÍQUIDO: Se recomienda no diluirlo y emplear tuberías de plástico o de acero recubierto de caucho. Para cloruro férrico sólido, lo mismo que para alumbre, la solución debe tener concentración mayor del 25%. SULFATO FÉRRICO: Se recomienda solución al 25% y en ningún caso menor del 1%; tiempo de retención de la cámara de disolución, 20 minutos; tuberías de plástico, de caucho o de acero inoxidable 316. SULFATO FERROSO: Se recomienda la forma granular; solución al 6% con tiempo de retención de 5 minutos en la cámara de disolución; tuberías de plástico; de caucho, de plomo o de acero inoxidable tipo 304. CAL VIVA: Se recomienda cal que pase tamiz de 3/4„‟ y ser retenidos por lo menos el 95% sobre tamiz No. 100, para facilitar manejo y evitar polvo; dosificación por gravedad, hasta donde sea posible por canales abiertos; accesorios en plástico; en caucho, en acero o en concreto. CAL APAGADA: Se recomienda solución máxima al 6%, tiempo de retención de 5 minutos en la cámara de disolución y uso solamente en plantas pequeñas con dosificaciones menores de 113 kg/h. 3. Cloración Desinfección es el término aplicado a aquellos procesos en los cuales microorganismos patógenos pero no sus esporas, son destruidos. El propósito primario de la desinfección del agua es el de impedir la diseminación de enfermedades hídricas. La importancia del control de enfermedades transmisibles por el agua es hoy en día evidente; sin embargo, fue sólo hasta 1854 que se demostró la importancia del agua como vehículo de algunas enfermedades. Teoría de la Desinfeccion. En general, la tasa de mortalidad de los microorganismos obedece a la siguiente ley: Donde: K = constante de velocidad de radiación para un desinfectante determinado. N = número de organismo viables. t= tiempo de contacto la ley anterior, ley de Chick, establece que la rapidez con que disminuye la cantidad de microorganismo es proporcional al número de ellos. Integrando, = -Kt Fundamentos de aguas residuales

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o, Donde: N0 = número inicial de organismos Nt = número de organismo para el tiempo t k= 0.4343 k Además t= log 〔 Puesto que Nt nunca alcanzará un valor igual a cero, es normal especificar la mortalidad como un porcentaje, es decir 99.9%. La constante de reacción dependerá de cada desinfectante, de la concentración del desinfectante, la temperatura, el ph y otros factores ambientales. La desinfección con cloro no obedece a la ley anterior; la relación aplicable es la siguiente: =-KNt Integrando y cambiando a base 10 se obtiene: t2= Para pH = 7 K= 1.6 x 10-2 para residuales de cloro libre. K= 1.6 x 10-5 para residuales de cloro combinado Resumiendo, la tasa de desinfección con cloro es función del tiempo de contacto, del número y clase de organismos, de la dosis de cloro, del tipo de residual de cloro, del pH y de la temperatura, principalmente. Cloración. La popularidad del cloro como desinfectante se debe a las razones siguientes: -

-

Existe disponible como gas, líquido o en forma granular. Es relativamente barato. Es fácil de aplicar por cuanto es relativamente de solubilidad alta; aproximadamente 7000 mg/L a 20 °C y presión atmosférica. Sin embargo, a temperaturas menores de 9.6 °C se combina con agua para formar un sólido cristalino, hielo de cloro o Cl2 o 8H2 O; y a 100 °C y 1 atmósfera de presión en insoluble. En concentraciones que son insaboras e inocuas para consumo humano deja un residual en solución, el cual provee protección sanitaria en el sistema de distribución. Tiene una alta característica de toxicidad para los microorganismos causantes de enfermedades hídricas. Es un agente oxidante poderoso.


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Entre sus desventajas se señalan: -

Es un gas venenoso que requiere manejo cuidadoso. Es altamente corrosivo en solución. Forma con los fenoles clorofenoles, los cuales dan origen a problemas serios de olores. Forma algunas sustancias orgánicas trihalometanos, de los cuales el cloroformo es de máximo interés por sospecharse que es agente cancerígeno.

Química de la Cloración. El cloro ha sido usado principalmente como desinfectante para el control de microorganismo en aguas de consumo, aguas residuales, piscinas, lodos, etc., así como oxidante para la oxidación de hierro y manganeso; para control de olores y sabores, oxidación de sulfuros, remoción de amoniaco y color orgánico y oxidación de cianuros. En purificación y tratamiento de aguas el cloro se usa como gas generado a partir de la vaporización de cloro líquido almacenado bajo presión en cilindros; como líquido, comúnmente hipoclorito de sodio, NaOCl, y como sólido, comúnmente hipoclorito de alto grado, HTH, o hipoclorito de calcio, Ca(OCl)2 . Tanto el cloro elemental gaseoso como el líquido reaccionan con el agua de la siguiente forma: Cl2 + H2 O= HOCl + H+ + ClPara concentraciones de cloro menores de 1000 mg/L, caso general en la práctica, la hidrólisis es prácticamente completa si el PH es mayor de 3. Como puede observarse en la ecuación anterior, la adición de cloro gaseoso al agua bajará su alcalinidad y consecuentemente se PH debido a la producción del ácido fuerte, HCl, y del ácido hipocloroso, HOCl. El ácido hipocloroso se ioniza para formar ion hipoclorito: HCOl = OCl- + H+ Como es evidente, la disociación del ácido hipocloroso depende de la concentración de ion hidrógeno, o sea del PH. A PH de 6 o menor la disociación del HOCl se inhibe; el residual es predominantemente HOCl; a PH igual a 7.7 los residuales de HOCl y OCl- son aproximadamente similares y a PH igual o mayor que 9.0 casi todo el residual es OClLas especies HOCl y OCl- en el agua constituyen lo que se denomina cloro libre disponible o residual de cloro libre. El ácido hipocloroso HOCl es el desinfectante más efectivo; el ion hipoclorito es relativamente inefectivo en comparación con el ácido hipocloroso; por ello, la desinfección más letal con cloro ocurre a PH bajo, o sea en medio ácido. En general e considera que el HOCl es 80 a 100 veces más efectivo que el OCl- para exterminar E.coli.


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Si el cloro se dosifica como hipoclorito de sodio se tiene: NaOCl Na+ + OClOCl- + H2 O HOCl + OHEn este caso se presentará un incremento de alcalinidad, dependiente de la magnitud con que el OCl- reaccione con el agua. Finalmente, si el cloro se agrega como hipoclorito de calcio, HTH se tiene: Ca (OCl)2 Ca++ + 2OCl2OCl- + 2H2 O 2HOCl + 2OHEn efecto será, entonces, un aumento tanto de la alcalinidad como de la dureza total del agua. Si existe amoniaco, el ácido hipocloroso reaccionará con él para producir monocloramina, dicloramina y tricloramina. NH3 + HOCl NH2 Cl + H2 O Monocloramina NH2 Cl + HOCl NHCl2 + H2 O Dicloramina NHCl2 + HOCl NCl3 + H2 O Tricloramina Todo el cloro presente en el agua en forma de cloraminas es lo que se conoce como cloro combinado disponible o residual de cloro combinado. Dependiendo de la dosis del cloro, el PH, de la cantidad de amoniaco, del tiempo de contacto y de la temperatura, el cloro eventualmente oxida el amoniaco en nitrógeno gaseoso, nitrato y otros compuestos de nitrógeno. Entre PH 4.5 y 8.5 se forman mono y dicloramidas. Teóricamente, a temperatura ambiente y PH mayor de 8.5 existen solamente mococloraminas, y a PH alrededor de 4.5 existen solamente dicloraminas. El tricloruro de nitrógeno se produce cuando el PH es menor de 4.4. Los residuales de cloro combinado son más estables que los residuales libres, pero menos efectivos como desinfectantes. Para una mortalidad determinada, con residual constante, las formas de cloro combinado requieren un tiempo de contacto cien veces mayor que el requerido por el residual libre. A la vez, en un tiempo de contacto contante, la concentración de residual combinado debe ser 25 veces la concentración de residual libre para producir la mortalidad deseada. Evidentemente, la demanda de cloro varia para diferentes aguas; aun para la misma agua depende de la dosis de cloro aplicada, de la magnitud y tipo de residual deseado, del tiempo de contacto, del PH y de la temperatura. En general, a mayor tiempo de contacto y mayor temperatura del agua, más efectiva es la desinfección; por el contrario, a PH alto disminuye la concentración de ácido hipocloroso y por consiguiente disminuye la efectividad de la cloración. Reacciones de la Demanda de Cloro LUZ SOLAR: Las soluciones de cloro no son estables cuando se exponen a la luz solar; la radiación ultravioleta provee energía para la reacción del cloro con el agua; de ahí su consumo en gran cantidad en espacios abiertos, por ejemplo en piscinas. 2HOCl Fundamentos de aguas residuales

ENERGÍA

2HCl + O2 Página 18


REACCIÓN CON SUSTANCIAS INORGÁNICAS: El cloro, como agente oxidante poderoso, se combina rápidamente con los sulfuros, H2 S, NO2- , Mn++ , Fe++ , NH3 . Cl2 + 2Fe++ = 2Fe+++ + 2ClHOCl + H+ + 2Fe++ = 2Fe+++ + Cl- + H2 O Las dos reacciones anteriores, por ejemplo, ocurren casi instantáneamente a un PH cercano o mayor de 7.0. Las reacciones del cloro con S= y NO2- siguen la misma tendencia anterior. La reacción con Mn++ ocurre solamente a PH mayor de 8.5. H2 S + 4Cl2 + 4H2 O = H2 SO4 + 8HCl HOCl + NO2- = NO3- + HCl La reacción anterior indica cómo cada mol de NO2- , 46 g de NO2 o 14 g de NO2 – N, consume un mol HOCl, 52.5 g de HOCl o 71 g de HOCl – Cl2. Por consiguiente, cada miligramo de NO2 – N/L consume aproximadamente 5 mg/L de HCOl – Cl2. La reacción de oxidación del amoniaco con el cloro puede producir monocloramina, NH2 Cl; dicloramina, NHCl2; tricloramina, NCl3 , o diferentes productos de nitrógeno libres de cloro como la hidracina, N2H4; la hidroxilamina, NH2OH; nitrógeno gaseoso, N2; óxido nitroso, N2O; óxido nítrico, NO, nitritos, nitratos o tetróxidos de nitrógeno, N2O4. Ejemplos de estas reacciones son: 2NH3 + 3HOCl = N2 + 3H2O + 3HCl 2NH3 + 3Cl2 = N2 + 6HCl REACCIONES CON NITRÓGENO ORGÁNICO: El cloro reacciona fácilmente con muchos compuestos orgánicos de nitrógeno de la misma manera que lo hace con el amoniaco. Son comunes las reacciones con las aminas orgánicas o compuestos con el grupo –NH2, -NH-, o – N = como parte de su molécula. El cloro en los compuestos formados con el nitrógeno orgánico no pierde, en ningún caso, su capacidad oxidante, sin embargo, deja de ser tan potente como el ácido hipocloroso o la monocloramina como desinfectante. Un ejemplo típico de reacción del cloro con un compuesto orgánico de nitrógeno es el de la reacción con metilamina para formar clorometilamina y diclorometilamina. CH3NH2 + HOCl CH3NHCL + H2O CH3NHCl+ HOCl CH3NCl2 + H2O REACCIONES CON FENOLES: El cloro reacciona con el fenol, C6H5OH, y con los compuestos que contienen el grupo fenólico. Teniendo en cuenta que en aguas de consumo pueden existir fenoles como consecuencia de contaminación industrial o descomposición natural, y que los clorofenoles son compuestos muy olorosos, alguno en muy bajas concentraciones. En aguas residuales se ha encontrado que el fenol es biodegradable y que no se presentas efectos tóxicos para los microorganismos en concentraciones menores de 500 mg/L.


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FORMACIÓN DE TRIHALOMETANOS: Los trihalometanos son compuestos químicos orgánicos que contienen un átomo de hidrógeno, un átomo de carbono y tres átomos de cloro, bromo o yodo. Por lo tanto, tienen como fórmula general CHX3, donde X puede ser Cl, Br o I. de los trihalometanos, el de mayor interés ha sido el cloroformo, CHCl3 , o troclorometano, que es el más común en aguas de consumo; se ha demostrado que es carcinógeno en roedores, por lo cual constituye un riesgo potencial para los seres humanos. ÁCIDOS HALOACÉTICOS: Dentro de los subproductos de la desinfección del agua con cloro, son de interés los ácidos haloacéticos por sus efectos sobre el sistema nervioso y el hígado. Estudios hechos con ratas indican que el ácido dicloroacético y el ácido tricloroacético son carcinógenos para animales. La USEPA limita el contenido total de ácidos haloacéticos a una concentración de 0.06 mg/L. Los cinco ácidos haloacéticos son: Ácido monoclorocético

Ácido dicloroacético

Ácido tricloroacético

Ácido monobromoacético Ácido dibromoacético

Control de la Cloración. Según Culp, para una inactividad exitosa de virus mediante cloración se requiere: -

Turbiedad del agua menor de 1 PH del agua cercano a 7.5 en aguas con amoniaco y menor de 7.0 en aguas libres de amoniaco Mezcla rápida, uniforme y eficiente del cloro con el agua. Residual de cloro libre de 0.5 – 1.0 mg/L para un periodo de contacto mayor de 30 minutos.


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Según el NRC (1956), con un tiempo de contacto de 30 minutos, la eliminación completa de bacterias requiere un residual de cloro libre mayor de 0.2 mg/L para PH menor de 9.2 y mayor de 0.6 mg/L para PH igual a 10. Alternativamente, el residual de cloro combinado debe ser mayor de 2 mg/L para PH menor de 6.8 y mayor de 3 mg/L para PH igual a 10. La eliminación de quistes requiere residuales de cloro mucho mayores que los requeridos para eliminar bacterias. Con temperatura de 22-25 °C. Tiempo de contacto de 30 minutos y PH de cloro libre, y de 20 mg/L para temperaturas de 2-5 °C. Si el PH es mayor de 7.0 se requieren residuales mayores de 10 mg/L de cloro libre para temperaturas de 2-5 °C y mayores de 3 mg/L para temperaturas de 22-25 °C. La conversión de remociones porcentuales en términos de unidades log es muy sencilla; las unidades log corresponden al número de nueves de la remoción porcentual. Así, por ejemplo: Si % R = 90%, entonces, log〔 Si % R = 99%, entonces, log〔

= 1 log de remoción = 2 log de remoción

Si % R = 99.9%, entonces, log〔

= 3 log de remoción

Si % R = 99.99%, entonces, log〔

=4 log de remoción

En general: x= log 〔 R=1-

x

X = log R=1 Donde: X = unidades log de remoción R = remoción fraccional Métodos de determinación.


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Método OTA. OTA o método de la ORTOTOLIDINA-ARSENITO. La ortotolidina es un compuesto aromático oxidable en solución ´cid por el cloro, las cloraminas y otros oxidantes; esta oxidación produce un complejo de color amarillo que a PH< 1.8 es proporcional a la cantidad de oxidantes existentes. El método se basa en el hecho de que los residuales de cloro libre reaccionan instantáneamente con ortotolidina para formar una holoquinona de color amarillo, que las cloraminas reaccionan mucho más lentamente. La intensidad del color amarillo es proporcional a la cantidad de cloro residual presente, obedece la ley de Beer y permite determinar la concentración de cloro por comparación colorimétrica. El arsenito es un agente reductor mucho más fuerte que la ortotolidina y reduce las clorominas instantáneamente evitando que reaccionen con la ortotolidina. Tanto los nitritos como las formas oxidadas del manganeso oxidan la ortotolidina para producir holoquinonas e introducir errore en la determinación. Las interferencias se pueden determinar separadamente para hacer las correcciones pertinentes.


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Método DPD-colorimétrico. El método DPD, N, N-dietil-parafenildiamina,, permite diferenciar cloro libre, monocloramina, dicloramina y tricloramina. La reacción, entre el cloro libre y el DPD produce instantáneamente un color rojo. La adicion subsecuente de una cantidad catalizadora de yoduro hace que la monoclororamina, NH2Cl, produzca color. La adicion de un exceso de yoduro hace que la dicloramina, NHCl2, y la tricloramina, NHCl3, produzcan color. Si el yoduro se agrega antes del DPD, una porción de las tricloraminas reacciona con la fracción de cloro libre y es posible obtener un estimativo de la cantidad de tricloramina, NCl3, existente en la muestra. La medida del color se hace con un espectrofotómetro. Método DPD-titulométrico. Este método utiliza DPD como indicador y sulfato ferroso amoniacal como titulador. Como se indicó en el numeral anterior, el DPD reacciona instantáneamente con el cloro residual libre, en ausencia de ion yoduro, para producir color rojo. La adición posterior, a la misma muestra, de una cantidad pequeña de ion yoduro I- , cataliza la reacción y hace que las monocloraminas produzcan color rojo; una agregcion adicional de ion yoduro en exceso, en forma de KI, produce una reacción rápida con la dicloramina y la tricloramina. El color rojo se titula con solución de sulfato ferroso amoniacal, FAS, hasta que la solución sea incolora. El método se simplifica y se hace muy sencillo para determinar cloro libre, cloro combinado y cloro total. Bibliografía. R. S. Ramalho, Tratamiento de aguas residuales, editorial Reverte, Última edición.


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Unidad 4. Procesos Unitarios

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